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DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS DE DISEÑO DE UN TRATAMIENTO
FISICOQUÍMICO DE AGUAS RESIDUALES
Castillo Borges Elba R., Herrera Canché Gonzalo M., Méndez Novelo Roger I.
Universidad Autónoma de Yucatán, Facultad de Ingeniería. Ingeniería Ambiental
Avenida Industrias no Contaminantes por anillo periférico norte s/n.
Tel. (99) 410191 ext. 129; Fax. (99) 410189; e-mail mnovelo@tunku.uady.mx
RESUMEN
Se presentan los resultados y los análisis de ensayos de laboratorio para determinar los
parámetros óptimos de diseño de una planta convencional de tratamiento fisicoquímico
de aguas residuales domésticas: dosis óptima, pH óptimo, concentración óptima,
Número de Camp para la mezcla rápida, Número de Camp para la mezcla lenta y carga
superficial para la sedimentación.
Con el coagulante utilizado (sulfato férrico), no se obtuvo una dosis óptima y la
mejor dosis resultó de 300 mg/l que actuó por acción de barrido. El pH óptimo fue de 5 ;
la concentración óptima de 1.5%; el Número de Camp para la mezcla rápida de 2700 y
para la mezcla lenta de 860. De los resultados obtenidos con la prueba de jarras
modificada para la sedimentación, se concluyó que un 25% de la materia orgánica no
fue factible de ser removida, por lo que se recomienda probar con polielectrolitos
catiónicos de alta densidad que formen flóculos de mayor tamaño y densidad.
INTRODUCCIÓN
Una alternativa en el tratamiento de aguas residuales, tanto domésticas como
industriales, es el proceso fisicoquímico. Consiste en remover con ayuda de
coagulantes, principalmente sales metálicas y/o polielectrolitos, los sólidos suspendidos
o disueltos que poseen y de esta manera, la carga orgánica potencialmente peligrosa
para la salud. Los productos de este tipo de tratamiento son aguas relativamente libres
de materia orgánica y lodos no estabilizados que son la suma de la materia orgánica,
suspendida y disuelta, removida del agua y los coagulantes añadidos.
El proceso fisicoquímico ha sido aplicado extensamente en la potabilización. El proceso
convencional esquematizado en la figura 1, consiste en eliminar por medios físicos
(cribas y desarenadores) la materia gruesa suspendida, posteriormente someterlos a
una agitación violenta en una unidad denominada de mezcla rápida, en la que, con
ayuda de algunos agentes químicos denominados coagulantes se propicia la
desestabilización de la materia suspendida y/o la acción de puentes químicos que
permiten la formación de pequeños microflóculos, los cuales son aglutinados en
partículas de mayor tamaño en unidades denominadas de mezcla lenta (en un proceso
denominado floculación) en los que se propicia su adherencia. Posteriormente, las
partículas ya desestabilizadas y aglutinadas poseen el tamaño y densidades suficientes
para poder removerse por acción de la gravedad, en unidades denominadas
sedimentadores o decantadores. Las partículas de pequeño tamaño que no alcanzaron
a ser removidas en el anterior proceso, son removidas en los filtros rápidos, que son
unidades empacadas con arenas silísicas de aproximadamente 0.2 cm de diámetro, en
las que se hace pasar el agua a velocidades de 120 a 360 m/día. Los efluentes de
estas unidades son aguas a las que se les han removido casi la totalidad de los sólidos
que poseía el agua cruda. Generalmente, la última operación consiste en adicionarle
cloro al agua para eliminar cualquier microorganismo patógeno que aún poseyera y
brindarle una protección residual para prevenirla de futuras contaminaciones.
Figura 1.- Proceso fisicoquímico convencional.
Cada una de las unidades de las plantas de tratamiento puede ser diseñada
considerando las características del agua cruda y mediante la realización de ensayos
de laboratorio. La eficiencia de los procesos en general está en función de algunos
pocos parámetros relacionados con: la turbiedad del agua, el coagulante utilizado, los
tipos de flujo y los tiempos de retención de los reactores.
El fenómeno coagulación-floculación es complejo y no existe a la fecha un modelo
plenamente aceptado que lo explique. La dosis de coagulante, de acuerdo con el
modelo físico de la coagulación, neutraliza las cargas eléctricas de los coloides por el
cambio de la concentración de los iones que determinan el potencial del coloide. Las
cargas, que se derivan de la hidrólisis del coagulante añadido al agua (cationes), se
adhieren a la superficie de los coloides que originalmente poseen cargas negativas,
reduciendo de esta manera el potencial eléctrico del coloide y como consecuencia,
permitiendo que la acción de las fuerzas de Van Der Walls derive en la formación de
flóculos . Este modelo, sin embargo, no explica la sobredosis, esto es, que el fenómeno
se presenta a ciertas dosis denominadas dosis óptima, pero no a dosis ligeramente
mayores o ligeramente menores, sin embargo para dosis muy altas y como efecto de la
acción de barrido se obtienen buenas remociones de turbiedad, siendo que las
partículas coloidales deberían estar reestabilizadas (con potenciales eléctricos altos,
ahora de carga positiva) y por consiguiente su eficiencia debería ser baja o nula. El pH
óptimo para el proceso es cercano a 7 (Richter, 1981), pero en aguas que no poseen
alcalinidad, al agregar el coagulante se reduce el pH desmejorando el proceso, por lo
que es necesario regular este parámetro. La concentración, además de influir en la
eficiencia de remoción, permite diseñar las dimensiones del tanque de disolución del
coagulante, toda vez que éste se aplica en forma líquida y el reactivo es de naturaleza
sólida.
Para la mezcla rápida, se requiere de tiempos de retención muy cortos,
preferentemente inferiores a un segundo, dado que la hidrólisis, la polimerización o
hidratación de iones metálicos, la difusión de los compuestos formados y adsorción en
ellos de las partículas coloidales es prácticamente instantánea, del orden de 8.5 x 10-5 a
2.4 x 10-4 segundos (Richter, 1981). Los gradientes hidráulicos para lograr esta mezcla
han de ser altos, idealmente cercanos a 1000 s-1(Richter, 1981). Estas condiciones
difícilmente pueden ser brindadas por reactores mecánicos, por lo que es usual
encontrar reactores hidráulicos del tipo de salto hidráulico, inyectores o difusores. En el
laboratorio no es posible modelar las condiciones de los reactores reales, por lo que se
han definido diversos procedimientos para simular las reacciones. El más utilizado para
la mezcla rápida está basado en determinar el Número de Camp que es el producto del
gradiente hidráulico por el tiempo de retención y que se ha comprobado, es semejante
al de la planta de tamaño real.
Para la mezcla lenta, los gradientes hidráulicos están en el rango de 30-60 s-1
(Arboleda, 1973) y los tiempos de retención son del orden de 10 a 30 minutos.
Tecnologías más recientes trabajan con tiempos menores, de 2 a 5 minutos, en
reactores compartamentalizados en los que se aplican los conceptos propuestos por
Argaman y Kaufman, (Argaman, 1960). De manera semejante que en la mezcla rápida,
en la mezcla lenta se puede calcular el Número de Camp en laboratorio y con base en
él, determinar el diseño y la operación de floculadores reales.
Los sedimentadores pueden ser diseñados y operados mediante la determinación de
parámetros calculados con sencillos procedimientos de laboratorio. Para el proceso
convencional, actualmente se prefiere el método de la prueba de jarras modificada
sobre el de la columna de sedimentación. Con ambos se obtienen resultados
semejantes, pero el primero tiene la ventaja de la sencillez.
Los filtros rápidos, que son las unidades más caras de las plantas de tratamiento, se
diseñan generalmente por métodos empíricos y se optimiza su operación con ayuda de
filtros pilotos, empacados con los materiales de los filtros de las plantas potabilizadoras
a los que se les hace pasar aguas de las propias plantas para determinar parámetros
como la carga superficial, las pérdidas de carga por colmatación, la carrera del filtro,
etc. Sin embargo, se ha comprobado que el hacer pasar el efluente del sedimentador
por un papel filtro Whatman 40 (Culp, 1974), equivale a filtrar adecuadamente mediante
un filtro rápido, por lo que para fines únicamente de comparación de los procesos
anteriores, es práctica común su utilización.
Las aguas residuales, tanto domésticas como industriales, son tratadas generalmente
por métodos biológicos, ya sea aerobios o anaerobios, en los que la remoción de la
materia orgánica y de otro tipo de contaminantes se realiza principalmente por la acción
de microorganismos que degradan la materia orgánica como parte de su metabolismo.
Por tanto, los tratamientos están encaminados a proporcionar las condiciones
ambientales necesarias para la acción eficiente de los mismos. Esta característica
(depender de la acción de los microorganismos), le infiere un cierto grado de
vulnerabilidad a los tratamientos. Por otro lado, en los tratamientos fisicoquímicos, los
controles que regulan la eficiencia de los procesos son mucho más sencillos, por lo que
su funcionamiento es más seguro. Como se ha mencionado, los tratamientos
fisicoquímicos pueden remover las cargas orgánicas de la fracción líquida de los
desechos, pero aumenta el volumen de los lodos producidos. Estos lodos, no están
estabilizados y poseen sustancias adicionales (coagulantes), lo que modifica su
composición y por tanto sus posibles tratamientos. No se encontraron en la literatura
consultada, trabajos sobre tratamiento, utilización y disposición de este tipo de lodos,
por lo que representa un campo fértil para la investigación.
Se reportan muchos estudios sobre el tipo y la dosis de coagulante para diferentes tipos
de aguas residuales. Para una eficiente remoción de color, (Lyn et al , 1996),
encontraron que el sulfato de fierro fue más eficiente que el sulfato de aluminio,
logrando remover la totalidad del carbón orgánico total (COT) en aguas residuales
domésticas. (Bell et al , 1996), probaron con distintos coagulantes (sulfato de aluminio,
cloruro férrico y cloruro de polialuminio) para determinar el más apropiado, no solo para
remover el total del COT, sino la eliminación o inactivación de microorganismos de las
aguas residuales domésticas.
El color en las aguas residuales es producido por partículas de muy pequeño tamaño
(3.5 a 10 mµ) lo que las sitúa en la frontera entre dispersión coloidal y solución
verdadera. Por otro lado se ha demostrado que al bajar el pH de las aguas, disminuye
la intensidad del color, por lo que para obtener eficiencias elevadas en su remoción los
valores de pH más comunes están en el rango de 3.5 a 6 (Montes, 1998), mientras que
para la remoción de otro tipo de material suspendido, el pH óptimo está en el rango de 6
a 7 (Montes, 1998). El sulfato poliférrico es un reactivo que optimiza la hidrólisis de
Fe(III) y que posee un elevado peso molecular, características deseables en todo
coagulante. Este reactivo fue utilizado en un estudio a nivel laboratorio (Jiang, 1996) en
el que se demostró más eficiencia que con los coagulantes convencionales. Este
coagulante comprobó su eficiencia en la remoción de color a pH de 7. Otros estudios
realizados por (De Tomaso, 1991996 y Van Benschoten, 1996), trabajando con aguas
residuales domésticas y utilizando coagulantes convencionales (sulfatos de aluminio y
de fierro) comprobaron que se obtienen buenas eficiencias de remoción de materia
orgánica y de color, si se trabaja con pH ácidos entre 5 y 6.
(Kawamura , 1996) reporta, que la optimización de los procesos de coagulación y
floculación, son determinantes en la eficiencia de remoción de materia orgánica en los
procesos fisicoquímicos de tratamiento de aguas residuales y propone la utilización de
la prueba de jarras para la determinación de parámetros de diseño y control. A similares
conclusiones llegaron (Van Duser et al, 1996) con lo que pudieron incrementar un 57%
el volumen de agua tratada de una planta de tratamiento de aguas residuales de la
ciudad de Hillsboro, Oregon.
El propósito de este trabajo fue determinar con pruebas de laboratorio, los parámetros
de diseño de las diferentes unidades que componen un tratamiento fisicoquímico de
aguas residuales domésticas, en los que se obtengan las mejores eficiencias de
remoción de materia orgánica medida como Demanda Química de Oxígeno (DQO):
- Dosis óptima de coagulantes necesarios para obtener eficiencias de remoción de
materia orgánica, similares o superiores a los obtenidos por tratamientos biológicos.
- pH óptimo.
- Concentración óptima de coagulante.
- Número de Camp (Arboleda, 1987), (Gradiente hidráulico por tiempo de retención de
la mezcla rápida).
- Número de Camp (Arboleda, 1987) (Gradiente hidráulico por tiempo de retención para
la mezcla lenta).
- Carga superficial para diseño de sedimentadores para una eficiencia
predeterminada.
Es importante mencionar que las aguas residuales domésticas en la región, poseen
características fisicoquímicas que las diferencian de la mayoría de las aguas residuales
domésticas de otros lugares, tales como la alcalinidad que está en el rango de 250 a
350 mg/l y pH cercano a 7, de donde se infiere que las características de los procesos
de tratamiento fisicoquímico, deben ser también diferentes. De ahí la importancia de
estudiar este tipo de proceso para este tipo de aguas.
METODOLOGÍA
La investigación consistió en la realización de ensayos de laboratorio (pruebas de
jarras) con aguas residuales domésticas y el uso de sulfato férrico como coagulante. En
estos ensayos, el parámetro de control fue la DQO soluble (mg/l), la cual se
determinaba al agua antes y después del proceso simulado con equipo de prueba de
jarras.
Las aguas utilizadas en los ensayos fueron recolectadas del influente del cárcamo de la
planta del fraccionamiento FOVISSTE de la ciudad de Mérida. A las aguas crudas se
les removió por métodos físicos (una hora de asentamiento y remoción manual de los
sobrenadantes)
los sólidos flotantes y los sedimentables, para emular los
pretratamientos de las plantas de aguas residuales.
Los parámetros de diseño determinados fueron los siguientes:
1) Dosis óptima de coagulante: Se realizaron 12 ensayos de la prueba de jarras, para
cubrir un rango de 0 a 300 mg/l de sulfato férrico, 2 con dosis de 10 a 60 mg/I, 2 de
20 a 120 mg/l, 2 de 100 a 250 mg/l y 6 de 200 a 300 mg/l.
2) pH óptimo: Se realizaron 8 ensayos de jarras: 6 para un rango de pH de 2.5 a 5 y 2
ensayos para el rango de 4.5 a 7. Los valores de pH de las muestras de agua
cruda, se ajustaban con soluciones de ácido clorhídrico e hidróxido de sodio.
3) Concentración óptima: Se realizaron 4 pruebas de jarras con un rango de
concentraciones de 0.5 a 3 %.
4) Mezcla rápida: Se determinó el Número de Camp con dos ensayos de la prueba de
jarras en las que se varió el tiempo de mezcla rápida de 20 a120 segundos.
5) Mezcla lenta: Para el diseño y operación de floculadores se requiere calcular el
Número de Camp. Se realizaron 4 ensayos de la prueba de jarras con gradientes
hidráulicos de 20, 40, 60 y 80 s-1.
6) Velocidad crítica de sedimentación (vsc ): Con la velocidad crítica se calcula la carga
superficial, parámetro utilizado para diseñar y operar sedimentadores. Se realizaron
2 ensayos de la prueba de jarras modificada para su determinación.
Una vez determinados la dosis, pH y concentraciones óptimas, así como la carga
superficial, se emuló el proceso de filtración rápida con el uso de filtros de papel
Whatman 40 para determinar la remoción total de materia orgánica que se obtendría.
RESULTADOS
En la figura 2, se presentan los resultados de los 12 ensayos de la prueba de jarras y la
curva ajustada que de ellos se derivan para estimar la dosis óptima de coagulante; en la
figura 3, los correspondientes al pH óptimo; en la figura 4, los de la concentración
óptima; en la figura 5, los de la mezcla rápida que permiten calcular el Número de
Camp; en la figura 6, se presentan los resultados de los ensayos de la prueba de jarras
para la mezcla lenta y de ella se derivan las figuras 7 y 8, que son desarrolladas para
relacionar el gradiente hidráulico con el tiempo de floculación; en la tabla 1, se
presentan los resultados de la prueba de jarras modificada y se calculan las velocidades
de sedimentación (vs ) y los remanentes de materia orgánica después de la
sedimentación, que se presentan en la figura 9. Esta gráfica, permite estimar la carga
superficial con base en una eficiencia deseada. Por último, se presenta en la figura 10,
las remociones que sobre el agua sedimentada se obtiene con la filtración en papel
Whatman 40 y con base en estos resultados la eficiencia en remoción de materia
orgánica medida como DQO que se obtendría en una planta de tratamiento
fisicoquímico de las aguas estudiadas. Se ensayó una regresión lineal (figura 11) para
estimar la DQO filtrada con base en la DQO sedimentada.
Tabla 1.- Resultados de la prueba de jarras modificada para la determinación de la
carga superficial de la sedimentación
Tiempo
(seg)
30
60
180
300
600
1200
DQO1
(mg/l)
540.7
412.8
225.2
184.7
171.9
144.1
DQO2
(mg/l)
642.0
530.1
248.6
214.5
195.3
192.3
DQOp
(mg/l)
591.35
471.45
236.90
199.60
183.60
168.20
VS
(cm/s)
0.16666
0.08333
0.02777
0.01666
0.00833
0.00416
R
(%)
0.0944
0.2780
0.6372
0.6943
0.7188
0.7424
DQOi = 653 mg/l (DQO promedio inicial).
d = 5 cm (distancia de sedimentación).
DQO1 = DQO del primer ensayo.
DQO2 = DQO del segundo ensayo.
DQOp = DQO promedio.
Vs = velocidad de sedimentación (cm/s).
R = Fracción remanente de DQO, después del tiempo T.
DISCUSIÓN
En la remoción de la turbiedad debida a partículas coloidales de origen mineral, las
dosis óptimas se encuentran en el rango de 10 a 30 mg/l de coagulante y a dosis
mayores o menores se tienen bajas eficiencias de remoción. Cuando este rango de
dosis es pequeño y los controles operacionales de la planta ineficientes se tienen que
administrar sobredosis para que la remoción de las partículas coloidales se efectúe por
la acción de barrido. En la figura 2, puede notarse que no existe una dosis óptima de
coagulante sino que las mejores remociones se obtienen a dosis elevadas, superiores a
180 mg/l, lo que indica que actúa la acción de barrido. Estas remociones son las
obtenidas después de la sedimentación, sin embargo, después de la filtración, como
puede observarse en la figura 10, la mejor eficiencia se obtiene a concentraciones de
300 mg/l. La diferencia de remociones entre los efluentes de la sedimentación y los de
la filtración, se debe a un efecto combinado: por una parte, una fracción de la materia
orgánica, cuando la dosis es menor de 300 mg/l, no forma flóculos, o estos son
pequeños y no alcanzan a ser removidos por el filtro, adicionalmente, una mayor
cantidad de coagulante produce una mejor remoción por acción de barrido.
El pH óptimo fue de 5, lo que concuerda con los resultados obtenidos por De Tomaso y
Van Benschoten. A este respecto es conveniente mencionar que las aguas crudas
350
300
DQO (mg/l)
250
200
150
100
50
0
50
100
150
Dosis (mg/l)
200
Figura 2.- Dosis óptima de coagulante
Figura 3.- pH óptimo
250
300
Figura 4.- Concentración óptima
Figura 5.- Tiempos óptimos de coagulación
Figura 6.- Tiempos óptimos de floculación para diferentes gradientes
Figura 7.- Gradientes óptimos de floculación para diferentes tiempos
Figura 8.- Relación de tiempos y gradientes óptimos de floculación
1-C 0
1-C
vs
C
C0
Cf
vsc
Figura 9.- Curva de eficiencia de sedimentación
300
DQO (mg/l)
250
200
150
50
100
150
200
250
300
Dosis (mg/l)
Agua filtrada
Agua sedimentada
Figura 10.- Efecto de la filtración en la remoción de la materia orgánica
Figura 11.- Modelo de regresión para la DQO filtrada
poseen elevada alcalinidad (250 a 350 mg/l), lo que evitó que el pH bajara aún cuando
las dosis fueron elevadas.
Las mejores eficiencias de remoción se obtuvieron a concentraciones de coagulante 0.5
y 1.5 %, por lo que se elige ésta última como la más adecuada toda vez que se asocia
con volúmenes de tanque dosificador 1/3 menores que la primera concentración.
La capacidad de agitación máxima del equipo de prueba de jarras utilizado es de 100
rpm, al que le corresponde un gradiente hidráulico de 300 s-1 cuando se utilizan vasos
de precipitado con deflectores y una temperatura de 28 ºC. Este valor multiplicado por
el tiempo de mezcla lenta con el que se obtuvieron las mejores eficiencias de remoción
de DQO (100 segundos de acuerdo con la figura 5) nos permite estimar el Número de
Camp para la coagulación que es 3,000. Este valor se encuentra dentro del rango de
mezcladores rápidos utilizados en potabilización. A este respecto Camp sugiere
gradientes de 1000 a 2000 s-1 y tiempos de retención menores de 1 segundo.
En la figura 6, se presentan los gráficos de eficiencias de remoción de la floculación
para 4 gradientes hidráulicos (20, 40, 60 y 80 s-1), con base en ésta y para diferentes
tiempos de retención se elaboró la figura 7 que relaciona los gradientes con las
eficiencias. Los valores óptimos de esta última figura se utilizan para relacionar el
gradiente hidráulico con el tiempo de retención (figura 8) con lo que se obtiene una
poderosa herramienta de diseño y control del proceso de floculación. Si suponemos un
tiempo de retención de 20 minutos, le corresponde un gradiente hidráulico de 43 s-1, por
lo que el Número de Camp sería de 860.
Con los datos obtenidos en la prueba de jarras modificada para la sedimentación (tabla
6), se elabora el gráfico presentado en la figura 9, en el eje de las absisas se tiene la
velocidad de sedimentación que resulta de dividir la distancia de sedimentación (5 cm)
entre el tiempo y en las ordenadas la fracción remanente de materia orgánica medida
como DQO que se calcula con la siguiente expresión:
R =1−
N
N
1
0
donde: R es la fracción remanente, N0 es la concentración inicial y Nt la obtenida en el
tiempo t. Para cada velocidad de sedimentación, la eficiencia de remoción se calcula
con la siguiente expresión:
vs
E = (1 − C ) +
v sc
,donde: E, es la eficiencia de remoción, (1-C) representa la remoción de partículas de
velocidad de sedimentación mayor que la crítica, vs la remoción de las de menor
velocidad (representadas por el área sombreada) y vsc la velocidad crítica de
sedimentación. Para el ejemplo de la figura, partiendo de una carga superficial típica de
diseño de decantadores, q = 32 m3/m2 /día (vsc = 0.037 cm/s), se calculó que la
eficiencia es del 49.5 %. Esta eficiencia es baja comparada con los sedimentadores de
plantas potabilizadoras.
La concentración final Cf es del 25 %, lo que indica que existe una fracción soluble de
materia orgánica, o bien, formada por flóculos de pequeño tamaño o densidad, cuya
sedimentación es sumamente lenta. En cualquiera de los dos casos, es necesario
probar con otros tipos de coagulantes que produzcan flóculos más densos y que
permitan remover mayores porcentajes de materia orgánica. Se podrían probar
polielectrolitos catiónicos de alta densidad como el cloruro de polialuminio o el
clorhidrato de aluminio (Montes, 1998) o propiciar, dada la elevada dureza total de las
aguas, un proceso de ablandamiento elevando el pH a 11 y produciendo de esta
manera un floc de elevada densidad que por acción de barrido elimine la materia
orgánica.
Para emular el proceso de filtración rápida, se hizo pasar el agua sedimentada por un
papel Whatman 40. En la figura 10, se presenta gráficamente el incremento de la
eficiencia de remoción de la materia orgánica. Con base en estos resultados, se ensayó
una regresión lineal para estimar el valor de la DQO del agua filtrada (y) en términos del
agua sedimentada (x): y = 0.74x + 0.26, modelo significativo a niveles de confianza
superiores al 99%.
Las remociones totales de materia orgánica, medida como DQO, del proceso
convencional fueron del 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a 139.5 mg/l, las
cuales son inferiores a las obtenidas en los tratamientos secundarios biológicos
(Richter, 1991).
CONCLUSIONES
1) No se obtuvo una dosis óptima de coagulante y por acción de barrido la mejor dosis
fue la de 300 mg/l de sulfato férrico.
2) El pH óptimo fue de 5.
3) La concentración óptima fue de 1.5%.
4) El Número de Camp para la mezcla rápida fue 3,000.
5) El Número de Camp para la floculación fue de 860.
6) La remoción total de materia orgánica medida como DQO, del proceso convencional
fue de 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a 139.5 mg/l, las cuales son
inferiores a las obtenidas en tratamientos biológicos secundarios.
7) Se recomienda ensayar coagulantes poliméricos de alta densidad como ayudantes
de coagulación, para propiciar la formación de flóculos de mayor tamaño y densidad
con los que se obtendrían mejores eficiencias.
REFERENCIAS
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