usos de amargos de salmueras como...
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REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERÍA DIVISIÓN DE POSTGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO CIENCIAS DEL AMBIENTE
USOS DE AMARGOS DE SALMUERAS COMO COAGULANTES PARA EL TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES
Trabajo de Grado presentado ante la
Ilustre Universidad del Zulia para optar al Grado Académico de:
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN CIENCIAS DEL AMBIENTE
Lcdo. Gerardo Román Varela
Tutor: Gilberto Colina
Maracaibo, febrero del 2010
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Román Varela Gerardo. Usos de amargos de salmueras como coagulantes para el tratamiento de aguas residuales.2.010 Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División de Postgrado. Maracaibo, Venezuela, 87 págs, Tutor: Gilberto Colina
RESUMEN
El proceso de producción de sal por Evaporación Solar, consiste en hacer pasar el agua de mar por una serie de concentradores, donde a través del sol y el viento se evapora el agua haciendo que la salmuera que va quedando se sature de sal, donde el agua sigue evaporándose, y la sal precipita en el fondo. La salmuera concentrada drenada del cristalizador es llamada "Amargos” debido a su sabor amargo y a la presencia de sales a elevadas concentraciones. Esta salmuera concentrada es el desecho del proceso, y debe dársele una disposición final, lo cual es posible debido a sus constituyentes, como las sales de magnesio, que la hacen actuar como coagulante para el tratamiento de aguas residuales. Se realizó una caracterización preliminar a los amargos líquidos midiendo parámetros de interés como: cloruros, sodio, potasio, calcio. En esta investigación se determinó la eficiencia del amargo generado en la empresa PRODUSAL como coagulante para el tratamiento de aguas residuales. Se realizaron varios ensayos exploratorios para determinar la dosis óptima de amargo, midiendo algunas variables como pH, tiempo de agitación y volúmenes de amargos agregados. La eficiencia de coagulación de la salmuera se evaluó aplicando el Ensayo de Jarras con aguas residuales con valores altos de pH y caracterizando los parámetros color, turbidez, pH, y alcalinidad. Se determinó la mejor dosis de este coagulante de 0,8 mL por litro de agua residual a un pH de 12. Con este resultado se propone utilizar los amargos de salmuera como coagulante efectivo para el tratamiento de aguas residuales, ya que es una fuente de magnesio económica y abundante. Palabras Clave: Amargo, floculación, coagulante, salmuera.
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Román Varela Gerardo. Uses of bitter as coagulants for wastewater treatment.2.010 Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División de Postgrado. Maracaibo, Venezuela, 80 págs., Tutor: Gilberto Colina
ABSTRACT The process of salt production by solar evaporation consists of passing seawater through a series of hubs, where, through sun and wind evaporate the water making the brine that is becoming saturated with salt is, where water is evaporated and the salt precipitates in the background. The concentrated brine drained from the crystallizer is called "bitter" because of its bitter taste and the presence of salts in high concentrations. This is concentrated brine waste from the process, and be given a final provision, which is possible due to its constituents, as salts of magnesium, which make it act as a coagulant for wastewater treatment. There was a preliminary characterization of the bitter liquid measuring parameters of interest such as chloride, sodium, potassium, calcium. In this investigation we determined the efficiency of the company generated bitter PRODUSAL as a coagulant for wastewater treatment. Several exploratory experiments were conducted to determine the optimal dose of bitter, measuring variables such as pH, time of turmoil and bitter volumes of aggregates. clotting efficiency of the brine was evaluated using jar tests with wastewater with high pH values and parameters characterizing the color, turbidity, pH, and alkalinity. We determined the best coagulant dose of 0.8 mL per liter of residual water at pH 12. With this result it intends to use the bitter brine as a coagulant effective for the treatment of wastewater, since magnesium is a source of economic and plentiful. Keywords: Bitter, flocculation, coagulation, brine.
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DEDICATORIA
A Dios Todopoderoso por regalarme la vida y fortaleza para alcanzar mis
anheladas metas, por brindarme sabiduría, paciencia, inteligencia, amor y ganas
de luchar por mi vida y por haberme permitido culminar esta investigación.
A mi esposa María Nela y a mis hijas por representar mi felicidad y darme el
apoyo absoluto en las situaciones más difíciles de mi vida.
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AGRADECIMIENTO
Quiero expresar mi más sincero agradecimiento:
A Dios por haberme permitido finalizar esta investigación y guiarme en el
camino correcto en nuestra vida.
A la Universidad del Zulia por abrirme las puertas.
A los Profesores Gilberto Colina y Luís Vargas por el apoyo incondicional
prestado para la realización de este trabajo de postgrado.
A la Profesora Altamira Díaz por su apoyo y calidad humana.
Al personal del Departamento de Ingeniería Sanitaria y Ambiental quienes de
una u otra forma contribuyeron en la realización de este trabajo.
Al personal de la planta Produsal, en especial, a los Ingenieros Ronald Nava y
Raúl Tailardart, por su valiosa información y suministro de muestras de amargos
salmueras utilizada en esta investigación.
A todos mis amigos y compañeros que me tendieron su mano amiga para
poder desarrollar este trabajo.
A todos ellos, muchas gracias.
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TABLA DE CONTENIDO
Página
RESUMEN…………………………………………………………....…................ 3
ABSTRACT………………………………………………………….………….…... 4
DEDICATORIA……………………………………………..….….….…….……… 5
AGRADECIMIENTO……………………………………………………................ 6
TABLA DE CONTENIDO………………………………………………................ 7
LISTA DE TABLAS……………………………………………….……….…....…. 10
LISTA DE FIGURAS……………………..…….….…………….………..……….. 11
INTRODUCCIÓN…………………….………………………….…………............ 12
CAPÍTULO
I MARCO TEÓRICO…………………………….….……..……....…............. 13
1.1. Consideraciones generales…………...….…...….....….……....… 13 1.1.1. Conceptos básicos……………………………….…...…....... 13
1.1.1.1. Salinas….…….….………………..…...…..….….…….. 13 1.1.1.2. La Escala Baume (°Bé)……………...……........….….. 13
1.1.2. Proceso de producción de sal por evaporación solar…….. 14 1.1.3. Descripción de la empresa productora de sal (PRODUSAL) y su proceso productivo……...………......…..…… 15
1.1.3.1. Descripción del proceso productivo……….…………. 15 1.1.3.1.1. Concentradores y cristalizadores…….......……. 16 1.1.3.1.2. Planta de lavado……………………………...….. 17 1.1.3.1.3. Lagunas desalinizadoras (amargos)……...……. 17 1.1.3.1.4. Ensacado…..…..…………………….….……...… 19
1.2. Antecedentes………………………….…………………..………... 20 1.3. Aguas residuales de origen doméstico…………………………... 25
1.3.1. Características físicas de las aguas residuales….…...…... 26 1.3.2. Características químicas de las aguas residuales…...…… 28 1.3.3. Características biológicas de las aguas residuales………. 32 1.3.4. Tratamiento primario: Coagulación – floculación……...….. 33
1.3.4.1. Desestabilización de partículas (coagulación)…........ 35 1.3.4.2. Propiedades generales de las dispersiones coloidales…………………………………………………………. 36 1.3.4.3. Dispersiones coloidales de sólidos en agua……....... 38 1.3.4.4. Coloides hidrófobos……….…………………...………. 38
1.3.4.4.1. Estabilidad de los coloides hidrófobos…………. 38 1.3.4.4.2. Desestabilización y destrucción de los coloides hidrófobos……………….….....….....……………..………… 41
7
Página
1.3.4.5. Coloides hidrófilos………………………….…….…..... 43 1.3.4.6. Transporte de partículas (floculación)………….......... 44
1.4. Características de la salmuera………………...............…........… 45 1.5. Coagulación con magnesio…………………………..…........…… 45
II METODOLOGÍA EXPERIMENTAL…………………………….………..… 50
2.1. Evaluación de los parámetros físico-químicos del agua residual cruda (sin tratar) de las lagunas de las instalaciones del Centro de Investigación del Agua (CIA)…………..…....…………....................... 50 2.2. Técnicas de muestreo……………………………………..…....…. 50
2.2.1. Sitio de muestreo……………….……………….…...…...….. 50 2.2.2. Equipos colectores………….……………….......….……..… 50 2.2.3. Lavado de los envases previo al muestreo…….….…...….. 50 2.2.4. Frecuencia y número de muestras………..……….…......... 51 2.2.5. Análisis realizados al agua residual cruda…………....…... 51
2.3. Evaluación de los parámetros físico-químicos de los amargos líquidos, procedentes de los cristalizadores de la planta Produsal ubicada en Los Olivitos en el Municipio Miranda del Estado Zulia, donde se midió los siguientes parámetros de interés: Bicarbonatos, sulfatos, cloruros, calcio, magnesio, potasio, pH, alcalinidad y sodio……………………………………………………………………..… 51
2.3.1. Área de estudio………………….…………………….…..….. 51 2.3.2. Recolección de muestra…………………………….....…….. 52
2.3.2.1. Salmuera concentrada…………………….....…..……. 52 2.3.3. Tratamiento inicial de los amargos líquidos….…..…...…… 52 2.3.4. Caracterización preliminar de amargos……….………....… 52
2.3.4.1. Temperatura…….……………………………….......…. 53 2.3.4.2. Cloruros…….……………….….….……….....…..….… 53 2.3.4.3. Sodio y potasio……………….…………....…...…….… 53 2.3.4.4. Sulfato….………………………………....……...……… 53 2.3.4.5. Sólidos suspendidos………...……….….….…….....… 54
2.4. Ensayos realizados al agua residual con amargos…………....... 54 2.4.1. Coagulación…….………………………..........….……......… 54 2.4.2. Determinación de la dosis del coagulante…………….....… 54 2.4.3. Aparato de Prueba de Jarras……………………….......…... 55
2.4.3.1. Ph……..…………………………………..…..…....….... 55 2.4.3.2. Turbidez…..……………………………….….…….…… 56 2.4.3.3. Color…….………………………………….……………. 56 2.4.3.4. Alcalinidad……..…..…………………..……...………… 56 2.4.3.5. Ensayo de coagulación usando el amargo de salmuera…………………………………………………………... 56
III RESULTADOS Y DISCUSIÓN…………………..…………………..……. 57
3.1. Caracterización preliminar de amargos………..…………………. 57
8
Página
3.2. Pruebas físicas químicas realizadas en las aguas residuales antes del proceso de coagulación con los amargos…………….…… 58 3.3. Evaluación de la dosis óptima del coagulante amargo líquido de salmuera, mediante la aplicación de ensayo de jarro a diferentes intervalos de volúmenes….………………………...……… 59
3.3.1. Prueba preliminar 2: reduciendo el intervalo de los amargos…………..…………………………………………..…...….. 60
3.4. Muestras de amargos para las pruebas de jarras definitivas.…. 63 3.4.1. Prueba No. 1 Amargos con agua residual. Elevando el pH y variando dosis de amargos………...….…………………….……. 63 3.4.2. Prueba No. 2 Amargos con agua residual manteniendo el pH y cambiando rango de aplicación de amargos….……………. 64 3.4.3. Amargos con agua residual utilizando la dosis óptima del amargo……….…………………………………………………….…. 64 3.4.4. Verificación del pH óptimo a Utilizar…….………………..... 65
CONCLUSIONES………………………………………………….......…..……… 67
RECOMENDACIONES……………………………………………….........…….. 68
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS…………………………………....…...…… 69
ANEXOS…………………..…………………………………………………...…… 71
9
LISTA DE TABLAS
Tabla Página
1 Escala de Baume. (Senese, 2004)………..……………..….…....…… 14
2 Comparación de varios coagulantes (Benefield, 1982)…………....… 49
3 Caracterización preliminar de amargos líquidos…………………...… 57
4 Resultados de las concentraciones obtenidas por combinaciones hipotéticas para cada compuesto presente en los amargos………… 58
5 Resultados del agua residual cruda………...…….……...…………… 59
6 Prueba preliminar 1. Dosis exploratoria……..………………………… 59
7 Prueba preliminar 2. Reduciendo los intervalos de amargos a pH 11,69………………………….………………………………..…….……. 60
8 Prueba preliminar 3. Variando la dosis de amargos a pH 12,04……. 61
9 Amargos con agua residual variando los tiempos de agitación 1’:20” a pH 12………………………………….………………….……… 62
10 Amargos con agua residual variando los tiempos de agitación a
1’:30 a pH 12…………………………….……………………………...... 62
11 Prueba 1. Aamargos con agua residual a pH 12,24……...………….. 63
12 Prueba 2. Amargos con agua residual a pH 12,24 con intervalo por encima y por debajo de 0,6 mL……………...………………............... 64
13 Amargos con agua residual a pH inicial 11,90……………………...… 65 14 pH óptimo de coagulación………..……….………..…………………... 66
10
LISTA DE FIGURAS
Figura Página
1 Diagrama del sistema lagunal de la salina por evaporación solar. (PRODUSAL)…………………………………………………..………….. 18
2 Doble capa eléctrica de un coloide con carga negativa (Sawyer y col., 2000)…………………………………………………………………... 39
3 Uso cíclico de la cal y el carbonato de magnesio en coagulación (Arboleda, 1992)…………………………………….…....…..………..…. 47
4 Espectrofotometría de Emisión en Llama………………….……….…… 53
5 Aparato de Prueba de Jarras………………………………………….… 55
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INTRODUCCIÓN
La presencia de impurezas en el agua ha motivado, desde tiempos antiguos, a
investigaciones que conlleven a reducir las características indeseables del agua.
Dichas investigaciones han arrojado diversas técnicas y métodos que hoy día
forman parte de los procesos de tratamiento de las aguas residuales. Entre estos
procesos tenemos la coagulación-floculación que permite el agregado y posterior
sedimentación de impurezas que por su tamaño no lo haría por sí solas.
Entre los coagulantes más utilizados actualmente tenemos el sulfato de
aluminio, el cloruro férrico, el policloruro de aluminio y otros productos con
propiedades similares. La salmuera concentrada (amargos) generada como
subproducto en el proceso de producción de sal por Evaporación Solar está
constituida entre otras cosas por sales de magnesio, dejando a un lado otras
sales que ya han venido precipitando en el paso del agua de mar de una laguna a
otra, incluyendo la sal común. Sin embargo, el mayor constituyente de la salmuera
concentrada sigue siendo el cloruro de sodio, porque no se precipita todo en los
cristalizadores para evitar su contaminación por la precipitación de otras sales
presentes, como las de Magnesio.
Si se añaden pequeñas cantidades de la salmuera concentrada (amargos) al
agua residual, en vez de emplear el agua de mar, se suministrara las cantidades
requeridas de iones de Magnesio sin cargar la mezcla con grandes cantidades del
resto de los constituyentes químicos presentes en el agua de mar (Ayoub G.M y
col., 1999).
En este sentido, esta investigación tiene como objetivo fundamental evaluar la
efectividad del efluente generado en el proceso de producción de sal por
evaporación solar, como coagulante para el tratamiento de aguas residuales. La
eficiencia de remoción de se obtuvo mediante la aplicación de Ensayo de Jarro a
diferentes niveles de concentración del amargo de salmuera en mg/Lt, pH y
turbiedad, y sus efectos sobre la turbidez, color, alcalinidad total y dureza total de
las muestras tratadas con dicho amargo de salmuera.
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CAPITULO I
MARCO TEÓRICO
1.1. Consideraciones generales
1.1.1. Conceptos básicos
1.1.1.1. Salinas
Es el lugar donde se obtienen la sal común (Cloruro de sodio) o cualquier otro
mineral evaporativo, mediante la concentración de los mismos por evaporación del
agua en que se encuentran disueltos. El término se emplea para designar tanto los
establecimientos artificiales (estanques de evaporación), como los medios
naturales en los cuales se concentran aguas salinas (laguna salinas). En ambos
casos es la escasa profundidad y la intensa evaporación las que producen una
concentración de las sales (Arenas, 2000)
1.1.1.2. La Escala Baume (°Bé)
La escala Baume es una medida de la gravedad específica de una solución, no
es una medida directa de concentración. Esta escala tiene usos tradicionales en
industrias donde la lectura dadas por el instrumento conocido como hidrómetro, ha
sido usada ampliamente para determinar indirectamente la concentración de una
solución, así como también otros equipos sencillos que rápidamente indican con
elevada precisión la densidad de soluciones salinas reportadas bajo esta forma
(Senese, 2004).
El químico francés Antoine Baume ideó la escala al crear los hidrómetros. A
60°F la gravedad específica (G.E) de una solución puede ser calculada a partir de
los grados Baume usando la siguiente ecuación para líquidos más pesados que el
agua (Senese, 2004); Líquidos más pesados que el agua, G.E = 145/(145 - °Bé).
La tabla N° 1 compara la conversión descrita.
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Tabla 1. Escala de Baume. (Senese, 2004)
°Bé 25 27 29 32
g/cm3 1,2083 1,2288 1,25 1,2832
1.1.2. Proceso de producción de sal por evaporación solar
La extracción de sal a partir del agua de mar es favorecida en países cuyas
costas y clima cálido (con pocas precipitaciones) permiten la obtención de materia
prima abundante a bajo costo, y con facilidades de evaporación. Otros factores a
considerar son el viento, la humedad, temperatura, el tipo de suelo (Butts,
1993).
Las lagunas solares (contienen la salmuera tomada del mar) y tienen
generalmente entre 40 y 70 cm. de profundidad y son construidas en terrenos de
naturaleza arcillosa para evitar la pérdida por filtración a través del fondo del agua
embalsada. En áreas carentes de este tipo de suelo se usan revestimientos de
goma o policloruro de vinílo (Butts. 1993).
Inicialmente la salmuera fluye por una serie de concentradores (lagunas)
donde a través del poder del sol y el viento se evapora el agua, haciendo que la
salmuera que va quedando se sature de Cloruro de Sodio (NaCL). En este punto
el 90% del agua ha sido removida y algunas impurezas, CaS04 y CaC03 han
cristalizado y sedimentado al fondo. La salmuera ahora saturada de Cloruro de
Sodio es transferida a los cristalizadores (lagunas) donde a medida que el agua
sigue evaporándose, la sal (NaCL) precipita en el fondo de la laguna. La salmuera
drenada del cristalizador es llamada Amargos debido a su sabor amargo y es rica
en MgCL2, MgS04 y KCl (Butts, 1993).
Después de 10 a 15 cm. de sal acumulada en el fondo de la laguna, el Cloruro
de Sodio es cosechado, lavado y apilado por un tiempo. La sal producida por este
método presenta un 99.7% de pureza en base seca. El rango de producción de
una salina se encuentra entre quinientos hasta más de seis millones de toneladas
por año (Butts, 1993).
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Cuando este sistema de lagunas de concentradores y cristalizadores es
manejado apropiadamente, la producción de sal llega a ser armoniosa con el
ambiente. Muchos procesos de producción generan grandes cantidades de
desecho, pero las salinas solares generan pocas cantidades. El único producto de
desecho, los Amargos (líquido sobrenadante de la sal precipitada en los
cristalizadores), es menos del cinco por ciento del volumen del agua salada
empleada como materia prima. Cuando el efluente de pequeñas salinas solares es
liberado al mar gradualmente y en el momento apropiado, se provocan mínimos
danos al ambiente (Davis, 1999).
Muchas salinas solares de gran magnitud, nunca descargan sus amargos en el
mar. En vez de esto, el efluente puede ser dispuesto en cristalizadores especiales
para extraer la sal restante, porque pueden permanecer en lagunas profundas y
puede ser procesado en el sitio, o vendido para obtener MgSO4, MgCL2 y K2SO4
(Davis, 1999).
1.1.3. Descripción de la empresa productora de sal (PRODUSAL) y su proceso
productivo
PRODUCTORA DE SAL es una empresa zuliana dedicada desde 1999 a la
producción, por evaporación solar, de sal industrial de primera calidad. Está
ubicada en el Municipio Miranda del Estado Zulia. Con una capacidad instalada de
producción anual de 800 mil toneladas, PRODUSAL cubre totalmente la demanda
de sal de PEQUIVEN para la elaboración de cloro, elemento fundamental en el
tratamiento del agua que circula por los acueductos de nuestro país. Igualmente,
produce sal industrial para el uso del sector petrolero y de producción de
alimentos, abasteciendo al 71% del mercado regional de sal y al 52% del nacional.
1.1.3.1. Descripción del proceso productivo
La salina contempla la producción de sal por evaporación solar utilizando agua
de la ciénaga de Los Olivitos para su proceso. La capacidad de producción
instalada es de 800.000 toneladas métricas por año de sal de alta calidad. El
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sistema está conformado principalmente por: Concentradores, Cristalizadores,
Lagunas Desalinizadoras (Amargos), Planta de Lavado, y Ensacado, que se
describen a continuación.
1.1.3.1.1. Concentradores y cristalizadores
El área de concentradores está conformada por un sistema de 6 lagunas que
abarcan 1.913 hectáreas. El área de cristalizadores, de 480 hectáreas, consta de
12 lagunas de aproximadamente 40 hectáreas cada una.
El proceso se inicia (Figura 1) con el bombeo de salmuera de la ciénaga con
una bomba de 30.000 gpm (Estación de Bombeo N° 1), hacia un primer
concentrador (Cp 1) el cual está dividido por dos diques internos que ayudan a la
homogeneización y mejora de flujo hacia el sur del mismo concentrador. A partir
de ese punto, la salmuera pasa por gravedad hacia los otros Concentradores (2a.
2b, 3a y 3b) a través de canales y tuberías.
La salmuera del Cp 3b pasa al Cp 5a mediante el uso de una bomba de 15.000
gpm (Estación de Bombeo N° 2). La salmuera en los Cp 5a y 5b llega a punto de
saturación, condición ideal para ser bombeada (Estación de Bombeo N° 3) a los
cristalizadores, área donde se precipitará la sal, que luego se cosechará. El
proceso de cristalización de sal ocurre en las lagunas denominadas
cristalizadores, lagunas de aproximadamente 40 ha (12 en total) donde la
salmuera entra a una concentración determinada y permanece en ella hasta que
por efectos de la evaporación y el viento, alcanza una concentración de 29 °Bé.
La sal se precipita en los cristalizadores en el rango de 25.5 - 29 °Bé. A partir
de los 29 °Bé, el cristalizador se drena enviando la salmuera hacia las lagunas de
desalinización (amargos) a través de una bomba de 15.000 gpm. El proceso de
llenado y drenado de cristalizadores se repite hasta lograr una capa de sal sobre
el piso de estas lagunas con el espesor necesario para su cosecha. Las
Estaciones de Bombeo N° 1 y N° 2 son impulsadas por motobombas a base de
combustible Diesel. Para suministrar combustible a cada una de ellas se dispone
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de tanques ubicados cerca de dichas estaciones. La Estación de bombeo N° 3
tiene una motobomba impulsada por electricidad.
La cosecha se lleva a cabo en los meses de sequía o verano, un total de cinco
a seis meses de cosecha al año. La cosecha se realiza utilizando maquinaria
pesada para separar la sal a cosechar del piso de sal del cristalizador. Este piso
de sal es importante mantenerlo intacto porque es el que permite que la
maquinaria pesada trabaje sin peligro en el cristalizador. Una vez cosechada la
sal, ésta se apila y se carga en camiones volteo utilizando para ello unos
cargadores frontales. Posteriormente estos camiones volteo transportan la sal
hasta la planta de lavado para continuar el proceso.
1.1.3.1.2. Planta de lavado
La planta de lavado está diseñada para operar a 600 toneladas métricas por
hora con una capacidad de expansión de 900 toneladas métricas para el futuro. La
finalidad de la planta de lavado es de remover el calcio, el magnesio y el material
insoluble de la sal cosechada a través de lavadoras de tornillo, rociadores y mallas
utilizando salmuera no saturada y agua fresca. Después de pasar por las
lavadoras, la sal pasa a los tamices de lavado donde es rociada, primero con
salmuera no saturada y baja en magnesio, seguido del rociado con agua fresca o
salmuera débil.
La sal pasa de los tamices de lavado a los tamices de escurrimiento por efecto
del ángulo de inclinación de los tamices, donde se reduce el contenido de
humedad antes de pasar al área de apilamiento vía transportadores. Los tamices
de escurrimiento constan de mallas metálicas. La sal permanece en la pila hasta
reducir su humedad, momento en el cual está lista para ser despachada.
1.1.3.1.3. Lagunas desalinizadoras (amargos)
Los cristalizadores reciben salmuera del sistema de concentradores, y una vez
llenos, se deja que aumente hasta 28.5-29 °Bé, donde el 80% del Cloruro de
Sodio precipita. A 29 °Bé, la rata de evaporación disminuye y la concentración
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aumenta a tal punto que comienzan a concentrarse otras sales que pueden
precipitar. Para alcanzar una producción máxima de sal de alta calidad, la
salmuera de 29 °Bé es bombeada a las lagunas desalinizadoras (amargos).
Figura 1. Diagrama del sistema lagunal de la salina por evaporación solar. (PRODUSAL)
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El área total de las cuatro lagunas desalinizadoras es de 73 hectáreas y tienen
la capacidad de recibir el flujo de un cristalizador drenado. Las lagunas de
desalinización se operan en una forma que se tenga balance de flujos,
garantizando que una laguna se drene a 32 °Bé y se llene cuando un cristalizador
esté listo para ser drenado.
El drenado de las lagunas desalinizadoras se realizará a través de la bomba de
inyección de amargos que traslada la salmuera de 32 °Bé a través de una tubería
de 14 pulgadas de diámetro externo a una distancia de 4000 metros
aproximadamente desde la orilla de playa hacia la Bahía el Tablazo en dirección
noreste. Esta tubería tiene una serie de orificios en los últimos 480 metros, de
forma tal, que la salmuera que será descargada, sufra una difusión instantánea en
las aguas de la bahía, las cuales poseen una salinidad menor.
1.1.3.1.4. Ensacado
El proceso comienza con el traslado de la materia prima (sal bruta) hasta el
área de ensacado a través de camiones volteo. Existen dos líneas separadas,
dependiendo del producto que se quiera ensacar. El primero y más sencillo es el
de ensacado de sal bruta que tiene una capacidad instalada de 3000 sacos de 50
Kg. por día, es decir, unas 18,75 Tn/Hora. La sal bruta se comercializa en sacos
de 25 o 50 Kilogramos.
El segundo sistema, es el ensacado de sal molida. La sal molida, para ser
comercializada, tiene la particularidad que necesita estar en condiciones de
humedad y granolumetría adecuada, por lo tanto este sistema incorpora una
primera etapa (si es necesaria) en la cual la sal bruta es secada hasta tener
valores de humedad adecuados (menos de 2%).
Posteriormente, a la sal ya seca, se le agrega un producto antiaglomerante
(YPS) y un compuesto a base de iodo, para cumplir con las regulaciones del
Ministerio de Salud y Desarrollo Social. La sal seca, con los aditivos incorporados,
pasa a través de una cinta transportadora a un moledor tipo martillo el cual tritura
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la sal. El ensacado de sal molida tiene una capacidad instalada 4 3 5 Tn/Hora. La
sal molida se comercializa en sacos de 20, 25 o 50 kilogramos.
1.2. Antecedentes
En el tratamiento de agua residual con cal, se llevaron a cabo estudios de
coagulación-floculación para identificar y cuantificar la fracción de carbono
orgánico total removido tanto por la precipitación del Mg(OH)2 como por la
precipitación del CaCO3. Los experimentos mostraron una clara relación entre la
cantidad de carbono orgánico total removido y la cantidad de hidróxido de
magnesio formado la cual puede ser expresada en términos de una isoterma de
adsorción (Leentvaar y Rebhun, 1982)
El tratamiento con cal, sales de aluminio, sales de hierro o polímeros ha sido
usados más frecuentemente para la remoción de fosfato que para mejorar los
sólidos suspendidos. La cal ha sido menos usada que la sales de aluminio y hierro
por varias razones, entre ellas, que generan mayores costos globales, mayor
cantidad de lodo producido, bajo valores de sólidos removidos, y costos
involucrados en la reducción en la reducción del pH del efluente tratado. Sin
embargo usar cal en conjunto con agua de mar aparentemente mejora la eficiencia
de remoción de fosfato y de sólidos suspendidos, además de disminuir los costos
del uso de cal sola. Los efectos beneficiosos del agua de mar son la
desestabilización de la partícula, la agregación, y el mejoramiento de la
sedimentación (Ferguson y Vrale, 1984).
El proceso de cal-agua de mar, ha sido estudiado por varios investigadores
en las ultimas dos décadas. En este proceso, la cal apagada Ca(OH)2 o la
soda cáustica NaOH y el agua de mar, cuando son añadidos al agua
residual en presencia de iones de carbonato generará iones de Hidróxido
(OH-), Calcio (Ca+2), y Magnesio (Mg+2), los cuales son necesarios para
alcanzar el pH al valor requerido para inducir la reacción química que producirá
carbonato de calcio (CaCO3) e hidróxido de magnesio Mg(OH)2. (Ayoub y col.,
1999).
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El carbonato de calcio precipita como un sólido denso cargado negativamente
a valores de pH mayores a 9,5 teniendo una pequeña área superficial y
propiedades de adsorción deficientes, esto ocurre de acuerdo a la reacción (Liao y
Randtke, 1986):
Ca+2 + C03-2 CaC03(s) (1)
El hidróxido de magnesio forma un precipitado gelatinoso cargado
positivamente (no en forma cristalina) a valores de pH mayores a 10.5,
que tiene excelentes propiedades de adsorción, y ocurre de acuerdo a la
reacción (Liao y Randtkp, 1996):
MgO + H2O Mg(OH)2(s) (2)
Teniendo el Mg(OH)2 un poder de coagulación relativamente mayor que el
CaCO3 actuará inevitablemente mejor coagulando las partículas suspendidas y
coloides cargados negativamente. Al alcalinizar un agua residual, bien sea con
Ca(OH)2 o NaOH, el sulfato de magnesio (MgSO4) y el cloruro de magnesio
(MgCL2) presente en el agua de mar, reaccionarán para producir Mg(OH)2 de
acuerdo a la reacción (Ayoub y col., 1999):
MgSO4 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaSO4 (3)
MgCl2 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaCl2 (4)
MgSO4 + 2NaOH Mg(OH)2 + Na2SO4 (5)
MgCl2 + 2NaOH Mg(OH)2 + 2NaCL (6)
Así mismo, la adición de agua de mar a efluentes de lagunas de
oxidación que tienen valores altos de pH (mayor o igual a 10.5) causa una
extensa floculación de algas permitiendo la remoción de las mismas por
sedimentación, esto debido a la precipitación del CaCO3 y Mg(OH)2. La presencia
de magnesio natural en los efluentes de lagunas de oxidación se encuentra en
concentraciones insuficientes para producir los flocs de hidróxido de magnesio
21
de fuentes externas. El éxito de emplear agua de mar como fuente económica de
magnesio es comprobado (Ayoub, Lee y Koopman, 1986).
Para explorar aplicaciones adicionales de la floculación con agua de mar y
para tener un mejor entendimiento de las condiciones bajo las cuales se alcanza
una efectiva floculación, se llevaron a cabo estudios empleando contaminantes de
gran interés, como el petróleo que forma una emulsión en el agua, y las aguas
residuales de origen industrial altamente alcalinas. Las gotas de petróleo en agua
tienen una carga negativa a cualquier pH sin importar la fuente de origen, por lo
que entonces pueden interactuar con facilidad con los flocs de hidróxido de
magnesio cargados positivamente. La floculación con agua de mar puede servir
como alternativa a los floculantes inorgánicos (Fe+2, Fe+3, Al+3, cal) usados
comúnmente en la actualidad para romper las emulsiones de petróleo.
Con respecto a las aguas residuales provenientes de industrias procesadoras
de alimentos, industrias textiles, y efluentes de lagunas de oxidación donde la
fotosíntesis eleva el pH, debido a su alcalinidad natural, la floculación de estas
aguas residuales puede ser alcanzada solamente por la adición de agua de mar,
sin tener la necesidad de buscar una fuente suplementaria de iones de 0H, lo que
representa ahorro de costos para las industrias y sistemas de lagunas de
oxidación en las regiones costeras (Ayoub y col., 1991).
A pesar de lo antes expuesto, estudios previos llevados a cabo tratando agua
residual de origen doméstico han demostrado que son necesarias dosis
de agua de mar del 5 al 10% a niveles de pH mayores a 10.5 para alcanzar
por coagulación una remoción efectiva de partículas suspendidas,
compuestos de fósforo y nitrógeno con reducciones correspondientes de
demanda biológica de oxigeno (DBO) y demanda química de oxigeno (DQO).
Tales dosis de agua de mar inevitablemente aumentaran hasta el doble la
concentración de sólidos disueltos del efluente tratado. Esto afectará
negativamente el potencial de reciclaje del efluente tratado, una desventaja que
podría ser superada concentrando el magnesio presente en el agua de mar por
evaporación solar.
22
Esto podría ser alcanzado induciendo la deposición de carbonato de calcio
(CaCO3), sulfato de calcio (CaSO4), y cloruro de sodio (NaCL), con lo que se
obtendría un Amargo (líquido o sólido) con altas concentraciones de sales de
magnesio y cantidades limitadas de sales de potasio (K) y sodio (Na). Al agregar
cantidades pequeñas de estos amargos se suplirá la cantidad requerida de iones
de magnesio sin cargar la mezcla con grandes cantidades de constituyentes
químicos del agua de mar (Ayoub y col., 1999).
El uso de Ca(OH)2 y Amargos líquidos en el tratamiento químico del agua
residual de origen doméstico debería ser un proceso altamente aplicable porque
ambas sustancias son económicas y abundantes. Estudios previos han
demostrado que la coagulación con sales de magnesio es un método altamente
eficiente para la remoción de turbidez, sólidos suspendidos totales, y dependiendo
de las características del agua residual de origen doméstico, la remoción de
ciertas impurezas disueltas, materia orgánica, y demanda química de oxigeno
podría ser también muy satisfactoria.
El principal mecanismos que gobierna esta remoción es la adsorción del
material suspendido y coloidal sobre los flocs de CaCO3 y Mg(OH)2 formados.
Además, puede ser alcanzada a efectiva inactividad de la población bacteriana
como resultado de los altos niveles de pH mantenidos durante la operación del
proceso y por la adherencia de algunas de las células bacterianas vivas o muertas
sobre los flocs de Mg(OH)2. Se hace notar que el Amargo líquido es considerado
como un subproducto de desecho procedente del proceso de manufactura de sal
usando el método de evaporación solar del agua de mar (Ayoub y col., 1999).
Si deben ser mantenidos los estándares de pH del efluente de descarga, es
necesaria la neutralización del efluente alcalino resultante de la coagulación del
agua residual de origen doméstico con Ca(OH)2 o NaOH y las sales de magnesio,
para lo cual debe inyectarse CO2 al mismo. Los efectos negativos en la calidad del
agua tratada generados con este proceso son mínimos. El aumento de sólidos
disueltos totales como resultado de la adición del Amargo líquido es aceptable
para muchas aplicaciones (Ayoub y col., 1999).
23
De igual manera una variedad de aguas residuales de origen industrial fueron
seleccionadas para investigar la eficiencia de coagulación usando los amargos
líquidos como fuente rica de magnesio (Mg+2) en vez del agua de mar, sobre todo
para aprovechar su menor volumen y evitar el excesivo aumento de sólidos
disueltos. Estos efluentes industriales incluyen aquellos generados por las
empresas de cerámica, cartón, losas de mármol, concreto ya mezclado, y las que
tiñen el cuero.
Muchas de estas industrias generan efluentes altamente alcalinos, así que
debido a su alcalinidad natural, la floculación de este tipo de agua residual fue
lograda solamente por la adición de los amargos, directamente, sin la necesidad
de fuentes suplementarias de iones de hidróxido, lo que permite a las empresas
ahorrarse gran parte de los costos del tratamiento.
Con este estudio, se comprobó que las sales de magnesio altamente
concentradas presentes en el amargo liquido resultaron ser buenos coagulantes.
También se verificó que el principal mecanismo que gobierna la remoción es la
adsorción sobre los flocs de Mg(OH)2 formados. Igual que para el caso del agua
residual de origen doméstico, la eliminación de la población bacteriana es evidente
así como la necesidad de inyectar CO2 para neutralizar el efluente clarificado
(Ayoub y col., 2000).
La coagulación y precipitación son los procesos que han sido reportados como
los más efectivos en la remoción de metales pesados solubles en las aguas, cuya
descarga en las aguas superficiales ha sido regulada internacionalmente. Se llevó
a cabo un estudio empleando los amagos líquidos como fuente económica de
obtención de magnesio, añadida al agua residual alcalinizada con cal apagada
Ca(OH)2 que actuará como coagulante para la remoción de arsénico, cadmio,
cromo, cobre, plomo, mercurio, níquel y zinc, la cual resultó ser de más del 90%
para la mayoría de los mismos (cadmio, cromo, plomo, mercurio y zinc) y a valores
razonables, 71, 82, y 75% para arsénico, cobre y níquel, respectivamente (Ayoub
y col., 2001).
24
1.3. Aguas residuales de origen doméstico
Las aguas denominadas residuales o servidas son aquellas cuya calidad o
composición desde el punto de vista físico, químico o microbiológico ha sido
alterada, en relación a su condición original, o sea antes de su uso. Las aguas
residuales de origen doméstico o líquidos cloacales están constituidas por las
descargas de las aguas usadas en los baños (aguas jabonosas), en la cocina
(restos de comida, agua sucia) y en los servicios sanitarios (orine, heces fecales,
papel).
Son una mezcla completa de materia orgánica y mineral en diferentes formas
que incluyen largas o pequeñas partículas de materia sólida flotando o en
suspensión, dispersión coloidal o semicoloidal y solución verdadera. El agua
residual de origen doméstico también incluye materia viviente, especialmente
bacterias, muchas de las cuales causan enfermedades (patógenos), virus y
protozoos. El agua subterránea que se infiltra en el alcantarillado, el agua de
lluvia que circula por calles y techos de las casas pueden también estar presentes
en las aguas residuales de origen doméstico (Lomax y Klein, 1961).
El contenido de agua de las aguas residuales de origen doméstico es muy alto
(99,9 % o más), lo que significa que la materia sólida total abarca solo el 0.1% o
menos. La porción sólida contiene fibra de papel (celulosa), fósforos, restos de
comida, jabón, grasas, aceites, heces fecales así como materia mineral
insoluble (arena, arcilla, grava, arrastradas de las calles cuando llueve).
Entre las sustancias orgánicas presentes en estas aguas residuales están los
carbohidratos, compuestos complejos de carbón, hidrogeno y oxígeno presentes
en la madera, grasas, jabón (sales metálicas o ácidos grasos), detergentes
sintéticos, proteínas y sus productos de descomposición.
Siempre están presentes también el amoniaco y las sales de amonio
producidas por la descomposición de materia nitrogenada orgánica compleja. El
carácter objetable es debido principalmente a la presencia de la materia orgánica
que pasa rápidamente al estado putrefacto por la acción de las bacterias
25
anaerobias, con la formación de compuestos con olores asquerosos. Pequeñas
cantidades de ciertas aminas orgánicas imparten la característica desagradable
del olor fecal (Lomax y Klein, 1961).
El orine, contiene aproximadamente 1% de cloruro de sodio (NaCL), 2-5% de
urea y varias sustancias orgánicas complicadas. Las sales minerales disueltas
tales como cloruros, sulfatos, fosfatos y bicarbonatos de sodio, potasio, amonio,
calcio, magnesio y hierro, provienen del suplidor de agua, del orine y de cualquier
desperdicio generado en comercio o pequeñas industrias. También se ha visto
últimamente que las aguas residuales de origen doméstico contienen trazas de
metales tales como zinc, cobre, cromo, magnesio, níquel, y plomo (Lomax y Klein,
1961).
El agua residual fresca contendrá cierta cantidad de oxígeno disuelto y
algunas veces nitrito y nitrato, especialmente después de llover. Cuando el agua
residual ya tiene tiempo usualmente no contiene oxígeno disuelto. En tanques
sépticos, el desarrollo de bacterias anaerobias habrá causado la acción séptica,
caracterizada por el ennegrecimiento y producción de olores asquerosos del
sulfuro de hidrogeno (H2S). El sulfuro de hidrogeno es producido por la
fermentación anaerobia de compuestos orgánicos de sulfuro o por la reducción
bacteriana de sulfatos (Lomax y Klein, 1961).
1.3.1. Características físicas de las aguas residuales
Temperatura: De interés si se desea precisar la magnitud de la serie de
parámetros vinculados al campo del tratamiento de las aguas y los procesos
naturales de autodepuración, permite hallar los valores necesarios para estimar el
comportamiento de los procesos aerobios y anaerobios que intervienen. Además
la mayor o menor intensidad de las reacciones químicas y procesos biológicos
dependen de la temperatura del ambiente o medio en donde ellos se manifiestan.
Turbiedad: Permite dar idea de la cantidad de materias extrañas en suspensión
que pueden estar presentes en las aguas residuales (arcillas, limo, materia
26
orgánica finamente dividida, plankton u organismos microscópicos. Se utiliza para
apreciar la calidad de los efluentes de las plantas de tratamiento. Ligadas a la
turbiedad se encuentran razones estéticas y de desinfección acusadas por los
efluentes cloacales que se vierten (Rivas, 1978).
Color: En líquidos cloacales refleja parcialmente la magnitud de su
concentración, las condiciones mismas del líquido relacionadas con su
envejecimiento. Es de interés en los efluentes de tratamiento cuando son vertidos
en masas hídricas receptoras.
Olor: En líquidos cloacales, especialmente, muestran el grado de septización
del líquido residual: Fresco, rancio o séptico. Esto es de interés cuando se trata de
precisar la necesidad de aplicar al agua residual ciertos tratamientos adicionales o
el prever el comportamiento de otros en función a tal circunstancia. (Rivas,
1978)
Conductividad Eléctrica: La conductividad eléctrica de cualquier material, es
una medida de la capacidad de dicho material para conducir la corriente eléctrica.
En el caso de electrolitos, la conductividad eléctrica se debe a la presencia de
iones y depende por lo tanto de la concentración y naturaleza de los iones
presentes, así como de la temperatura. Con respecto a las aguas residuales
domésticas puede decirse, que ellas poseen una conductividad que refleja el valor
del agua de la fuente de abastecimiento, que sirve al sector de donde provienen
las aguas servidas (Vargas, 1996).
Sólidos Totales: Analíticamente, el contenido de sólidos totales de un agua
residual se define como toda la materia que queda como residuo de evaporación a
103-105°C. La materia que tenga una presión de vapor significativa a dicha
temperatura se elimina durante la evaporación y no se define como sólido. Los
sólidos totales, o residuo de evaporación, pueden clasificarse como sólidos
suspendidos o sólidos filtrables, a base de hacer pasar un volumen conocido de
líquido por un filtro.
27
La fracción de sólidos suspendidos incluye los sólidos sedimentables que se
depositan en el fondo de un recipiente en forma de cono (cono imhoff) durante un
periodo de 60 minutos. Los sólidos sedimentables son una medida aproximada de
la cantidad de fango que se eliminará mediante sedimentación (Metcalff & Eddy,
1995).
La fracción de sólidos filtrables se compone de sólidos coloidales y disueltos.
La fracción coloidal, consiste en partículas con un diámetro aproximado que oscila
entre 10-3 y 1 µm. Los sólidos disueltos se componen de moléculas orgánicas e
inorgánicas iones que se encuentran presentes en disolución verdadera en el
agua. La fracción coloidal no puede eliminarse por sedimentación.
A su vez, cada una de estas clases de sólidos puede clasificarse de nuevo en
base a su volatilidad a 600°C. La fracción orgánica se oxidará y será expulsada
como gas a dicha temperatura, permaneciendo la fracción inorgánica como
ceniza. Por tanto, los términos sólidos suspendidos volátiles y sólidos suspendidos
fijos se refieren, respectivamente, al contenido orgánico e inorgánico (mineral) de
los sólidos suspendidos. A 600ºC, la descomposición de las sales inorgánicas se
limita al carbonato de magnesio que se descompone en óxido de magnesio y
dióxido de carbono a 350°C. El carbonato cálcico, principal componente de las
sales inorgánicas, es estable hasta una temperatura de 825°C (Metcalff & Eddy).
1.3.2. Características químicas de las aguas residuales
Materia Orgánica: En un agua residual de concentración media, un 75% de los
sólidos suspendidos y un 40% de los sólidos filtrables son de naturaleza orgánica.
Para medir el contenido orgánico de un agua residual se cuenta con:
Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO): Cantidad de oxígeno requerido para
la respiración de los microorganismos responsables de la estabilización
(oxidación) de la materia orgánica a través de su actividad metabólica en medio
aerobio. La demanda bioquímica de oxígeno representa indirectamente una
medida de la concentración de materia orgánica biodegradable contenida en el
28
agua. Como consecuencia de una actividad biológica, la DBO está influenciada
por el tiempo y la temperatura (normalmente de 5 días y 20°C). Indica los
requerimientos de oxígeno molecular que las aguas deben suplir para que la
descomposición pueda llevarse a cabo bajo condiciones aerobias.
Esta determinación es pues, hasta el momento, la de mayor significación
dentro de los análisis aplicados a las aguas residuales y a las masas hídricas
receptoras porque permite evaluar la eficiencia de los tratamientos que se aplican.
Cualquier reducción del contenido de la DBO presupone una eliminación parcial (o
transformación) de la materia orgánica presente en las aguas negras y, en
consecuencia una reducción de su poder polucional (Rivas, 1978).
Demanda Química de Oxígeno (DQO): Está basada en el hecho de que todos
los compuestos orgánicos (con raras excepciones) pueden ser oxidados a dióxido
de carbono y agua mediante la acción, en medio ácido, de agentes fuertemente
oxidantes. Por esto los valores de la DQO son mayores a los correspondientes a
la DBO de la muestra, y están en proporción a la mayor o menor cantidad de
materia orgánica biológicamente resistente a ser oxidada. No presenta por otra
parte, como la DBO, una diferenciación entre materia orgánica putrescible o no. El
ensayo de la DQO se utiliza para medir la materia orgánica en aguas residuales
industriales y municipales que contengan compuestos tóxicos para la vida
biológica (Rivas, 1978).
Carbono Orgánico Total (COT): Ha sido más recientemente utilizado como
medida de grados de polución en receptores acuáticos y especialmente aplicables
a pequeñas concentraciones de materia orgánica. El ensayo se lleva a cabo
inyectando una cantidad conocida de la muestra en un horno a alta temperatura.
El carbono orgánico se oxida a anhídrido carbónico en presencia de un
catalizador. El anhídrido carbónico producido es medido cuantitativamente. Sin
embargo algunos compuestos orgánicos pueden no oxidarse y el valor medido del
COT será ligeramente inferior a la cantidad real presente en la muestra (Metcalf
Eddy, 1995).
29
Materia Inorgánica: Son varios los componentes inorgánicos de las aguas
residuales y naturales que tienen importancia para el establecimiento y control de
la calidad del agua.
pH: Es un término utilizado casi universalmente para expresar la intensidad de
la condición ácida o alcalina de una solución. Es una manera de expresar la
concentración de los iones hidrógeno, o más exactamente, la actividad de los
mismos. En el tratamiento de líquidos residuales, el control de pH es importante en
las etapas de oxidación biológica de los materiales, ya que debe ser mantenido
dentro de un cierto rango favorable según los microorganismos involucrados en el
proceso; en la coagulación, ya que se debe llevar previamente el valor del pH del
agua que ha de ser clarificada al rango de acción del coagulante en cuestión; en el
control de contaminación, ya que permite evaluar el grado de contaminación por
ácidos o álcalis que puede poseer un cuerpo de agua (Vargas, 2001 ).
Alcalinidad: La alcalinidad en el agua residual se debe a la presencia de
hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de elementos tales como calcio, magnesio,
sodio, potasio o amoníaco. De éstos, los más frecuentes son los bicarbonatos
magnésicos y cálcicos. El agua residual es generalmente alcalina, recibiendo su
alcalinidad del agua de suministro, del agua subterránea y de las materias
añadidas durante el uso doméstico. La concentración de la alcalinidad en el agua
residual es importante cuando deba efectuarse un tratamiento químico (Metcalf &
Eddy, 1989).
Cloruros: En la forma del ión CL- es uno de lo aniones mayormente presente
en los líquidos cloacales, ya que proviene de una de las sales más frecuentemente
utilizadas en la dieta del hombre (cloruro de sodio) y porque aparecen en muchas
ocasiones en al mar, asociados con la aguas de infiltración que a través de las
juntas de tubería del sistema de recolección se incorporan al sistema, cargadas
con este anión. Su presencia, además, puede suministrar, en si mismo, una
información adicional sobre la mayor o menor concentración del líquido residual, y
en las aguas de recibimiento puede constituir un índice indicativo del mayor o
menor grado de polución de las mismas (Rivas. 1978).
30
Nitrógeno: La determinación del nitrógeno en sus distintas formas (nitrógeno
orgánico, amoniacal, de nitritos y nitratos) en aguas residuales es de particular
interés en el tratamiento de aguas cloacales.
Los elementos nitrógeno y fósforo son esenciales para el crecimiento de
protistas y plantas y, como tales, son conocidos como nutrientes. El nitrógeno
presente en el agua residual reciente, se encuentra principalmente en la forma de
urea y materia proteica. La descomposición por las bacterias cambia fácilmente
estas formas en amoníaco. La edad del agua residual viene indicada por la
cantidad relativa de amoníaco presente. En un ambiente aerobio, las bacterias
pueden oxidar el nitrógeno del amoníaco a nitritos y nitratos.
El predominio del nitrógeno del nitrato indica que el agua residual se ha
estabilizado con respecto a la demanda de oxígeno. El nitrógeno del nitrato es la
forma más oxidada del nitrógeno que se encuentra en las aguas residuales. El
nitrógeno del nitrito tiene relativamente poca importancia en los estudios sobre
aguas residuales o contaminación de aguas, ya que es inestable y se oxida
fácilmente a la forma de nitrato (Metcalf & Eddy, 1995).
Fósforo: También es esencial para el crecimiento de las algas y otros
organismos biológicos. El fósforo se encuentra en la naturaleza bien como fósforo
orgánico, formando parte de la materia orgánica o como fósforo inorgánico
representado por los fosfatos que constituyen ciertos minerales o que están
disueltos en el agua, los fosfatos son la forma asimilable del fósforo. El fósforo
orgánico tiene muy poca importancia en la mayoría de las aguas residuales
domésticas. Por su parte el fósforo inorgánico proveniente del metabolismo de las
proteínas y eliminado en la orina bajo la forma de fosfatos, forma la mayor parte
del fósforo inorgánico de tales residuos (Metcalf & Eddy, 1995)
Oxigeno Disuelto (OD): El oxígeno disuelto en los líquidos cloacales, puede
indicar el grado de frescura o ranciedad de estas aguas, como también la
necesidad de preverles o no facilidades para un adecuado control de sus olores.
Es considerado, en unión con el análisis de la demanda bioquímica de oxígeno, la
31
determinación más significativa para los líquidos cloacales y para las aguas
receptaras. En efecto, indica, entre otros: El estado de septización y potencialidad
de los líquidos cloacales en producir malos olores, la calidad de las aguas
receptaras en aceptar o no determinadas formas de vida acuática necesarias
para mantener un equilibrio ecológico del sistema y como fuente productora
de alimentos, y para la actividad fotosintética de las masas hídricas (Rivas,
1978).
1.3.3. Características biológicas de las aguas residuales
Los grupos principales de organismos que se encuentran en las aguas
superficiales y residuales se clasifican en protistas (bacterias, hongos,
protozoos y algas), vegetales (plantas de semilla, helechos, musgos y hepáticas) y
animales (vertebrados e invertebrados). Los virus que también se encuentran
en el agua residual, se clasifican según el sujeto infectado (Metcalf & Eddy,
1995).
Organismos Patógenos: Pueden proceder de desechos humanos que estén
infectados, o que sean portadores de una enfermedad determinada. Los
organismos patógenos bacterianos usuales, que pueden ser excretados por el
hombre, causan enfermedades del aparato gastrointestinal. Como la identificación
de los organismos patógenos presentes en el agua residual requiere un consumo
extremado de tiempo y es a la vez difícil, el grupo de organismos coliformes se
utiliza actualmente como indicador de la presencia en el agua residual de heces, y
por lo tanto de organismos patógenos (Metcalf & Eddy, 1995).
Organismos Coliformes: El tracto intestinal del ser humano contienen
innumerables bacterias en forma de bastoncillo, conocidas como organismos
coliformes. Cada persona evacua de 100000 a 400000 millones de organismos
coliformes por día, además de otras clases de bacterias. Los organismos
coliformes no son dañinos al hombre y, de hecho, son útiles para destruir la
materia orgánica en los procesos biológicos de tratamiento de las aguas
residuales.
32
Dado que el número de organismos patógenos presentes en las aguas
residuales y aguas contaminadas son pocos y difíciles de aislar, los organismos
coliformes, que son más numerosos y de determinación más sencilla, se utilizan
como indicador. Su presencia se interpreta como una indicación de que los
organismos patógenos también pueden estar presentes y su ausencia indica que
el agua se halla exenta de organismos productores de enfermedades (Metcalf &
Eddy, 1995).
1.3.4. Tratamiento primario: Coagulación - floculación
En el tratamiento físico - químico del líquido residual la eliminación de una gran
proporción de las impurezas presentes se lleva a cabo por sedimentación.
Sin embargo, debido a que muchas impurezas son demasiado pequeñas para
obtener un proceso de eliminación eficiente por sedimentación basado solo en la
gravedad, es preciso llevar a cabo la agregación de estas partículas en agregados
de mayor tamaño y más fácilmente decantables con el fin de obtener una
separación satisfactoria por sedimentación. Este proceso de agregación se llama
coagulación (Weber, 1979).
La agregación de partículas coloidales se puede considerar que implica dos
etapas separadas y distintas:
- La desestabilización de las partículas suspendidas, o sea la remoción de las
fuerzas que las mantienen separadas, teoría basada en la química coloidal y
superficial
- El transporte de ellas dentro del líquido para llevar a cabo un contacto
intercorpuscular, teoría basada en la mecánica de fluidos y partículas.
Al primer aspecto suele referirse como coagulación y al segundo como
floculación. La coagulación comienza en el mismo instante en que se agregan los
coagulantes al agua y dura solamente fracciones de segundo. Básicamente
consiste en una serie de reacciones físicas y químicas entre los coagulantes, la
33
superficie de las partículas, la alcalinidad del agua y el agua misma. La floculación
es el fenómeno por el cual las partículas ya desestabilizadas chocan unas con
otras para formar coágulos mayores (Arboleda, 1992).
La coagulación - floculación es el tratamiento primario mediante el cual las
partículas se aglutinan en pequeñas masas con peso específico superior al del
agua llamadas floc. Dicho proceso de coagulación - floculación se usa para:
- Remoción de turbiedad orgánica o inorgánica que no puede sedimentar
rápidamente.
- Remoción de color verdadero y aparente.
- Destrucción de algas y plancton en general.
- Eliminación de bacterias, virus y organismos patógenos susceptibles de ser
separados por coagulación.
- Eliminación de substancias productoras de sabor y olor en algunos casos y
de precipitados químicos suspendidos-o compuestos orgánicos en otros
(Arboleda, 1992).
Durante las dos últimas décadas se ha estimulado una considerable
investigación de este proceso, ya que se ha reconocido que el éxito de otros
procesos en el tratamiento del agua y del agua residual (intercambio iónico,
adsorción y procesos de membrana utilizados para la eliminación de sustancias
solubles) depende de una coagulación satisfactoria. En el tratamiento biológico del
agua residual los microorganismos que interaccionan con las impurezas orgánicas
del agua (solubles, coloidales o suspendidas) deben ser eliminados del agua
tratada, lo que requiere su agregación para eliminarlos por sedimentación (Weber,
1979).
A partir del análisis de las aguas residuales puede inferirse que
aproximadamente el 80% de la demanda química de oxígeno en el agua negra
bruta, es atribuible al material que está en estado coloidal o de superior tamaño
(Weber, 1979).
34
En la aplicación de tratamientos primarios basados solo en la separación física
de sólidos suspendidos con la ayuda de unidades de sedimentación-flotación no
es posible obtener una remoción de la DBO mayor, quizá hasta de un 35 a 40%,
dependiendo de las características del despojo líquido y de las unidades de
clarificación. Por otra parte, los tratamientos secundarios biológicos, en general,
son capaces de remover normalmente un 85% o más de la DBO acusada por el
líquido cloacal crudo. Es de utilidad, entonces, el poder aplicar tratamientos cuya
eficiencia en la remoción básicamente de la DBO, esté comprendida entre los
valores correspondientes para los tratamientos primarios basados en
separaciones físicas y los secundarios.
Debido a ello, la sedimentación con coagulación da la posible solución al
respecto, ya que una evaluación de las instalaciones operando dentro de este
proceso, ha identificado su capacidad en remover entre un 60 y un 85% de los
sólidos suspendidos, trayendo como consecuencia reducciones para la DBO del
orden de un 40 al 70%, dependiendo de la variedad de los líquidos residuales allí
sometidos a tratamiento. A través de este proceso se logra remover, además de
los sólidos suspendidos naturalmente sedimentables, los sólidos presentes en
estado coloidal (G Rivas, 1978).
1.3.4.1. Desestabilización de partículas (coagulación)
Las teorías de desestabilización de las partículas están basadas en la química
coloidal y superficial. La química superficial es el estudio de la interfase dada entre
dos fases en contacto. La interfase sólido-líquido juega un papel vital en la
estabilización de impurezas coloidales encontradas en el agua y agua residual, y
el conocimiento de la química superficial es esencial para entender los
mecanismos por medio de los cuales tal sistema puede ser destruido. La química
superficial también es de interés cuando se considera la remoción de impurezas
disueltas por adsorción de las mismas sobre un sólido (Benefield y col., 1982).
La química coloidal se refiere a las dispersiones, éstas se pueden presentar en
sólidos, líquidos o gases. Las dispersiones coloidales son partículas discretas
35
separadas por el medio dispersivo. Las partículas pueden ser agregados de
átomos, moléculas o materiales mezclados que tienen mayor tamaño que los
átomos o moléculas individuales, pero son lo suficientemente pequeñas como
para tener propiedades muy diferentes a las de la dispersión gruesa.
El tamaño de las partículas coloidales normalmente oscila entre 1 y 1000
nanómetros (µm), o 0,001 a 1 micras (µm), y la mayor parte no es visible. Las
dispersiones coloidales se pueden considerar como dispersiones ultrafinas, en las
que el tamaño de las partículas se puede ubicar entre la fina y la molecular. Los
límites entre las dispersiones fina, coloidal y molecular no son valores rígidos.
De hecho, muchos consideran que los coloides en agua son las partículas de
menos de 10 µm (Sawyer y col., 2000).
Cualquier material que sea moderadamente insoluble en el medio de
dispersión puede formar una dispersión coloidal. Las partículas de tamaño coloidal
se pueden formar a partir de reacciones iónicas que forman compuestos
insolubles. Los microorganismos, vivos y muertos, como virus, bacterias y algas
cuando no están aglutinados pueden formar dispersiones coloidales. Ciertas
sustancias orgánicas y compuestos que se consideran solubles en agua no
forman soluciones verdaderas sino dispersiones coloidales (Sawyer y col., 2000).
1.3.4.2. Propiedades Generales de las Dispersiones Coloidales
Tratándose de dispersiones coloidales, usualmente se utiliza el término
estabilidad, que no es más que la resistencia del coloide a dejarse remover por
sedimentación o filtración. La estabilidad de los coloides depende de su tamaño y
propiedades eléctricas, y está afectada por la naturaleza química del medio de
dispersión. Para remover los coloides es necesario que sean desestabilizados de
algún modo.
Debido a que las partículas coloidales son muy pequeñas, su área superficial
en relación con la masa es muy grande. Como resultado de esta gran área el
fenómeno predominante es la superficie, que controla el comportamiento de las
36
suspensiones coloidales, en tal forma que la química coloidal es usualmente
considerada como sinónimo de química de superficie (Sawyer y col., 2000).
Propiedades Eléctricas: Todas las partículas coloidales tienen carga eléctrica.
La magnitud de la carga varía considerablemente con la naturaleza de la
materia coloidal, y puede ser positiva o negativa. La estabilidad de muchas
dispersiones coloidales depende de su carga eléctrica. Puesto que las cargas
iguales se repelen, las partículas coloidales de la misma carga no pueden
estar suficientemente juntas para aglomerarse en partículas más grandes.
Movimiento Browniano: Las partículas coloidales son bombardeadas por las
moléculas del medio de dispersión y, debido a su masa tan pequeña, los coloides
se mueven en desorden por el impulso del bombardeo. El término movimiento
browniano ha sido usado para describir esta acción, independientemente de que
las partículas sean vivas o inanimadas (Sawyer y col., 2000).
Efecto Tyndall: Debido a que las partículas coloidales tienen dimensiones
mayores que la longitud de onda promedio de la luz blanca, interfieren con el paso
de la luz. La luz que golpea contra las partículas se refleja. En consecuencia, un
rayo de luz que pasa a través de una suspensión coloidal es visible para un
observador que está aproximadamente en ángulo recto al rayo de luz, fenómeno
llamado efecto Tyndall. Esta prueba es utilizada por lo general para probar la
presencia de un coloide, puesto que las soluciones verdaderas y las suspensiones
gruesas no producen este fenómeno.
Adsorción: Los coloides tienen una gran área superficial y, en consecuencia,
gran poder adsorbente. Su tamaño de área disponible representa un potencial
para la adsorción de iones y moléculas de importancia medioambiental. La
adsorción normalmente tiene carácter selectivo, escogiendo algunos iones y
excluyendo otros. Esta característica hace que se produzcan partículas cargadas y
es la base fundamental de la estabilidad de muchas dispersiones coloidales. La
adsorción juega un papel principal en la determinación de la carga de la superficie
de los coloides (Sawyer y col., 2000).
37
1.3.4.3. Dispersiones coloidales de sólidos en agua
Las dispersiones coloidales de sólidos en líquidos por lo general son de dos
tipos: Los sólidos que se unen fuertemente con el líquido (los cuales son más
estables y difíciles de separar) y los que no se unen en forma fuerte. Los coloides
que se unen fuertemente con el agua se llaman hidrófilos (atracción por el agua), y
los que no lo hacen se llaman hidrófobos (rechazo del agua). Los términos
hidrófilos e hidrófobos solo se usan cuando el medio dispersante es el agua. La
dispersión coloidal de sólido en líquido usualmente se llama suspensiones
(Sawyer y col., 2000).
1.3.4.4. Coloides hidrófobos
Todos los coloides hidrófobos (óxidos metálicos dispersos y arcilla coloidal)
están eléctricamente cargados. La carga primaria o de superficie se puede adquirir
de varias maneras y puede ser positiva o negativa. El signo y la magnitud de la
carga primaria es función del carácter del coloide, del pH y de las características
iónicas generales del agua. Un pH más bajo del agua tiende a hacer los coloides
más positivos o menos negativos.
En la remoción de los sólidos del agua y del líquido residual, los coloides no
siempre son soles hidrófobos bien definidos, pero es posible separarlos cuando se
utiliza un tratamiento diseñado para la remoción de soles hidrófobos. La materia
natural que colorea las aguas superficiales y la materia en suspensión coloidal de
las aguas residuales domésticas son ejemplos de coloides de carga negativa cuasi
hidrófobos-hidrófilos (Sawyer y col., 2000).
1.3.4.4.1. Estabilidad de los coloides hidrófobos
La estabilidad de los coloides hidrófobos depende de su carga eléctrica. La
carga primaria es el resultado de la interacción de los grupos cargados en el
interior de la superficie de la partícula y los grupos adquiridos por la
adsorción de una capa de iones del medio que lo rodea, como se ilustra a
continuación:
38
Figura 2. Doble capa eléctrica de un coloide con carga negativa
(Sawyer y col., 2000)
Un sol considerado como un todo no puede tener una carga neta, de manera
que la carga que pueda tener una partícula dada puede estar equilibrada por iones
de la carga opuesta (contra-iones) que se encuentren cerca de la superficie y en la
fase de la solución. Esta necesidad de electroneutralidad se manifiesta como una
doble capa eléctrica compuesta por (1) una capa fija (llamada algunas veces la
capa de Stern) de iones de carga opuesta adsorbida a la superficie del coloide y
(2) una capa difusa de una mezcla de iones cargados. Las capas fija y difusa
están separadas por una superficie de deslizamiento que define la porción móvil
del coloide.
Debido a la carga primaria sobre la partícula, se genera un potencial eléctrico
entre la superficie de ésta y el resto de la solución. La carga es máxima en la
superficie de la partícula y disminuye con la distancia desde la superficie. Cuando
dos partículas coloidales similares con cargas primarias similares se aproximan,
sus dobles capas eléctricas comienzan a interactuar. A medida que se acercan,
las cargas primarias similares generan fuerzas de repulsión. A menor distancia
entre las partículas, mayor será la fuerza de repulsión (Sawyer y col., 2000).
39
Estas fuerzas de repulsión, que impiden la agregación de las partículas, se
contrarrestan en alguna medida por una fuerza de atracción llamada fuerza de
Van der Waals. Todas las partículas coloidales tienen esta fuerza de atracción,
independientemente de la carga y de la composición. La magnitud de esta fuerza
es función de la composición y de la densidad del coloide, pero es independiente
de la composición de la fase acuosa. La fuerza de Van der Waals disminuye
rápidamente con el aumento de la distancia entre las partículas. La interacción
entre estas dos fuerzas (de repulsión y de atracción) contribuye a lograr la
estabilidad total de una dispersión coloidal.
A medida que dos partículas similares se aproximan, las fuerzas electrostáticas
de repulsión aumentan para separarlas; sin embargo, si se logran acercar lo
suficiente y pasan esta barrera de energía, las fuerzas de atracción de Van der
Waals predominarán, y las partículas continuarán juntas. Si se desea
desestabilizar y coagular las partículas coloidales, se les debe aportar suficiente
energía cinética para vencer la barrera de energía, o bien, la barrera de energía
debe ser disminuida de alguna manera (Sawyer y col., 2000).
Con el fin de entender la estabilidad coloidal y las condiciones necesarias para
la desestabilización, es útil conocer la carga de la superficie, el potencial de
superficie, y el punto de carga cero. La carga de la superficie se puede determinar
experimentalmente. El potencial de superficie no se puede medir directamente,
pero se puede calcular a partir del potencial zeta, que no es más que el potencial
en la superficie de deslizamiento, el cual es menor que el potencial de superficie
real del coloide.
La movilidad electroforética (medidas de movimiento coloidal en un campo
eléctrico) se mide como la velocidad en un campo eléctrico aplicado, a partir de
estas medidas se puede calcular el potencial zeta, que permite indicar la
efectividad de adicionar electrólitos para bajar la barrera de energía entre los
coloides (o sea, la reducción del potencial de superficie y del espesor de la doble
capa eléctrica), y por tanto, pueden servir para orientar la selección de las
condiciones óptimas para la coagulación.
40
1.3.4.4.2. Desestabilización y destrucción de los coloides hidrófobos
La desestabilización de los coloides en los procesos de tratamiento de agua y
agua residual se lleva a cabo probablemente, bien por adsorción de especies
coagulantes o por inmersión dentro de los precipitados de hidróxido o carbonato
(Weber, 1979). Sin embargo, otros autores piensan que la compresión de la doble
capa del coloide es el método más común para desestabilizar coloides hidrófobos
(Sawyer y col., 2000). Hay cuatro mecanismos básicos para la coagulación de los
coloides los cuales se presentan a continuación.
1) Compresión de la Doble Capa: Si se agrega al sol un electrolito en alta
concentración, aumentará la concentración de los iones en la doble capa eléctrica
y por consiguiente disminuirá el espesor de la capa. La adición de contra-iones de
alta carga, dará un efecto similar. Esto da como resultado una mayor disminución
de la carga con la distancia desde el interfaz de la partícula, llevando a la
disminución o quizá la eliminación del potencial de la barrera. Con la reducción o
eliminación de la barrera de energía, las partículas se pueden acercar y agregar.
Una concentración de iones monovalentes, puede producir la coagulación en
esta forma. Sin embargo, se ha observado que las sales con iones divalentes de
carga opuesta a la partícula coloidal tienen mucho mayor poder de coagulación.
Las sales con iones trivalentes de carga opuesta son aún más efectivas. Esto es
conocido como la regia de Schulze-Hardy, que establece que: La coagulación de
un coloide es efectuada por el ión de un electrolito agregado que tiene una carga
de signo opuesto al de la partícula coloidal, y el efecto de este ión aumenta
marcadamente con el número de cargas que transporta.
Para Sawyer y col., (2000) Los iones multivalentes de carga opuesta se
consideran capaces de penetrar la capa difusa de las partículas coloidales y en
esta forma neutralizan, en parte, la carga del coloide. Mientras que Rivas, (1978)
sostiene que un ión divalente es de 50 a 60 veces más efectivo que un ión
monovalente, y a su vez, un ión trivalente es de 700 a 1000 veces más efectivo
que un ión monovalente.
41
Debe considerarse que la cantidad de electrolito requerida para alcanzar la
coagulación por compresión de la doble capa es prácticamente independiente de
la concentración de los coloides en la dispersión, y además, no es posible revertir
la carga de un coloide, a pesar de que tanta cantidad de electrolitos se agregue
(Benefield, 1982).
2) Adsorción y Neutralización de la Carga: Algunas especies químicas son
capaces de ser adsorbidas en la superficie de las partículas coloidales. Si la
especie adsorbida presenta una carga opuesta a la del coloide, tal
adsorción causa, una reducción del potencial de la superficie y como
consecuencia la desestabilización de la partícula coloidal (Benefield, 1982). La
carga del coloide queda neutralizada por la adición de las moléculas de carga
opuesta y se obtiene la coagulación. Sin embargo, una sobredosis de la molécula
de carga opuesta puede revertir la carga y llevar a la formación de una partícula
estable pero con diferente carga (Sawyer y col., 2000).
La desestabilización por adsorción es estequiométrica. Es decir, la dosis
requerida de coagulante aumenta a medida que aumenta la concentración de los
coloides (más específicamente, el área superficial total del coloide). Esto no
sucede en la desestabilización de coloides por compresión de la doble capa,
donde esta relación es independiente. Además, el hecho de que iones puedan ser
adsorbidos luego de que es dada la neutralización, hasta el punto de revertir la
carga, sugiere que en muchos casos las interacciones químicas pueden influenciar
más que los efectos electrostáticos de repulsión (Benefield, 1982).
3) Atrapamiento en un Precipitado: Si ciertas sales metálicas (coagulantes)
son agregadas al agua o agua residual en cantidades suficientes, la
formación de un precipitado puede ocurrir rápidamente. Las partículas coloidales
tienen sitios de condensación donde se forman los precipitados y, por lo tanto, los
coloides quedan atrapados y sedimentan con él. Este precipitado que se ha
sedimentado también puede atrapar los coloides que atraviesa y arrastrarlos.
Los coagulantes tales como AL(S04)3, FeCL3, MgCO3, y Ca(OH)2 pueden inducir la
42
coagulación a través de la formación de AL(OH)3 (s), Fe(OH)3 (s), Mg(OH)2 (s),
y CaCOs (s) insolubles (Benefield, 1982).
Existen ciertas características que distinguen este mecanismo de los dos
anteriores. La relación inversa entre la dosis óptima de coagulante y la
concentración de coloides a ser removidos puede ser explicada de la siguiente
manera: A menor concentración de coloides mayor será la cantidad de coagulante
requerida para producir bastante precipitado que atrape las pocas partículas
coloidales y los precipitados sedimentados.
A mayor concentración de coloides, la coagulación ocurrirá con la menor dosis
de coagulante porque los coloides sirven como núcleo para aumentar o realzar la
formación de precipitado. Como este mecanismo no depende de la neutralización
de la carga superficial, las condiciones óptimas para la coagulación no
corresponden a un potencial zeta mínimo. Sin embargo, un pH óptimo existe para
cada coagulante dependiendo de su relación solubilidad - pH (Benefield, 1982).
4) Adsorción y Enlace de Puente entre las Partículas: Por último los polímeros
naturales y sintéticos de cadena larga con carga eléctrica (polielectrólitos) pueden
desestabilizar los coloides formando un puente entre un coloide y otro. Un punto
cargado en el polímero de cadena larga puede unirse o adsorberse a un punto en
un coloide, siempre que el resto de la molécula del polímero se extienda a la
solución. Si la porción extendida se une a otro coloide, los dos quedan entonces
unidos (Sawyer y col., 2000).
1.3.4.5. Coloides hidrófilos
Se conoce una gran variedad de materiales coloidales hidrófilos. La mayoría de
ellos son productos de la vida vegetal y animal. Están como ejemplos el jabón, el
almidón soluble, las proteínas solubles, los productos de degradación proteica, los
detergentes sintéticos, las bacterias y los virus. Estos materiales están presentes
en las aguas naturales, las aguas residuales domésticas y en muchos desechos
industriales.
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Los coloides hidrófilos se dispersan rápidamente en el agua y su estabilidad
depende por lo general más de su predilección por los solventes que de la ligera
carga (usualmente negativa) que tienen. Esta propiedad dificulta su remoción de
las suspensiones acuosas. La estabilidad de los coloides hidrófilos está
fuertemente influenciada por el pH de la solución y a naturaleza de los grupos
ionizables de la superficie coloidal (carboxilo, amino, fenólica, hidroxilo). Algunos
de ellos como las proteínas y sus productos de degradación, forman sales
insolubles de metales pesados, por tanto, su remoción es realizada por sales
férricas y de aluminio.
La mayoría de los coloides hidrófilos tienen una capacidad protectora para los
coloides hidrófobos, cuando actúan en esta forma son llamados coloides
protectores. Se cree que envuelven los coloides hidrófobos en una forma que los
resguarda de la acción de los electrólitos. La coagulación de estos
sistemas requiere un tratamiento bastante drástico con dosis masivas de sales
coagulantes, usualmente 10 a 20 veces mayores que las necesarias para el
tratamiento convencional del agua. Se sabe mucho menos sobre la
coagulación de los coloides hidrófilos que sobre la de los hidrófobos (Sawyer y
col., 2000).
1.3.4.6. Transporte de partículas (floculación)
Tan pronto como se agregan coagulantes a una dispersión coloidal, se inician
una serie de reacciones hidrolíticas que adhieren iones a la superficie de las
partículas presentes en la suspensión, las cuales tienen así oportunidad de unirse
por sucesivas colisiones hasta formar flóculos o grumos que crecen con el tiempo.
La rapidez con que esto ocurre va a depender del tamaño de las partículas en
relación con el estado de agitación del líquido, de la concentración de las mismas
y de su grado de desestabilización, que es el que permite que las colisiones sean
efectivas para producir adherencia (Arboleda, 1992).
Los contactos entre partículas pueden llevarse a cabo por los siguientes
mecanismos:
44
- Contactos por movimiento térmico, llamado movimiento browniano o difusión
browniana
- Contactos que resultan del movimiento de la masa principal del fluido, por
ejemplo, por transporte inducido por agitación, y
- Contactos que resultado de la sedimentación de partículas (sedimentación
diferencial, en la cual una partícula que sedimenta rápidamente, alcanza y
colisiona con otra partícula que sedimenta con más lentitud).
Cuando los contactos entre partículas se producen por el movimiento
browniano, el proceso de transporte se llama algunas veces floculación
pericinética. Este movimiento al azar de las partículas coloidales resulta del
bombardeo rápido y al azar de las partículas coloidales por las moléculas del
fluido. Este contacto es independiente del tamaño de la partícula (siempre y
cuando este sea menor que el micrón). Solo actúa al comienzo del proceso
durante los primeros 6 a 10 segundos (Weber, 1979).
En muchos casos se ha observado que la agitación acelera la agregación de
las partículas coloidales. En estos sistemas la velocidad del fluido varía
espacialmente (de punto a punto) y temporalmente (de vez en cuando). Los
cambios espaciales de velocidad han sido caracterizados por un gradiente de
velocidad. Las partículas que siguen el movimiento del fluido también
tendrán velocidades distintas, de tal forma que existen oportunidades para los
contactos interpartícula. Cuando los contactos entre partículas son causados por
el movimiento del fluido, el proceso se llama algunas veces floculación
ortocinética, la cual actúa durante el resto del proceso (20 a 30 minutos) (Weber,
1979).
1.4. Características de la salmuera
Metales Pesados: Trazas de metales pesados, tales como el níquel (Ni),
manganeso (Mn), plomo (Pb), cromo (Cr), cadmio (Cd), cinc (Zn), cobre (Cu),
hierro (Fe) y mercurio (Hg) son importantes constituyentes de muchas aguas.
45
Algunos de estos metales son necesarios para el desarrollo de la vida biológica y
su ausencia en cantidades suficientes podría, por ejemplo, limitar el crecimiento de
las algas. La presencia de cualquiera de los metales pesados en cantidades
excesivas interferirá con muchos usos provechoso del agua dada su toxicidad, por
tanto, conviene casi siempre medir y controlar las concentraciones de dichos
metales (Metcalf & Eddy, 1995).
1.5. Coagulación con magnesio
El magnesio precipitado como Mg(OH)2 puede ser un coagulante efectivo para
la remoción de color y turbidez de las aguas naturales. La coagulación ocurre
como resultado del atascamiento de las partículas coloidales en el precipitado
gelatinoso del hidróxido (Benefield, 1982).
Para aguas que presentan magnesio en forma natural, la coagulación puede
ser alcanzada por la simple adición de una cantidad suficiente de cal para
precipitar el Mg(OH)2. La adición de cal a un agua que contenga bicarbonato de
magnesio produce este precipitado de hidróxido de magnesio que tiene
características similares al hidróxido de aluminio.
Para aguas con bajo contenido de magnesio se hace necesario buscar alguna
sal de magnesio como fuente de obtención. Una ventaja de este proceso es que
tanto el magnesio como la cal pueden ser recuperados y reciclados del lodo
producido. Esto simplifica los problemas de la disposición final del lodo y genera
un ahorro económico en el tratamiento (Benefield, 1982).
Los lodos sedimentados pueden usarse para recuperar el magnesio,
inyectándoles C02. Así:
Mg(OH)2 + C02 MgC03 + H2O (7)
El MgCO3, puede agregarse al agua afluente para volver a inducir la
coagulación de las partículas de turbiedad con lo que se establece un proceso
cíclico que en algunos casos ha demostrado ser muy económico (Arboleda, 1992).
46
La química de la coagulación con magnesio es una combinación entre el
ablandamiento del agua y la química de la coagulación. Debe ser añadida
suficiente cantidad de cal para satisfacer la demanda de C02, necesaria para
convertir toda la alcalinidad debida a bicarbonatos en alcalinidad debida a
carbonatos, y para precipitar el Mg(OH)2.
Las reacciones se muestran a continuación:
CO2 + Ca(OH)2 CaCO3 + H2O (8)
Ca(HC03)2 + Ca(OH)2 2CaC03 + 2H2O (9)
Mg(HC03)2 + Ca(OH)2 MgC03 + CaC03 + 2H2O (10)
MgC03 + Ca(OH)2 Mg(OH)2 + CaC03 (11)
En la práctica, se añade suficiente cal al agua para alcanzar un valor de pH por
arriba de 10,7 y para mantenerlo en ese nivel durante el tratamiento (Benefield,
1982). El CaC03 que resulta de las reacciones anteriores, puede convertirse por
calcinación en CaO + C02, con lo que se puede reutilizar la cal, como se menciono
anteriormente. El CO2 producido en la calcinación se emplea para solubilizar el
magnesio según la ecuación:
Mg(OH)2 + C02 MgC03 + H2O (12)
En esta forma se haría un uso cíclico de todos los compuestos producidos en
la coagulación como lo muestra la Figura 3 (Arboleda, 1992).
Figura 3. Uso cíclico de la cal y el carbonato de magnesio en coagulación (Arboleda, 1992)
47
El uso del magnesio como coagulante ofrece las siguientes ventajas:
- En el ablandamiento de aguas superficiales el resultado del proceso lleva
consigo un aumento de la alcalinidad final del agua, lo cual hace que se haga más
sencilla de estabilizar con respecto al control de la corrosión.
- Las aguas que presentan valores elevados de dureza carbonática son
ablandadas por la adición de cal, requerida para llevar a cabo la coagulación con
magnesio.
- El valor alto de pH requerido para la precipitación del Mg(OH)2 mejorara la
desinfección y puede eliminar la necesidad de cloración previa en muchas plantas
- El valor alto de pH permitirá obtener la remoción completa de hierro y
manganeso cuando se encuentran presentes en el agua residual (Benefield,
1982).
A continuación se presenta una tabla que permite comparar la acción
coagulante del magnesio con otros coagulantes, para cuatro tipos de aguas
clasificadas de acuerdo a sus valores de turbidez y alcalinidad. Al hablar de baja
turbidez y alcalinidad se refiere a valores menores a 10 NTU y 50 mg/l (CaCO3)
respectivamente. Al referirse a alta turbidez y alta alcalinidad se refiere a valores
mayores a 100 NTU y 250 mg/l (CaCO3) respectivamente.
48
Tabla 2. Comparación de varios coagulantes
(Benefield, 1982)
TIPO DE AGUA ALUMBRE SALES
FÉRRICAS POLÍMEROS MAGNESIO
TIPO I Alta turbi-dez Alta alcalini-dad (fácil de coa-gular)
Efectivo para valores de pH entre 5-7. No requiere aumentar la alcalinidad ni de ayudantes de coagulación-
Efectivo para valores de pH entre 6-7. Gene-ralmente no re-quiere aumentar alcalinidad ni de ayudantes de coa-gulación
Los polímeros catió-nicos resultan muy efectivos. Los políme-ros aniónicos y no iónicos pueden tam-bién resultar. Los mejores son los materiales de alto peso molecular
Efectivo debido a la precipitación del Mg(OH)2
TIPO 2 Alta turbi-dez Baja alcali-nidad
Efectivo para valores de pH entre 5-7. Puede necesitar aumentar la alcalinidad si el pH desciende durante
Puede necesitar aumentar la alcalinidad si el pH desciende durante el tratamiento
Los polímeros catió-nicos resultan muy efectivos. Los polí-meros aniónicos pue-den también resultar. Los mejores son los materiales de alto peso molecular
Efectivo si se aumenta la alcalinidad, lo cual hace al agua estabilizarse fácilmente
TIPO 3 Baja turbi-dez Alta alcalini-dad
Efectivo en dosis relativamente largas, que causa la precipitación de AI(OH)3. Puede requerir ayudantes de coagulación para aumentar el tamaño del floc y acelerar la sedimentación
Efectivo en dosis relativamente largas, que causa la precipitación de Fe(OH)3. Deberán ser añadidos ayudantes de coagulación para aumentar el tamaño del floc y acelerar la sedimentación
No puede actuar solo, debido a la baja turbidez. Deberán ser añadidos en primer lugar ayudantes de coagulación tal como la arcilla.
Efectivo debido a la precipitación del Mg(OH)2
TIPO 4. Baja turbidez Baja alcalinidad (la más difícil de coagular)
Efectivo solo si se forman flóculos de barrido, pero las dosis resul-tantes disminuirán la alcalinidad. Se debe aumentar la alcalinidad para obtener un agua del tipo 3, o arcilla para producir un agua del tipo 2.
Efectivo solo si se forman flóculos de barrido, pero las dosis resultantes disminuirán la alcalinidad. Se debe aumentar la alcalinidad para obtener un agua del tipo 3, o arcilla para producir un agua del tipo 2.
No será efectivo por sí solo debido a la baja turbidez. Deberán ser añadidos en primer lugar ayudantes de coagulación tal como la arcilla.
Efectivo sí se aumenta la alcalinidad, lo cual hace al agua estabilizarse fácilmente
49
CAPITULO II
METODOLOGÍA EXPERIMENTAL 2.1. Evaluación de los parámetros físico-químicos del agua residual cruda de
las lagunas de las instalaciones del Centro de Investigación del Agua (CIA)
2.2. Técnicas de muestreo
2.2.1. Sitio de muestreo
Las muestras de agua residual cruda fueron tomadas en los afluentes de
entrada a la planta de tratamiento del Centro de Investigación del Agua (CIA) de la
Facultad de Ingeniería de La Universidad del Zulia (LUZ) que cuenta con un
sistema de lagunas de estabilización piloto que recibe el 10% del agua residual de
origen doméstico procedente del colector C del Norte de la ciudad de Maracaibo.
Este colector recoge las aguas servidas descendientes de los barrios El
Amparo, Alberto Carnevalli, Los Olivos y la zona norte de la Ciudad Universitaria.
Por el fácil acceso al agua residual de origen doméstico, la toma de muestra se
hizo en el mismo momento de realizar las pruebas de jarros.
2.2.2. Equipos colectores
Las muestras fueron tomadas en envases de Cloruro de Polivinilo (PVC),
con capacidad de 4 L cada uno y se transportaron inmediatamente al laboratorio
de Ingeniería Sanitaria de la Facultad de Ingeniería de LUZ y a la Planta C de
Hidrolago para efectuarles los ensayos correspondientes.
2.2.3. Lavado de los envases previo al muestreo
Previo al muestreo, los envases se lavaron con agua potable, agua destilada,
solución de HCl al 0,5% y se enjuagaron con agua destilada, por último se secaron
y se mantuvieron herméticamente cerrados hasta su uso.
50
2.2.4. Frecuencia y número de muestras
El muestreo del agua en el CIA fue aleatorio. Las muestras fueron tomadas en
los meses de Octubre, Noviembre y Diciembre del 2009.
Un total de 4 muestreos de agua cruda fueron efectuados sobre la base del
número de ensayo de Jarro a realizar y de la cantidad a tratar con los amargos de
salmueras procedentes de la Empresa Produsal.
2.2.5. Análisis realizados al agua residual cruda
Se realizaron las evaluaciones de los parámetros físicos químicos siguientes:
pH, turbidez, color, alcalinidad y dureza total descritos más adelante por los
métodos correspondientes.
2.3. Evaluación de los parámetros físico-químicos de los amargos líquidos,
procedentes de los cristalizadores de la planta Produsal ubicada en Los
Olivitos en el Municipio Miranda del Estado Zulia, donde se midió los
siguientes parámetros de interés: Bicarbonatos, sulfatos, cloruros, calcio,
magnesio, potasio, pH, alcalinidad y sodio.
2.3.1. Área de estudio
La empresa PRODUSAL C.A, está localizada en el sector sur- oeste de la
Ciénaga de Los Olivitos, en el Municipio Miranda del Estado Zulia. El
área de concentradores está conformada por un sistema de 6 lagunas que
abarcan 1913 hectáreas.El área de cristalizadores de 480 hectáreas consta
de 12 lagunas de aproximadamente 40 hectáreas cada una.
En estos momentos la laguna que almacena la mayor cantidad de salmuera
concentrada (amargos) corresponde al concentrador N° 4 el cual se encuentra
fuera del sistema de producción de sal y en donde se tomaron las muestras para
la investigación.
51
2.3.2. Recolección de muestra
2.3.2.1. Salmuera concentrada
Las muestras de salmuera concentrada (amargos) se recolectaron con la
colaboración del personal especializado de la empresa PRODUSAL en diferentes
puntos del concentrador N° 4 el cual tiene un área superficial aproximada de
3.464.300 m2 con una profundidad promedio de 25 cm y un volumen de 866.075
m3.
Según información suministrada por la empresa basada en años de
muestreo constante, las lagunas que almacenan la salmuera concentrada
(amargos) se comportan por la acción de los vientos como reactores de
mezcla completa, es decir, la salinidad es prácticamente la misma en cualquier
punto. Inicialmente, se tomaron cuatro muestras de amargos, en diferentes
lugares para corroborar lo antes mencionado, resultando ser totalmente cierto, en
este caso los parámetros medidos fueron temperatura, densidad, salinidad, pH,
concentración de magnesio y calcio.
Estos ensayos se realizaron en el Departamento de Ingeniería Sanitaria y
Ambiental de La Universidad del Zulia y en la Planta C de Hidrolago. Los ensayos
se realizaron por duplicado y como prueba para encontrar las mejores condiciones
de operación del proceso cal-amargos.
2.3.3. Tratamiento inicial de los amargos líquidos
Debido a su alta concentración de los amargos, las muestras inicialmente
fueron filtradas diluidas en agua desionizada en la proporción 1:1000.
2.3.4. Caracterización preliminar de amargos
Se llevó a cabo una caracterización preliminar de los amargos líquidos
midiendo parámetros de interés como: Temperatura, Cloruros, Sodio,
Bicarbonatos, Potasio, Calcio, Magnesio, pH, y Alcalinidad.
52
2.3.4.1. Temperatura
Las mediciones de temperatura serán llevadas a cabo empleando un
termómetro de mercurio que mida en grados Celsius.
2.3.4.2. Cloruros
Fue determinado haciendo uso del método volumétrico siguiendo el método
Argentométrico de Morh descrito en el Standard Methods, bajo el N° 4500 Cl'-B.
2.3.4.3. Sodio y potasio
Se llevó a cabo por el método de fotometría de emisión en llama descrito en el
Standard Methods bajo el N°3500 -K D. Las muestras fueron tomadas, filtradas y
diluidas en la proporción de 1:1000.
Figura 4. Espectrofotometría de Emisión en Llama.
2.3.4.4. Sulfato
Se determinó por el método turbidimétrico de acuerdo a lo establecido en el
Standard Methods, bajo el N° 4500-SCV2 E.
53
2.3.4.5. Sólidos suspendidos
Este ensayo será realizado según el procedimiento descrito en el Standard
Methods, bajo el N° 2540 D
2.4. Ensayos Realizados al Agua Residual con Amargos
2.4.1. Coagulación
Se determinó a través del Ensayo de Jarro siguiendo el procedimiento indicado
en el Standard Methods 16th Edition. Utilizando para ello un equipo de Jarro
Modelo 300. Six Paddle Stirrer.
2.4.2. Determinación de la dosis del coagulante
La dosificación del coagulante debe ser determinada experimentalmente para
cualquier tipo de agua o agua residual. Las teorías de la desestabilización coloidal
todavía no están suficientemente desarrolladas como para permitir una selección
sin determinación experimental (Weber, 1979).
Para estimar experimentalmente la dosis de coagulante requerida,
generalmente se empleó, la Prueba de Jarras, donde se simula en unos vasos de
precipitado (6) o jarras el proceso de coagulación que se producirá en la planta de
tratamiento de aguas residuales y además se evaluarán distintos parámetros
durante o al final de los ensayos para caracterizar su funcionamiento (Arboleda,
1992). Con esta Prueba de Jarras se puede determinar la dosis óptima del
coagulante mediante:
Evaluaciones cualitativas:
- Tamaño del floc producido
- Tiempo inicial de formación del floc
54
Evaluaciones cuantitativas:
- Determinaciones físicas: Turbiedad y/o color residuales
- Determinaciones químicas: pH, alcalinidad, hierro y/o Dureza (Arboleda,
1992).
2.4.3. Aparato de prueba de jarras
Consta básicamente de un agitador múltiple de velocidad variable que puede
crear turbulencia simultáneamente en 6 vasos de precipitado, ver Figura 3.
Figura 5. Aparato de Prueba de Jarras
En el mismo se trata de reproducir las condiciones en las cuales se produce la
floculación en una planta de tratamiento.
Se necesitan 6 vasos de precipitado (jarras), preferiblemente de 2000 mL cada
uno, aunque también pueden usarse de 1000 mL. Hacer el ensayo con un mayor
volumen de agua facilita la toma de muestras para la turbiedad residual y produce
mejores resultados (Arboleda, 1992).
2.4.3.1. pH
Este ensayo fue realizado con un medidor electrónico de pH tipo 400
Chemtrix, descrito en el Standard Methods 16 th Edition, bajo el número No.
4500.
55
2.4.3.2. Turbidez
Se realizó utilizando el turbidímetro digital Orbeco-Hellige. Modelo 965-10.
Estandarizado bajo el número 2130.
2.4.3.3. Color
Se utilizó un comparador calorimétrico visual de Hellige, siguiendo el
procedimiento descrito en el Standard Methods 16 th Edition, bajo el No. 2120.
2.4.3.4. Alcalinidad
Fue determinada haciendo uso del método volumétrico siguiendo el
procedimiento indicado en el Standard Methods 16 th Edition bajo el No. 2320.
2.4.3.5. Ensayo de coagulación usando el amargo de salmuera
Se llevó a cabo prueba de jarros con agua turbia hecha en el laboratorio
(agregando arcilla) hasta alcanzar 210 NTU, medidos en el turbidímetro. Se coloca
el agua residual en las jarras (1 L c/u), se eleva el pH, hasta alcanzar un valor de
11,4 agregando una solución de cal.
Las dosis inicial de coagulante inicialmente fueron: 0; 1; 5; 7; 10; 15 mL
(amargos líquidos) para buscar el mejor rango de coagulación. Las dosis añadidas
se basaron en las investigaciones previas.
La agitación inicial es de 100 rpm por un minuto. Luego 30 rpm por 20 minutos.
El periodo de reposo (sedimentación) es de media hora.
Luego se repite es procedimiento con el agua residual doméstica traídas del
centro de investigación del agua, el cual presentaron una turbidez promedio de
190 NTU
Observaciones: La arcilla se ha acumulado en el fondo del jarro. Se observan
algunos jarros un poco más transparentes que otros y el primero todavía turbio.
Los flocs no son nada grandes. Son muy poco definidos.
56
CAPITULO III
RESULTADOS Y DISCUSIÓN 3.1. Caracterización preliminar de amargos
A continuación se presentan en la tabla 3 los resultados promedios
de los amargos líquidos tomados en los concentradores de la Planta de sal
(PRODUSAL).
Tabla 3. Caracterización preliminar de amargos líquidos
Parámetro Valor (mg/L) Media ± DS
Ca+2
Cl-
Mg+2
K+
Na+ S04
= DT
Alcalinidad Total pH °Be
Densidad Turbidez
Temperatura HCO3
- Sol. Susp.
6122,90 ± 3,5 306982,26 ± 195,1
19247,15 ± 2,1 4962,95 ± 0,3 173420 ± 1,1 28542 ± 0,8
7601,30 ± 1,2 6000,30 ± 3818,2
6,77 ± 0,01 28,50 ± 0,7
1245,65 ± 0,9 14,50 ± 0,4 29,5 ± 0,7
8520 102 mg/L
Dt= dureza Total
La tabla 3 ilustra los valores de la caracterización de amargos líquidos
realizados experimentalmente, se observa una mayor concentración de los iones
cloruros y sodio por ser una sal en su mayoría compuesta por cloruro de sodio.
Luego se aprecia una concentración alta de iones magnesio y sulfato,
posteriormente se observa los bicarbonatos y el calcio.
Estos resultados coincide con los que reporta Ayoub y col donde
indica que la presencia de magnesio natural y sulfato causa una extensa
57
floculación de materia orgánica en las aguas residuales, permitiendo la remoción
de las mismas por sedimentación, esto debido a la precipitación del CaCO3 y
Mg(OH)2.
La composición iónica en los amargos líquidos decrece en el siguiente orden:
Cl- >Na+ >Mg+2>SO4=>Ca+>K+
La Tabla 4 presenta los resultados de los componentes por combinaciones
hipotéticas según las ecuaciones descritas en los anexos.
Tabla 4. Resultados de las concentraciones obtenidas por combinaciones hipotéticas para cada compuesto presente en los amargos
Compuesto mg/L
Ca(HCO3)2
CaSO4
MgSO4
MgCl2
NaCL
KCL
11.340
11.288
25.680
54.815
441.090
11.920
Los resultados señalan que existen una concentración alta de MgSO4,
compuesto presente en los amargos líquidos y responsables de la coagulación,
según lo señala (Ayoub y Col, 2000).
Igualmente se observa que el anión HCO3- analizado experimentalmente es
similar a la suma de los compuestos de Ca(HCO3) y Mg(HCO3) obtenidas
hipotéticamente.
3.2. Pruebas físicas químicas realizadas en las aguas residuales antes del
proceso de coagulación con los amargos
Los resultados del pH, turbidez y color aplicados al agua residual antes del
proceso de coagulación se muestran en la Tabla 5.
58
Tabla 5. Resultados del agua residual cruda
Parámetro Valor Promedio
pH
Turbidez
Color
Alcalinidad
Dureza total
9,50
190 NTU
500 U.C Pt-Co
380 mg CaCO3/L
490 mg CaCO3/L
La tabla 5 muestra los valores del agua residual cruda tomada de la planta del
Centro de Investigaciones del Agua (CIA) de LUZ, donde se observa un alto valor
de color y turbidez, por lo cual se realizó una dilución de 1:10.
3.3. Evaluación del proceso de coagulación mediante la aplicación del
ensayo de jarros a diferentes dosis del amargo líquido de salmuera.
Se utilizó una solución de Ca(OH)2 para elevar el pH del agua residual a un
valor de 12.24 ,empleando 500 mL de agua residual por jarro, obteniéndose los
resultados expresados en la tabla 6.
Tabla 6. Prueba preliminar 1. Dosis exploratoria
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 1 5 7 10 15
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 123 119 116 113 113 113
Color U.C. Pt-Co 60 45 40 35 36 35
pH 12,06 10,78 10,30 10,17 10,44 10,10
Alcalinidad, mg CaCO3/L 310 164 170 166 176 200
En la tabla 6 se observa luego de la sedimentación en el fondo un precipitado
blancuzco escaso, como especie de flocs definidos pequeños.
59
Se observa una mejor clarificación y mejor formación de flocs en el Jarro No
4, utilizando 7 mL de amargo.
3.3.1. Prueba preliminar 2. Reduciendo el intervalo de los amargos
En la tabla 7 se muestran los resultados reduciendo el intervalo de los
amargos, haciendo que el rango de volumen entre un jarro y otro no fuera tan
amplio.
Luego de adicionar 200 mL de solución de Ca(OH)2 (10 g/500 mL) el pH del
agua residual se elevó a un valor de 11.69.
Tabla 7. Prueba preliminar 2. Reduciendo los intervalos de amargos a pH 11,69
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 1 2 3 4 5
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 105 94 100 100 102 105
Color U.C. Pt-Co 70 25 30 30 30 30
pH 11.60 10.67 10.36 10.33 10.29 10.18
Alcalinidad, mg CaCO3/L 300 280 300 380 300 320
Se observa una mejor coagulación en el agua en el Jarro No 1 donde se
aprecia una mejor turbidez y color a un pH cercano a 12.
En la tabla 8 se muestran los resultados de los amargos con agua residual
pero variando la dosis de dichos amargos. El pH del agua residual se llevó a
12.24.
60
Tabla 8. Prueba preliminar 3. Variando la dosis de amargos a pH 12,04
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,3 0,6 0,9 1,2 1,5
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 90 80 78 77 80 79
Color U.C. Pt-Co 50 25 25 15 15 15
pH 12,03 11,17 10,85 10,76 10,70 10,62
Alcalinidad, mg CaCO3/L 520 280 240 240 260 240
Se pudo observar que durante la agitación es poco lo que puede
apreciarse, porque el color del agua mantiene oscura y turbia la mezcla. Son
pocos los flocs que pueden apreciarse.
Cuando llega la sedimentación, se observa lentamente el precipitado
gelatinoso blancuzco que desciende dejando el agua con poca turbidez pero con
algo de color.
Se observa mejor precipitación y más clara el agua en el Jarro No 4, donde se
aplicó una dosis de 0,9 mL de amargo.
El sedimento es mayor en los vasos del 2 al 6 que en el vaso (jarro) uno, esto
debido al hidróxido de magnesio formado.
En la tabla 9 se muestran los resultados de los Amargos con agua residual
variando los tiempos de Agitación.
Se comenzaron a cambiar algunas variables, como el tiempo de agitación
rápida, en vez de 100 rpm durante un minuto, se dejó 100 rpm durante un minuto
y 20 segundos, obteniéndose diferentes resultados. El pH inicial del agua residual
se elevó con la solución de cal a 12.01.
61
Tabla 9. Amargos con agua residual variando los tiempos de agitación 1’:20” a pH 12
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,3 0,6 0,9 1,2 1,5
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 95 58 55 57 60 62
Color U.C. Pt-Co 100 30 30 30 30 30
pH 11,69 11,39 10,98 10,90 10,78 10,66
Alcalinidad, mg CaCO3/L 480 320 280 300 300 280
En la Tabla 9 se reportan los resultados, obteniéndose mejor turbidez y color
en el Jarro No 3, donde se observa un agua más clara y se observa la diferencia
con respecto al ensayo anterior.
En la tabla 10 se muestran los resultados de los Amargos con agua residual
Variando los Tiempos de Agitación rápida a 1 minuto y 30 segundos.
Tabla 10. Amargos con agua residual variando los tiempos de agitación a 1’:30” a pH 12
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,3 0,6 0,9 1,2 1,5
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 21,20 54,50 33,00 27,50 32,00 33,60
Color U.C. Pt-Co 70 30 25 25 25 25
pH 12,28 11,77 11,12 10,47 10,75 10,70
Alcalinidad, mg/Lt CaCO3 640 340 280 320 280 290
En la tabla 10 se reportan los resultados donde se varió el tiempo de agitación
a 1 minuto y 30 segundos, y manteniendo la misma dosis, donde se aprecia una
mejor coagulación y floculación en el jarro No 4 con 0,4 mL de amargo.
62
3.4. Muestras de amargos para las pruebas de jarras definitivas
3.4.1. Prueba No. 1 Amargos con agua residual. Elevando el pH y variando dosis
de amargos
Se llevó el pH del agua residual a un valor de 12.24 agregando una solución de
cal (cal hidratada) y las concentraciones de amargos líquidos añadidas fueron las
siguientes: 0; 0,6; 0,9; 1,2; 1,8; y 2,4 mL respectivamente.
Se midieron en este caso sólo los parámetros de turbidez, color y pH.
Los tiempos de agitación fueron de 1:30 seg a 100 rpm y de 20 minutos a 30
rpm. La sedimentación fue de media hora.
La tabla 11 muestra los resultados obtenidos del agua residual a un pH de
12,24.
Tabla 11. Prueba 1. Amargos con agua residual a pH 12,24
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,6 0,9 1,2 1,8 2,4
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 23 4 6 5 5 5
Color U.C. Pt-Co 121 23 27 19 18 20
pH 10,35 10,20 10,45 10,55 10,45 10,40
Los resultados de esta tabla muestran que los valores óptimos de remoción de
turbiedad se obtuvieron en el Jarro No 2, resultando ser la mejor dosis de
0,6 mL.
Estos resultados coinciden con los reportados por Ayoub y Col donde la dosis
optima del coagulante disminuye proporcionalmente con el aumento de la
turbidez.
63
3.4.2. Prueba No. 2 Amargos con agua residual manteniendo el pH y cambiando
rango de aplicación de amargos
Se llevó el pH del agua residual a un valor de 12,24 ajustado con hidróxido de
calcio y se cambió la dosis de aplicación de los amargos.
En la prueba anterior se obtuvo la mejor remoción de turbiedad y color con 0,6
mL de amargo líquido.
A continuación se aplicaron dosis que van por arriba y por debajo de dicho
valor. El resto de las condiciones permanecieron iguales.
En la tabla 12 se muestran los resultados obtenidos del agua residual a un pH
de 12,24
Tabla 12. Prueba 2. Amargos con agua residual a pH 12,24 con intervalo por encima y por debajo de 0,6 mL
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 23 7 5 6 7 7
Color U.C. Pt-Co 131 40 28 34 33 35
pH 10,50 10,55 10,45 10,50 10,55 10,55
Esta tabla muestra los valores óptimos de remoción de turbiedad y color se
obtuvieron con concentraciones del coagulante a una dosis es 0.4 mL/500 mL de
muestra de amargo líquido.
3.4.3. Amargos con agua residual utilizando la dosis optima del amargo
Se llevó el pH del agua residual a un valor de 11.9 y se cambió el rango de
aplicación de los amargos.
64
A continuación en la tabla 13 se aplicaron dosis que van por arriba y por debajo
de la mejor dosis del caso anterior, 0.4 mL. El resto de las condiciones
permanecieron iguales.
Tabla 13. Amargos con agua residual a pH inicial 11,90
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0,3 0,35 0,4 0,45 0,5
Nº JARRO-- PARÁMETRO Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2
3
4
5
6
Turbidez NTU 32,98 6,30 6,63 4,62 5,63 6,30
± DS 1,00 0,58 0,58 0,58 0,58 0,58
Color U.C. Pt-Co 186,55 33,16 28,13 21,43 28,13 31,50
± DS 5,77 2,89 2,89 2,89 2,88 2,89
pH 10,35 10,38 10,32 10,22 10,23 10,20
Se comprueba entonces que la mejor dosis de amargos para estas muestras
de agua residual es 0.4 mL/500 mL de muestra, ya que con estas dosis se
obtiene una mejor remoción de color y turbidez y se observa un agua más clara.
Estos resultados coinciden con los reportados por Ayoub y col, los cuales señalan
que al disminuir la turbidez disminuyen los valores de color.
3.4.4. Verificación del pH óptimo a utilizar
Conociendo la dosis óptima de amargos que causa la mejor coagulación del
agua residual, ahora se desea conocer si el mejor pH a aplicar se encuentra
alrededor del valor de 12, por lo tanto el ensayo de jarro siguiente consistió en
dejar constante la dosis de amargos y variar los valores de pH en cada uno de los
jarros. El resto de las condiciones permanecen constantes.
A continuación se muestran los resultados del pH óptimo de coagulación en la
tabla 14.
65
Tabla 14. pH óptimo de coagulación
Nº JARRO-- PARÁMETRO
1
2
3
4
5
6
Dosis de Amargos, mL 0,4 0,4 0,4 0,4 0,4 0,4
pH del Agua Residual 9.03 10,05 12,20 11,48 11,05 13,01
Turbidez 133,48 64,45 4,80 10,29 10,31 11,67
± DS 2,12 8,49 1,41 2,21 6,36 2,83
Color 509,80 209,52 32,31 44,44 57,39 47,37
± DS 14,14 14,14 3,54 7,07 3,53 3,53
pH 8,50 9,85 10,33 11,25 10,95 12,43
Observaciones
No hay floc. Agua
turbia y gris
Flocs pequeños.
Agua turbia
Flocs grandes.
Agua cristalina
Flocs grandes.
Agua menos
cristalina, pero se ve
bien
Muy pocos Flocs
Flocs pequeñísi-mos. Agua levemente coloreada
Con este ensayo puede apreciarse que el mejor valor de pH para que ocurra la
coagulación se encuentra alrededor de 12.
Con este ensayo final de jarras y usando la dosis de amargos de 0,8 mL/L de
muestra de agua residual doméstica y manteniendo un pH alrededor de 12, se
demuestra que ésta es la mejor y más efectiva dosis de coagulante para el
tratamiento del agua residual de origen doméstico.
En forma general se puede deducir que si se mantiene un pH cercano a 12 y
manteniendo una concentración del coagulante de 0,8 mL/ L a la muestra de agua
residual se logra un valor optimo de remoción de turbiedad y color, observándose
unos flocs grandes y un agua cristalina, pero si se varía el pH por encima y por
debajo de 12 no se logran apreciar los mismos resultados descritos
anteriormente.
66
CONCLUSIONES
El proceso de coagulación del agua residual con amargos demostró ser
efectivo para los valores de pH estudiados en esta investigación.
Se logró disminuir los parámetros turbidez y color hasta valores iguales o por
debajo de los establecidos por las Normas para el Control de la Calidad de los
Cuerpos de Agua y de los Vertidos Líquidos (Turbidez = 4 NTU y Color = 20 UC
Pt-Co).
Para aguas residuales con pH cercano a 12, el amargo resultó altamente
efectivo, con una dosis de 0,8 mL/ L, logrando l valores óptimos operacionales de
Turbiedad Decantada < 6.
Para valores de pH diferente a 12, la remoción de Turbiedad reportada no fue
adecuada, ya que la remoción estuvo por debajo del valor óptimo operacional.
La remoción de color en cada uno de los ensayos efectuados resultó en
valores cercanos al 50%, situándose, en su mayoría, por debajo de la Normativa
vigente.
Los parámetros pH, alcalinidad total y dureza total no sufrieron modificaciones
significativas en los ensayos realizados. El comportamiento coagulante del
Amargo de Salmuera mostró una dependencia directa con los valores de pH
presente en el agua residual, sin embargo mostró una ligera eficacia a niveles de
pH situado por encima de 12.
67
RECOMENDACIONES
En base al estudio y análisis efectuado a los amargos de salmuera bajo
estudio del presente trabajo, se pueden establecer las siguientes
recomendaciones:
Analizar el efecto del coagulante sobre el crecimiento bacteriano en aguas
tratadas con dicho Amargo.
Realizar estudios de estos Amargos como coagulantes para el mantenimiento
y tratamiento para aguas de piscinas.
Realizar un estudio económico sobre los costos de utilización de este
coagulante en el proceso de clarificación de aguas residuales industriales y
domesticas y comparar con los tradicionalmente utilizados para este fin.
Realizar estudios de estos amargos como coagulantes para agua potable, ya
que arrojó buenos resultados como coagulantes de aguas residuales.
Hacer un tratamiento de neutralización para bajar el pH final del agua tratada
con una acidificación, para que se pueda descargar o darle otro uso específico al
agua.
Estudiar la posibilidad de darle un uso industrial especifico al agua tratada tal
como: agua para los sistemas de las torres de enfriamiento y calderas.
Se recomienda una caracterización microbiológica del agua tratada con el
amargo para realizar un tratamiento posterior.
68
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70
ANEXOS
1. Evaluación de amargos definitiva
DOSIS DE AMARGOS, mL 0 0.3 0.35 0.4 0.45 0.5
Nº JARRO PARÁMETRO --- Medido en c/jarro luego de la sedimentación
1
2 3 4 5 6
Turbidez 33 32 34 6 6 7 7 6 7 4 5 5 6 5 6 7 6 6
Color 190 180 190 35 30 35 30 30 25 20 20 25 30 25 30 30 30 35
pH 10.30 10.35 10.40 10.40 10.35 10.40 10.30 10.35 10.30 10.20 10.25 10.20 10.25 10.25 10.20 10.20 10.15 10.25
72
2. pH óptimo de coagulación
N° Jarro Dosis de Amargos,
mL
pH del Agua
Residual Turbidez Color pH Observaciones
1 0.4 9.03 132 135 500 520 8,65 8,75 No hay floc. Agua turbia y gris
2 0.4 10.05 59 71 200 220 9,85 9,87 Flocs pequeños. Agua turbia
3 0.4 12.20 4 6 30 35 12,11 12,15 Flocs grandes. Agua cristalina
4 0.4 11.48 9 12 40 50 11,34 11,28 Flocs grandes. Agua menos cristalina,
pero se ve bien
5 0.4 11.05 104 113 55 60 10,73 10,67 No hay flocs
6 0.4 13.01 8 12 45 50 12,87 12,77 Flocs pequeñísimos. Agua levemente
turbia
73
3. Caracterización preliminar de amargos
Parámetro Resultado 1 Resultado 2 X DS Método
Ca+2
Cl-
Mg+2
K+
Na+ S04
= DT
Alcalinidad Total pH °Be
Densidad Turbidez
Temperatura
6120,40 307120,69 19245,60 4962,70
388354,75 18542,20 7600,40 6000,20
6,76 29°
1245,50 s/L 14,20 Ntu
30°C
6125,40 306844,70 19248,70 4963,20
388458,20 18543,25 7602,20 600,40 6,78 28°
1246,80 14,80 Ntu
29°C
6122,90 306982,26 19247,15 4962,95
388406,47 18542,72 7601,30 6000,30
6,77 28,50
1245,65 14,50 29,5
3,535 195,154 2,192 0,353 73,150 0,742 1,272
3818,235 0,014 0,707 0,919 0,424 0,707
Dureza Argentométrico (Mohr)
Dureza Espectrofotometría de emisión en llama
Espectrofotometría de emisión en llama Turbidimétrico
Electrodo de vidrio
74
4. Tabla de combinaciones hipotéticas
a = HCO3
-
b = SO4=
c = CL-
d = Ca+2
e = Mg+2
f = Na+
g = K+
epm (-)
epm HCO3- = 8.520 ÷ 61 = 139,67
epm SO4= = 28.542 ÷ 48 = 594,62
epm CL- = 307.000 ÷ 35,45 = 8.660,08
epm (+)
epm Ca+2 = 6.122 ÷ 20 = 306,10
epm Mg+2 = 19.247 ÷ 12,16 = 1.582,81
epm Na+ = 173.420 ÷ 23 = 7540
epm K+ = 4.962 ÷ 31 = 160,06
9.588
9.400
epm (+)
epm (-)
140 734
306 1.888 9.428
1.582 7.540
8.660 594
a b c
d e f g
75
Compuestos presentes por combinaciones hipotéticas
Ca(HCO3)2 = 140 x 81 = 11.340 mg/L
CaSO4 = 166 x 68 = 11.288 mg/L
MgSO4 = (734 - 360) = 428 x 60 = 25.580 mg/L
MgCL2 = (1.888 - 734) = 1.154 x 47,5 = 54.815 mg/L
NaCL = (9.428 – 1.888) = 7.540 x 58,5 = 441.090 mg/L
KCL = 160 x 74,5 = 11.920 mg/L
556.033 mg/L
% de las especies
% Ca(HCO3)2 = 2,03%
% CaSO4 = 2,02%
% MgSO4 = 4,61%
% MgCL2 = 9,85%
% NaCL = 79,31%
% KCL = 2,14%
100%
76
5. Estadística de la evaluación de amargos definitiva
DOSIS DE AMARGOS, mL
0
S S2
0,3
S S2
0,35
S S2
JARROS 1 2 3
Turbidez 33 32 34 32,98 1,00 1,00 6 6 7 6,30 0,58 0,33 7 6 7 6,63 0,56 0,33
Color 190 180 190 186,55 5,77 33,33 35 30 35 33,16 2,89 8,33 30 30 25 28,13 2,89 8,33
pH 10,3 10,35 10,40 10,35 0,05 0,002 10,40 10,35 10,40 10,38 0,03 0,0008 10,30 10,35 10,30 10,32 0,03 0,0008
DOSIS DE AMARGOS, mL
0,4
S S2
0,45
S S2
0,5
S S2
JARROS 4 5 6
Turbidez 4 5 5 4,62 0,58 0,33 6 5 6 5,63 0,58 0,33 7 6 6 6,30 0,58 0,33
Color 20 20 25 21,43 2,89 8,33 30 25 30 28,13 2,89 8,33 30 30 35 31,50 2,89 8,33
pH 10,20 10,25 10,20 10,22 0,03 0,0008 10,25 10,25 10,20 10,23 0,03 0,0008 10,20 10,15 10,25 10,20 0,05 0,002
Media Desviación estándar=S Varianza=S2
77
6. Gráfico de la evaluación de amargos definitiva
Los datos graficados son los obtenidos en la media (armónica) de cada propiedad en cada Jarro.
78
7. Gráfico de la desviación estándar de la evaluación de amargos definitiva
Desviaciones Estándar
1,000
0,577 0,577 0,577 0,577 0,577
5,774
2,887 2,887 2,887 2,887 2,887
0,050 0,029 0,029 0,029 0,029 0,050
0,000
1,000
2,000
3,000
4,000
5,000
6,000
7,000
Turbidez
Color
pH
Turbidez 1,000 0,577 0,577 0,577 0,577 0,577
Color 5,774 2,887 2,887 2,887 2,887 2,887
pH 0,050 0,029 0,029 0,029 0,029 0,050
1 2 3 4 5 6
79
8. pH óptimo de coagulación
DOSIS DE AMARGOS, mL 0,4
S S2
0,4
S S2
0,4
S S2 pHi agua R 9,03 10,05 12,2
JARROS 1 2 3
Turbidez 132 135 133,48 2,12 4,50 59 71 64,45 8,49 72,00 4 6 4,80 1,41 2,00
Color 500 520 509,80 14,14 200,00 200 220 209,52 14,14 200,00 30 35 32,31 3,54 12,50
pH 8,55 8,45 8,50 0,07 0,005 9,80 9,90 9,85 0,07 0,005 10,3 10,35 10,33 0,04 0,001
DOSIS DE AMARGOS, mL
0,4
S S2
0,45
S S2
0,5
S S2
JARROS 4 5 6
Turbidez 4 5 5 4,62 0,58 0,33 6 5 6 5,63 0,58 0,33 7 6 6 6,30 0,58 0,33
Color 20 20 25 21,43 2,89 8,33 30 25 30 28,13 2,89 8,33 30 30 35 31,50 2,89 8,33
pH 10,20 10,25 10,20 10,22 0,03 0,0008 10,25 10,25 10,20 10,23 0,03 0,0008 10,20 10,15 10,25 10,20 0,05 0,002
80
9. Gráfica del pH óptimo de coagulación
Los datos graficados son los obtenidos en la media (armónica) de cada propiedad en cada Jarro.
Gráfico
32,980
6,300 6,6324,615 5,625 6,300
186,545
33,158
28,125
21,429
28,12531,500
10,350 10,383 10,317 10,217 10,233 10,200
0,000
20,000
40,000
60,000
80,000
100,000
120,000
140,000
160,000
180,000
200,000
Turbidez
Color
pH
Turbidez 32,980 6,300 6,632 4,615 5,625 6,300
Color 186,545 33,158 28,125 21,429 28,125 31,500
pH 10,350 10,383 10,317 10,217 10,233 10,200
1 2 3 4 5 6
81
10. Gráfica de la desviación estándar del pH óptimo de coagulación
Desviaciones Estándar
1,000
0,577 0,577 0,577 0,577 0,577
5,774
2,887 2,887 2,887 2,887 2,887
0,050 0,029 0,029 0,029 0,029 0,050
0,000
1,000
2,000
3,000
4,000
5,000
6,000
7,000
Turbidez
Color
pH
Turbidez 1,000 0,577 0,577 0,577 0,577 0,577
Color 5,774 2,887 2,887 2,887 2,887 2,887
pH 0,050 0,029 0,029 0,029 0,029 0,050
1 2 3 4 5 6
11. Agua residual inicial
12. Agua residual en tratamiento
83
13. Prueba final
14. Prueba final
84
15. pH óptimo