GUIÓN DE PRÁCTICAS Diseño de Procesos en Ingeniería Ambiental

GUIÓN DE PRÁCTICAS
Diseño de Procesos en Ingeniería
Ambiental
Profesores: José María Monteagudo Martínez
Antonio Durán Segovia
1. Práctica 1: Purificación de aguas por intercambio iónico
2. Práctica 2: Tratamiento Físico-Químico de aguas.
Coagulación-Floculación
PRÁCTICA 1
Purificación de aguas por intercambio iónico
1.OBJETIVO
Esta práctica tiene como objetivo la purificación de agua contaminada con
cloruro sódico mediante la utilización de una resina de intercambio iónico. Para ello, se
llevarán a cabo estudios cinéticos (operación discontinua) y en columna (operación
semicontinua).
2. FUNDAMENTO TEÓRICO
El intercambio iónico es una operación básica de separación con una interfase
sólido-líquido. El intercambio iónico se produce al poner en contacto un sólido iónico
(intercambiador) y una disolución conteniendo iones (electrolito).
Una resina de intercambio iónico puede considerarse como una estructura de
cadenas hidrocarbonadas a las que se encuentran unidos de forma rígida grupos iónicos
libres (Figura 1). Estas cadenas están unidas transversalmente formando una matriz
tridimensional que proporciona rigidez a la resina y donde el grado de reticulación o
entrecruzamiento determina la estructura porosa interna de la misma. Como los iones
deben difundirse en el interior de la resina para que ocurra el intercambio, mediante una
selección adecuada del grado de reticulación, puede limitarse la movilidad de los iones
participantes en el mismo.
Figura 1. Estructura de una resina de intercambio
Las cargas de los grupos iónicos inmóviles se equilibran con las de otros iones,
de signo opuesto (contraiones) que están libres y que son los que realmente se
intercambian con los del electrolito disuelto. Cuando dichos iones son cationes, los
cambiadores iónicos se llaman catiónicos y cuando son aniones, se denominan
aniónicos.
3. ESTUDIO CINÉTICO
La operación discontinua se lleva a cabo en un reactor tanque agitado donde se
pone en contacto una cierta masa de resina con la disolución a tratar, hasta que se
alcance el equilibrio. El régimen de funcionamiento es “no estacionario” por variar
continuamente, en cada punto del sistema, las concentraciones de iones. Esta operación
presenta el inconveniente de que en ella sólo se aprovecha parte de la capacidad de la
resina, a menos que la selectividad iónica sea muy elevada en las condiciones de
equilibrio.
Esta operación se utiliza con éxito cuando el ión liberado por la resina reacciona
irreversiblemente con iones presentes en la disolución como ocurre en el caso de los
iones hidrógeno o hidroxilo, que se combinan con el ión hidroxilo o hidrógeno,
respectivamente, para formar agua.
Este tipo de operación se utiliza generalmente a escala de laboratorio, para la
obtención de datos de equilibrio o cinéticos.
4.- OPERACIÓN SEMICONTINUA
En este caso, la resina cambiadora constituye un lecho fijo a través del cual fluye
una disolución. Al igual que en la operación discontinua, el régimen de funcionamiento
es “no estacionario”. Este método es más sencillo que el continuo al eliminarse el flujo
de sólido intercambiador, siempre delicado y costoso. Sin embargo, al transcurrir la
operación en régimen no estacionario, el dimensionado y diseño del lecho junto con el
cálculo de la cantidad de cambiador necesaria, exige un tratamiento matemático
bastante más complejo que el requerido para la operación continua.
La mayoría de los procesos industriales se realizan de forma semicontinua en
lechos fijos. Las instalaciones semicontinuas de lecho fijo constan de dos lechos
idénticos, para que, mientras por uno de ellos circula la disolución que contiene los
iones que se desean intercambiar, el otro se está regenerando. A medida que transcurre
el tiempo, el primer lecho se va saturando de los iones de la disolución, pero debido a la
resistencia que opone el sistema a la transferencia de los iones desde el seno del líquido
a los centros de intercambio, existe una zona de transición que separa la zona virgen de
la resina y la de saturación. En esta zona intermedia, el grado de saturación varía con un
perfil en forma de S.
A medida que progresa el intercambio iónico la zona de transición se traslada en
el lecho hasta alcanzar su extremo inferior, instante a partir del cual la disolución de
salida contendrá cantidades crecientes de los iones que se desean intercambiar (Figura
2). En dicho momento, la corriente líquida se desvía al segundo lecho, iniciando en el
primero la operación de regeneración. Al tiempo transcurrido desde el comienzo de la
operación en el lecho hasta que los iones de la disolución aparecen en la corriente de
salida se denomina tiempo de rotura, y la curva representativa de la evolución de dicha
concentración, creciente con el tiempo a partir de dicho momento, recibe el nombre de
curva de rotura (Figura 3).
Estos dos parámetros, tiempo y curva de rotura, son fundamentales para el
diseño de los lechos fijos del intercambio iónico, pero se deben determinar
experimentalmente por la dificultad que entraña su predicción.
Figura 2. Evolución de la concentración en un lecho de intercambio iónico
Figura 3. Representación de una curva de rotura
5. REGENERACIÓN DEL LECHO DE INTERCAMBIO
La regeneración de un lecho, con objeto de cargar los centros activos con iones
H+, consta generalmente de las siguientes etapas:
1. Lavado con agua desionizada en circulación ascendente. Una vez empaquetada la
columna con resina húmeda hasta ¾ partes de su capacidad, se introduce el volumen
de agua necesario hasta que la conductividad se mantenga constante.
2. Se hace circular una disolución 0,1 N de HCl a través del lecho hasta que la
conductividad del efluente es constante.
3. Se repite el paso 1. La resina está lista para ser utilizada.
6.- PROCEDIMIENTO OPERATIVO
6.1 Estudio cinético
Para llevar a cabo este estudio se preparan 1,5 litros de disolución de NaCl 5,7
10-3 M (0,5 gramos en 1,5 litros de agua desionizada) de la cual se quiere eliminar el ión
Na+. Se llena el reactor de vidrio encamisado con esta disolución. Se coloca 1g de resina
catiónica Amberlita IR-120 en la celda-malla situada en una de las bocas del reactor, y
se hace circular la disolución por el sistema “shallow-bed” por medio de una bomba
peristáltica, manteniendo una velocidad de agitación de 200 rpm (Figura 4). Se van
obteniendo datos de conductividad con el tiempo, los cuales quedan registrados en un
PC conectado a un conductímetro, mediante un programa de adquisición de datos.
Representar gráficamente la conductividad de la disolución en función del tiempo, como
se muestra en la Figura 5.
La constante de velocidad de intercambio puede ser obtenida por la expresión
dada por Lagergren, si los datos cinéticos de intercambio de Na+ por H+ siguen una
cinética de pseudo-primer orden:
Log(qe − q) = Log(qe ) −
K ad t
2.303
donde q y qe son la cantidad de Na+ intercambiado en un instante t (s) y en el equilibrio,
respectivamente. Kad es la constante de velocidad de intercambio (s-1). El valor de Kad se
puede obtener de la pendiente de la recta obtenida al representar 2.303(Log(Xe/(Xe-X))
frente al tiempo “t”, donde Xe y X son las conductividades de la disolución en el
equilibrio y a un tiempo “t” cualquiera., respectivamente (Figura 6).
Conductímetro
resina
NaCl
Reactor
Bomba
Ordenador
Conductividad (uS/cm)
Figura 4. Instalación experimental para estudio cinético
750
700
650
600
550
500
450
0
500
1000
1500
2000
2500
Tiempo (s)
Ki = 10-3 s-1
T= 25 ºC
1 g resina Amberlita IR-120
V= 1,5 l Agua destilada
0,35 g NaCl
200 rpm
Figura 5. Curva cinética para estas condiciones
y = 0,001x + 1,1399
R2 = 0,9997
2,303log(Xe/(Xe-X))
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
0
500
1000
1500
2000
2500
Tiempo (s)
Figura 6. Ajuste de Lagergren
Se realizaran experimentos de cinética a tres temperaturas, 25, 35 y 45 ºC, ajustándose
posteriormente las constantes de velocidad y la temperatura con la ecuación de
Arrhenius.
Kad =A e-Ea/RT
6.2 Obtención de la curva de rotura
Se preparan dos litros de disolución de NaCl 0, 2 M (23,38 gramos en 2 litros
de agua desionizada) de la cual se quiere eliminar el ión Na+ presente. Para ello, se hace
fluir en sentido ascendente a través de un lecho que contiene 18 g de resina catiónica
Amberlita IR-120” (Figura 7). El flujo de alimentación de la disolución se mantendrá
constante en un valor aproximado de “9 ml/min. Se toma como origen de tiempos el
momento en que la disolución salina entra en la columna. El seguimiento de la
operación se llevará a cabo mediante medidas de conductividad con el tiempo. Se harán
dos representaciones, conductividad frente al tiempo y la conductividad frente al
volumen (caudal x tiempo) de disolución que atraviesa la columna.
Con la figura de la curva de rotura y el caudal utilizado es posible obtener el
tiempo de rotura del sistema, que sería el tiempo que transcurre desde el comienzo de la
operación en el lecho hasta que los iones de la disolución aparecen en la corriente de
salida (en este caso, iones Na+).
Conductímetro
resina
NaCl
Efluente
Tanque
Bomba
Ordenador
Figura 7. Instalación para determinación de curva de rotura
PRÁCTICA 2
Tratamiento Físico-Químico de aguas. Coagulación-Floculación
1. OBJETIVO
El objetivo de esta práctica es realizar ensayos de coagulación-floculación a
diferentes muestras de agua (potables, residuales o industriales). A partir de los
resultados se seleccionarán las condiciones de tratamiento y dosis de los reactivos
necesarios para cada aplicación concreta.
2. INTRODUCCIÓN
Los tratamientos fisico-químicos cubren una serie de objetivos, de los cuales cabría
destacar los siguientes:
A) Aguas residuales:
-
Reducción de sólidos en suspensión y materia orgánica (DQO y DBO) como
alternativa al tratamiento biológico.
-
Laminado o estabilización de cargas contaminantes para controlar la entrada
a los tratamientos biológicos.
-
Reducción de contaminantes industriales no biodegradables (sobre todo
metales pesados).
-
Eliminación de fósforo.
Espesamiento de lodos.
B) Aguas potables:
-
Eliminación de color, olor, turbidez, etc., de aguas de ríos y embalses.
-
Eliminación de dureza para aguas potables o aguas de calderas.
2.1. Operaciones de coagulación y floculación
Las aguas potables o residuales, en distintas cantidades, contienen material
suspendido, sólidos que pueden sedimentar en reposo, ó sólidos dispersados que no
sedimentan con facilidad. Una parte considerable de estos sólidos que no sedimentan
pueden ser coloides. En los coloides, cada partícula se encuentra estabilizada por una
serie de cargas de igual signo sobre su superficie, haciendo que se repelan dos partículas
vecinas como se repelen dos polos magnéticos. Puesto que esto impide el choque de las
partículas y que formen así masas mayores, llamadas flóculos, las partículas no
sedimentan. Las operaciones de coagulación y floculación desestabilizan los coloides y
consiguen su sedimentación. Esto se logra por lo general con la adición de agentes
químicos y aplicando energía de mezclado.
Los términos Coagulación y Floculación se utilizan ambos indistintamente en
colación con la formación de agregados. Sin embargo, conviene señalar las diferencias
conceptuales entre estas dos operaciones. La confusión proviene del hecho de que
frecuentemente ambas operaciones se producen de manera simultánea. Para aclarar
ideas definiremos Coagulación como la desestabilización de la suspensión coloidal,
mientras que la Floculación se limita a los fenómenos de transporte de las partículas
coaguladas para provocar colisiones entre ellas promoviendo su aglomeración. Por
tanto:
Coagulación: Desestabilización de un coloide producida por la eliminación de las
dobles capas eléctricas que rodean a todas las partículas coloidales, con la formación de
núcleos microscópicos.
Floculación: Aglomeración de partículas desestabilizadas primero en microflóculos, y
más tarde en aglomerados voluminosos llamados flóculos.
En la Figura 1 se muestra como los coagulantes cancelan las cargas eléctricas sobre la
superficie del coloide permitiendo la aglomeración y la formación de flóculos. Estos
flóculos inicialmente son pequeños, pero se juntan y forman aglomerados mayores
capaces de sedimentar. Para favorecer la formación de aglomerados de mayor tamaño se
adicionan un grupo de productos denominados floculantes. Cuando se aproximan dos
partículas semejantes, sus capas difusas interactúan y generan una fuerza de repulsión,
cuyo potencial de repulsión está en función de la distancia que los separa y cae
rápidamente con el incremento de iones de carga opuesta al de las partículas. Esto se
consigue sólo con los iones del coagulante (Figura 2). Existe por otro lado, un potencial
de atracción Ea entre las partículas llamadas fuerzas de Van der Waals, que dependen
de los átomos que constituyen las partículas y de la densidad de estos últimos. Si la
distancia que separa a las partículas es superior a “L” las partículas no se atraen. E es la
energía que las mantiene separadas.
Figura 1. Desestabilización del coloide y compresión de la capa difusa.
Figura 2. Fuerzas de atracción y repulsión
La precipitación del coloide implica por tanto dos etapas:
1) Desestabilización. Las teorías sobre el mecanismo de este fenómeno se basan en
la química coloidal y de superficies.
2) Transporte de núcleos microscópicos para formar agregados densos. La teoría del
transporte está basada en la mecánica de fluidos.
2.1.1. Coloides
Las especies coloidales halladas en aguas superficiales y resjduaJes incluyen
arcillas, sílice, hierro, metales pesados, color ó sólidos orgánicos como por ejemplo
residuos de animales muertos.
Se han postulado diversas teorías para describir el fenómeno de las repulsiones
entre partículas coloidales. Prácticamente, todo lo que se necesita para definir el sistema
es la determinación de la naturaleza y la magnitud de la carga de la partícula. La
magnitud de la carga, ilustrada por la capa que en la Figura 1 rodea al coloide,
determina lo cerca que pueden aproximarse las partículas.
El potencial Z es una medida de esta fuerza de repulsión. Para coloides en
fuentes de agua natural, con un pH entre 5 y 8, oscila entre -15 y -30 mV. Cuanto mayor
es, en valor absoluto, mayor es la carga de la partícula. A medida que disminuye el
potencial Z las partículas pueden aproximarse aumentando la posibilidad de una
colisión. Los coagulantes proporcionan cargas de signo contrario para eliminar ese
potencial.
La coagulación se puede presentar a un potencial pequeño sin necesidad de
neutralizarlo por completo. Si se añade demasiado coagulante las partículas se cargan
ahora con el signo contrario y pueden volver a dispersarse.
2.1.2. Mezclado del coagulante
Para complementar la adición del coagulante se requiere del mezclado para
destruir la estabilidad del sistema coloidal. Para que las partículas se aglomeren deben
chocar, y el mezclado promueve la colisión. El movimiento browniano, movimiento
caótico comunicado a las partículas pequeñas al ser bombardeadas por moléculas
individuales de agua, está siempre presente como una fuerza homogeneizadora natural.
Sin embargo, casi siempre es necesaria energía adicional de mezclado. Un mezclado de
gran intensidad que distribuya al coagulante y promueva colisiones rápidas es lo más
efectivo. También son importantes en la coagulación la frecuencia y el número de
colisiones entre las partículas. Así, en aguas de baja turbidez, puede requerirse la
adición de sólidos para aumentar dichas colisiones.
2.1.3. Crecimiento de los flóculos
Una vez que se ha añadido el coagulante y se ha realizado la operación de
coagulación se pasa a la formación de flóculos mayores. Puede ocurrir que el flóculo
formado por la aglomeración de varios coloides no sea lo suficientemente grande como
para asentarse con la rapidez deseada. Por ello es conveniente utilizar productos
coadyuvantes de la floculación ó simplemente denominados Floculantes.
Un floculante reúne partículas en una red, formando puentes de una superficie a
otra y enlazando las partículas individuales en aglomerados. La floculación es
estimulada por un mezclado lento que junta poco a poco los flóculos. Un mezclado
demasiado intenso los rompe y rara vez se vuelven a formar en su tamaño y fuerza
óptimos. Una buena floculación favorece el manejo del lodo final para su desecación,
filtrado, etc.
3.- REACTIVOS COAGULANTES Y FLOCULANTES MÁS COMUNES
3.1. Coagulantes metálicos
Históricamente, los coagulantes metálicos, sales de Hierro y Aluminio, han sido
los más utilizados en la clarificación de aguas y eliminación de DBO y fosfatos de
aguas residuales. Tienen la ventaja de actuar como coagulantes-floculantes al mismo
tiempo. Forman especies hidratadas complejas cargadas positivamente:
Fe(H2O)63+
Al(H2O)63+
Sin embargo tienen el inconveniente de ser muy sensibles a un cambio de pH. Si
éste no está dentro del intervalo adecuado la clarificación es pobre y pueden solubilizar
Fe ó Al y generar problemas. A continuación vemos los más utilizados:
Sulfato de Alúmina: Conocido como Alumbre, es un coagulante efectivo en intervalos
de pH 6 a 8. Produce un flóculo pequeño y esponjoso por lo que no se usa en
precipitación previa de aguas residuales por la alta carga contaminante del agua. Sin
embargo su uso está generalizado en el tratamiento de agua potable y en la reducción de
coloides orgánicos y fósforo.
Sulfato Férrico: Funciona de forma estable en un intervalo de pH de 4 a 11, uno de los
más amplios conocidos. Producen flóculos grandes y densos que decantan rápidamente,
por lo que está indicado tanto en la precipitación previa como en la coprecipitación de
aguas residuales urbanas o industriales. Se emplea también en tratamiento de aguas
potables aunque en algún caso puede producir problemas de coloración.
Cloruro Férrico: Es similar al anterior aunque de aplicación muy limitada por tener un
intervalo de pH más corto. Es enérgico aunque puede presentar problemas de coloración
en las aguas.
Aluminato sádico: Se emplea poco. Su uso más habitual es eliminar color a pH bajo.
Además se puede usar en el ablandamiento de agua con cal.
3.2. Coadyuvantes de la floculación
Las dificultades que pueden presentar algunos coloides desestabilizados para
formar flóculos pesados que sedimentan bien han dado lugar a la búsqueda de
sustancias que ayudan a la formación de estos flóculos.
Entre las dificultades que se pueden presentar en un proceso de floculación están:
-
Formación de flóculos pequeños de lenta sedimentación.
Formación lenta de flóculos.
Flóculos frágiles que fragmentan en los procesos de acondicionamiento del
lodo.
-
Formación de microflóculos que pasan por los filtros.
Para eliminar estas dificultades y lograr flóculos grandes y bien formados de fácil
sedimentación se han utilizado sustancias y procedimientos muy variados. Los más
usados son los siguientes:
Oxidantes: Como la percloración, que en parte oxida la materia orgánica y rompe
enlaces en los coloides naturales, ayudando a una mejor floculación posterior.
Adsorbentes: Las aguas muy coloreadas y de baja mineralización en que los flóculos de
aluminio ó hierro tienen muy poca densidad, coagulan muy bien al añadir arcilla que da
lugar a que se adsorba y origine flóculos pesados de fácil sedimentación. Otros
adsorbentes son la caliza pulverizada, sílice en polvo y carbón activo.
Sílice activa: Algunos compuestos inorgánicos pueden ser polimerizados en agua para
formar polímeros floculantes inorgánicos. Este es el caso de la sílice activa que presenta
una alta efectividad como auxiliar del tratamiento con Alumbre.
3.3. Polielectrolitos
Son polímeros orgánicos con carga eléctrica. Inicialmente se utilizaron los de origen
natural, como almidón, celulosa, gomas de polisacáridos, etc. Hoy se usan una gran
variedad de polielectrolitos sintéticos. Pueden actuar solos o como coadyuvantes para
floculación.
Los polielectrolitos pueden clasificarse en:
-
Catiónicos: Cargados positivamente.
Aniónicos: Cargados negativamente.
No iónicos: No son polielectrolitos en sentido estricto aunque exhiben en
disolución muchas de las propiedades floculantes de los anteriores.
Los polielectrolitos catiónicos son poliaminas que se hidrolizan en agua como sigue:
R1 R2 NH + H2O Æ R1 R2 NH2+ + OH-
Puesto que la hidrólisis da OH- , a pH alto se fuerza la reacción a la izquierda y el
polímero se vuelve no iónico.
De forma semejante, los polímeros aniónicos incorporan a su estructura un grupo
carboxilo que en agua se ioniza del siguiente modo:
RCOOH Æ RCOO- + H+
Un pH bajo fuerza la reacción a la izquierda y transforma el polímero aniónico en no
iónico. Según esto, generalmente se usan los polímeros catiónicos a bajos pHs y los
aniónicos a altos pHs. Esto no significa que en caso contrario dejen de funcionar, lo que
ocurre es que se transforman en no iónicos, lo que hará variar en cierto modo su
efectividad en el tratamiento concreto a que se aplican.
4.- INSTALACIÓN EXPERIMENTAL
4.1. Equipo de laboratorio jar-test para ensayos de coagulación y floculación.
Se dispone de un equipo de laboratorio "Jar- Test" provisto de 6 unidades de
tratamiento simultaneas (Figura 3). Cada una de ellas dispone de un agitador de palas
normalizado con regulador de velocidad para el mezclado rápido o lento de las etapas de
coagulación y floculación respectivamente. Dispone además de un controlador de
tiempos y una pantalla iluminada por la parte posterior para observar bien el aspecto de
las muestras tratadas.
4.2.- Técnicas analíticas
Para evaluar la eficacia del tratamiento y la dosificación óptima de floculantes y
coagulantes en una muestra se deben realizar varias medidas.
Figura 3. Equipo Jar-Test
Teniendo en cuenta las aplicaciones que se llevan a cabo en la práctica se han
puesto a punto las siguientes técnicas:
A) ABSORBANCIA: Se mide mediante un ESPECTROFOTÓMETRO. Se
seleccionarán los tratamientos que dejen una menor turbidez en el agua tratada en el
caso de la clarificación de aguas.
B) pH: Se mide mediante un electrodo y un pHmetro previamente calibrado con
patrones de 4 y 7. El valor del pH sirve para establecer el tipo de reactivos a utilizar y,
en el caso de la eliminación de dureza, está relacionado con la eficacia en la
precipitación del Mg(OH)2.
C) DUREZA: Se mide mediante valoración con EDTA usando Negro de Eriogromo
(NET) como indicador. Indica la efectividad del tratamiento de "ablandamiento" de las
aguas de pozo.
5. PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL Y RESULTADOS
El objetivo de esta práctica es eliminar el color a un agua residual industrial sintética.
Por este motivo, la eficacia del tratamiento será determinada por medida
espectrofotométrica.
Las suspensiones coloidales suelen estar cargadas negativamente por lo que se
usa un coagulante que aporte cargas positivas, como son sulfato de alúmina y sulfato de
hierro (III). Además se adicionará un polielectrolito.
El procedimiento a seguir es el siguiente:
Cálculo de la dosis óptima de coagulante Al2(SO4)3.18 H2O
1. Se preparan seis vasos de precipitados de 1000 cm3 de capacidad,
introduciendo en cada uno 800 cm3 del agua a tratar. Disolución de NET, 20
ppm (pesar 0,1 g de NET en 5 litros de agua del grifo).
2. Añadir diferentes dosis del coagulante Al2(SO4)3.18 H2O de forma que las
concentraciones sean 20, 40, 60, 80,100 y 120 ppm. (pesar, en gramos: 0,02;
0,04; 0,06; 0,08; 0,10; 0,12).
3. Se toma una pequeña cantidad de muestra de cada uno de los vasos de
precipitados y se mide su absorbancia a 575 nm.
4. Se agita de forma enérgica (150 rpm) durante 3 minutos y a continuación
de una forma más lenta (25 rpm) durante 12 minutos. Transcurrido este
tiempo se levanta el agitador, teniendo cuidado de no romper flóculos, y se
deja decantar 20 minutos.
5. Una vez decantado se toma una muestra de cada vaso y se mide su
absorbancia a 575 nm.
6. Con los valores de absorbancia medidos se construye una gráfica donde se
represente el porcentaje de reducción de absorbancia frente a la
concentración de coagulante empleada. Se determina la dosificación óptima
de coagulante, la cual constituirá la dosis a utilizar en las experiencias de
floculación.
Cálculo de la dosis óptima de floculante: Polielectrolito aniónico
1. Se repiten los pasos 1 a 3 del procedimiento anterior, pero añadiendo en
todos los vasos la dosis de coagulante óptima determinada anteriormente.
2. Se agita durante 3 minutos a una velocidad de 150 rpm.
3. Se prepara una disolución madre de polielectrolito de 100 ppm (pesar 0,01
g en 100 ml). Se añade de esta disolución los volúmenes necesarios para que
la concentración del mismo en los distintos vasos de precipitados varíe entre
1 y 6 ppm aproximadamente. Añadir 0,5; 1; 1,5; 2; 2,5 ml a cada vaso de
800 ml. El polielectrolito debe estar agitándose para que no se vuelva muy
viscoso.
4. Se agita durante 12 minutos a una velocidad de 25 rpm.
5. Se deja reposar para que se produzca la sedimentación.
6. Observar la diferente velocidad de sedimentación en función de la
cantidad de polielectrolito empleado.
7. Se toma una muestra de cada vaso y se mide su absorbancia a 575 nm. Se
construye una gráfica donde se represente el % de reducción de absorbancia
frente a la concentración de floculante empleada. Se determina la dosis
óptima de polielectrolito.
RESULTADOS:
Ensayo de COAGULACIÓN
Coagulante empleado: ………………………………………
Vaso nº
Dosis (mg/l)
Absorbancia
Absorbancia
% Eliminación
inicial
final
Absorbancia
1
2
3
4
5
6
COMENTARIOS:
Ensayo de FLOCULACIÓN
Coagulante empleado……………………………………Dosis (mg/l): …….......
Floculante utilizado: ………………………………………
Vaso nº
Dosis (mg/l)
1
2
3
4
5
6
COMENTARIOS:
Absorbancia
Absorbancia
% Eliminación
inicial
final
Absorbancia