BLOG DEL DEPARTAMENTO DE INSTALACIONES: el ácido sulfúrico

Propiedades

El ácido sulfúrico al 100 por ciento es un líquido incoloro, inodoro, denso y viscoso. Esto se refiere al monohidrato, el cual puede ser considerado con una composición equimolecular de agua y trióxido de azufre. Este pierde trióxido de azufre en el calentamiento hasta que, aproximadamente a los 338 C, resulta un ácido de 98.3 por ciento.

Fórmula: H₂SO₄
Peso molecular: 98.08
Sp. gr.: 1.834 18 C /4
Punto de Fusión: 10.49 C
Punto de Ebullición: se descompone a 340 ºC
Es soluble in todas las proporciones en agua, produciendo una gran cantidad de calor. Una libra de ácido sulfúrico al 100 por ciento diluido a 90 por ciento libera 80 Btu y diluido a 20 por ciento libera 300 Btu.

Es muy fuerte y corrosivo para la vida de los materiales estructurales.
Posee Pto. de ebullición alto y se puede emplear para producir ácidos volátiles como HCl y HCN.
Es un agente oxidante suave. No se puede usar para preparar HBr o HI.
Concentrado y en caliente disuelve al Cu.
Es deshidratante.

El ácido sulfúrico es capaz de disolver grandes cantidades de trióxido de azufre, produciendo varios grados de oleum. Cuando estas soluciones (ácido sulfúrico-óxido sulfúrico) es mezclado con agua, el oxido se combina con agua, formando mas ácido sulfúrico.
Grados. Los dos últimos grados son incoloros y prácticamente libres de impurezas metálicas y otras. La siguiente tabla muestra varios grados que son comercializados para satisfacer los requerimientos de las industrias.

Nombre	Porcentaje H₂SO₄	Densidad Específica a 15.6 C
Ácido de batería Ácido 50 Be	33.5	1.250
Ácido de fertilizante Ácido 60 Be	62.2	1.526
Ácido de torre Ácido 66 Be	77.67	1.706
Aceite de vitriolo Ácido concentrado	93.19	1.835
Ácido 95%	95	1.841
Ácido 98%	98	1.844
H₂SO₄ Monohidrato	100	1.835
Oleum o fumante 20% Ácido 104.5%	104.5-20% SO₃ Libre	1.927
Oleum o fumante 40% Ácido 109%	109.0-40% SO₃ Libre	1.965
Oleum 65%	114.6-65% SO₃ Libre	1.990

Contenedores y Regulaciones.

Camiones tanques, barriles, tanques, botellas. El ácido sulfúrico es intensamente corrosivo y ataca prácticamente todos los metales, las construcciones que lo contengan deben ser cuidadosamente elegidas. El vidrio es utilizado para todas las concentraciones. Metales semejantes como hierro y acero pueden ser usados para altas concentraciones de ácido (más de 65 Be).

El ácido sulfúrico se encuentra disponible comercialmente en un gran número de concentraciones y grados de pureza. Existen dos procesos principales para la producción de ácido sulfúrico, el método de cámaras de plomo y el proceso de contacto. El proceso de cámaras de plomo es el más antiguo de los dos procesos y es utilizado actualmente para producir gran parte del acido consumido en la fabricación de fertilizantes. Este método produce un ácido relativamente diluido (62%-78% H₂SO₄). El proceso de contacto produce un ácido más puro y concentrado, pero requiere de materias primas más puras y el uso de catalizadores costosos. En ambos procesos el dióxido de azufre (SO₂) es oxidado y disuelto en agua. El dióxido de azufre es obtenido mediante la incineración azufre, tostando piritas (Bisulfuro de Hierro), tostando otros sulfuros no ferrosos, o mediante la combustión de sulfuro de hidrogeno (H₂S) gaseoso.

Proceso de cámaras de plomo

Diagrama del proceso de cámaras de plomo

Es el proceso de cámaras de plomo dióxido de azufre (SO₂) gaseoso caliente entra por la parte inferior de un reactor llamado torre de Glover donde es lavado con vitriolo nitroso (ácido sulfúrico con oxido de nitrógeno (NO) y dióxido de nitrógeno (NO₂) disueltos en él), y mezclado con oxido de nitrógeno (NO) y dióxido de nitrógeno (NO₂) gaseosos. Parte de dióxido de azufre es oxidado a tritóxido de azufre (SO₃) y disuelto en el baño ácido para formar el ácido de torre o ácido de Glover (aproximadamente 78% de H₂SO₄).

SO₂ + NO₂

NO + SO₃

SO₃ + H₂O

H₂SO₄ (ácido de Glover)

De la torre de Glover una mezcla de gases (que incluye dióxido y tritóxido de azufre, óxidos de nitrógeno, nitrógeno, oxigeno y vapor) es transferida a una cámara recubierta de plomo donde es tratado con más agua. La cámara puede ser un gran espacio en forma de caja o un recinto con forma de cono truncado. El ácido sulfúrico es formado por una serie compleja de reacciones; condensa en las paredes y es acumulado en el piso del la cámara. Pueden existir de tres a seis cámaras en serie, donde los gases pasan por cada una de las cámaras en sucesión. El ácido producido en las cámaras, generalmente llamado ácido de cámara o ácido de fertilizante, contiene de 62% a 68% de H₂SO₄.

NO + NO₂ + H₂O

2.HNO₂

HNO₂ + H₂SO₃

H₂SO₄ (ácido de cámara)

Luego de que los gases pasaron por las cámaras se los hace pasar a un reactor llamado torre de Gay-Lussac donde son lavados con ácido concentrado enfriado (proveniente de la torre de Glover). Los óxidos de nitrógeno y el dióxido de azufre que no haya reaccionado se disuelven en el ácido formando el vitriolo nitroso utilizado en la torre de Glover. Los gases remanentes son usualmente liberados en la atmósfera.

Proceso de contacto

El proceso se basa en el empleo de un catalizador para convertir el SO₂ en SO₃, del que se obtiene ácido sulfúrico por hidratación.

2 SO₂ + O₂

2 SO₃

SO₃ + H₂O

H₂SO₄

Diagrama del proceso de contacto

En este proceso, una mezcla de gases secos que contiene del 7 al 10% de SO₂, según la fuente de producción de SO₂ (el valor inferior corresponde a plantas que tuestan piritas y el superior a las que queman azufre), y de un 11 a 14% de O₂, se precalienta y una vez depurada al máximo, pasa a un convertidor de uno o más lechos catalíticos, por regla general de platino o pentóxido de vanadio, donde se forma el SO₃. Se suelen emplear dos o más convertidores.
Los rendimientos de conversión del SO₂ a SO₃ en una planta en funcionamiento normal oscilan entre el 96 y 97%, pues la eficacia inicial del 98% se reduce con el paso del tiempo. Este efecto de reducciones se ve más acusado en las plantas donde se utilizan piritas de partida con un alto contenido de arsénico, que no se elimina totalmente y acompaña a los gases que se someten a catálisis, provocando el envenenamiento del catalizador. Por consiguiente, en ocasiones, el rendimiento puede descender hasta alcanzar valores próximos al 95%.
En el segundo convertidor, la temperatura varia entre 500º y 600ºC. Esta se selecciona para obtener una constante óptima de equilibrio con una conversión máxima a un coste mínimo. El tiempo de residencia de los gases en el convertidor es aproximadamente de 2-4 segundos.
Los gases procedentes de la catálisis se enfrían a unos 100ºC aproximadamente y atraviesan una torre de óleum, para lograr la absorción parcial de SO₃. Los gases residuales atraviesan una segunda torre, donde el SO₃ restante se lava con ácido sulfúrico de 98%. Por ultimo, los gases no absorbidos se descargan a la atmósfera a través de una chimenea.
Existe una marcada diferencia entre la fabricación del SO₂ por combustión del azufre y por tostación de piritas, sobre todo si son arsenicales. El polvo producido en el proceso de tostación nunca puede eliminarse en su totalidad y, junto con las impurezas, principalmente arsénico y antimonio, influye sensiblemente sobre el rendimiento general de la planta.
La producción de ácido sulfúrico por combustión de azufre elemental presenta un mejor balance energético pues no tiene que ajustarse a los sistemas de depuración tan rígidos forzosamente necesarios en las plantas de tostación de piritas.

Emisiones en el proceso de contacto

Composición

La mayoría de las emisiones de las plantas de contacto se deben al gas de cola de la torre de absorción. El gas contiene principalmente nitrógeno y oxigeno, pero también SO₂ sin reaccionar, SO₃ no absorbido, niebla de ácido sulfúrico y spray de ácido. Cuando el gas penetra en la atmósfera, el SO₃ absorbe vapor de agua para formar una niebla ácida. Otras emisiones menores de SO₂ y SO₃ se escapan de los tanques de almacenamientos, concentradores de ácido y equipos de proceso.

Emisiones de SO₂

La mayor emisión de una planta de contacto es de dióxido de azufre contenido en los gases de chimenea. El SO₂ procede de la conversión incompleta a SO₃ en la catálisis. Se pueden alcanzar rendimientos de conversión del 98 a 98,5 % con un diseño adecuado de planta. Aunque es posible lograr conversiones aun más altas, estas se consiguen a expensas del encarecimiento de la instalación y, por consiguiente, de costos de producción más elevados.
Muchas plantas de contacto se adquieren de fabricantes que garantizan una conversión con un rendimiento del 96 al 98%. Por regla general el diseño de las plantas prevé un rendimiento de conversión superior al garantizado. De este modo una planta puede operar a capacidad apreciablemente superiores a la nominal sin que el rendimiento de la conversión disminuya.
En Alemania se patento recientemente un proceso de contacto que reduce la concentración del SO₂ en los gases de cola a 0,03% SO₂. El proceso consiste en la adición al sistema de una torre de absorción de SO₃ antes de la última etapa de conversión. La eliminación del SO₃ en este punto da lugar a una conversión global del orden 99,7%. Este diseño no se traduce en una elevación considerable de la inversión y los coste de producción son aproximadamente iguales. Este proceso, de la casa Bayer, que se llama doble contacto, es posiblemente el sistema más seguro hoy día para la reducción de las emisiones de SO₂ en la fabricación de ácido sulfúrico.
En muchas plantas de contacto que queman azufre, es posible reducir a 0,1% la emisión de SO₂ en el gas de salida, operando con un gas muy diluido, aunque, como es lógico, esto incrementa los costes de la operación.
La figura 1 muestra el porcentaje de conversión de SO₂ a SO₃ relacionado con la concentración de SO₂ en el gas cola para un total de 31 plantas de contacto analizadas en los Estados Unidos. La reducción de SO₂ en la emisión de la chimenea, esta en relación directa con el incremento de la conversión del SO₂ en el convertidor catalítico. Las cantidades y concentración de las emisiones de SO₂, dependen del rendimiento de la conversión, es decir, dependen de la concentración de SO₂ en los gases de alimentación del convertidor y relación O₂/SO₂, especialmente en la ultima etapa de conversión, numero de etapas del convertidor catalítico, volumen y distribución del catalizador en estas etapas, rendimiento del catalizador, uniformidad de la composición del gas, impurezas en el gas de alimentación, control de la temperatura en diferentes puntos del convertidor.

Figura Nº 1 Relación del rendimiento de conversión del SO₂ en el gas de salida.

La figura 2 resume el porcentaje de conversión de SO₂ a SO₃ en las plantas que queman azufre sin aire de dilución y la figura 3 el de las que queman azufre con aire de dilución. En la figura 4 se presenta las emisiones de SO₂ para varios rendimientos de conversión de SO₂.

Figura Nº 2 Porcentaje de conversión del SO₂ a SO₃ para plantas sin dilución con aire.

Figura Nº 3 Porcentaje de conversión de SO₂ a SO₃ para plantas con dilución, con aire.

Figura Nº 4 Emisiones de SO₂ para diferentes rendimientos de conversión (por t de sulfúrico % producido).

Emisiones de niebla ácida y spray

Los datos recogidos en 33 plantas de contacto norteamericanas indican que la niebla ácida y el spray ácido que contienen los gases de cola varían entre 380 y 1720 mg/Nm³. El valor medio de los datos es 445 mg/Nm³.
Existen tres tipos diferentes de recuperación de niebla y spray ácidos: precipitadores electrostáticos, filtros de fibra y vidrio y filtros de tela metálica. En 14 análisis de 10 planta en diferentes condiciones, que contaban valores de 63 a 826 mg/Nm³. La tabla Nº 1 refleja el efecto de los filtros de tela metálica en un sistema de dos etapas para una unidad que opera con una velocidad de gas 3,5 a 4,5 m/s

Emisiones de SO₃

Al entrar en contacto con la humedad de la atmósfera el SO₃ no absorbido se hidrata a ácido sulfúrico y forma una pluma blanca visible de niebla ácida.
Los valores tomados en algunas planta norteamericanas indican que la emisión varía desde menos de 15 mg/Nm³ hasta 1700 mg/Nm³ de SO₃. Por regla general, la formación de pluma visible se debe a condiciones de funcionamiento deficiente de la planta, que pueden corregirse con un mantenimiento adecuado.

Tabla Nº1
Efecto de los separadores de niebla de malla metálica sobre la recogida en niebla ácida

Caída de presión, mm de agua	Niebla ácida mg/m³ de gas de cola		Rendimiento de separación de niebla ácida, %
Caída de presión, mm de agua	Entrada	Salida	Rendimiento de separación de niebla ácida, %
19	146,4	26,4	92,0
25,4	314,1	24,9	92,5
31,7	492,6	32,8	93,4
31,7	2388,3	27,5	98,9
38,1	1160,3	35,0	97,0
38,1	464,1	27,1	94,1
Media	828,2	29,0	96,5

Emisiones en las paradas y puestas en marcha de la planta

En las plantas de tostación de piritas una parada repentina puede producir una elevada emisión de SO₂, generada por la evacuación de los gases de tostación a la atmósfera.
Según las características del clima, del tamaño de la pirita y aislamiento, las paradas programadas pueden variar entre 8 a 24 horas, sin que se registre un excesivo enfriamiento n de la cámara catalítica ni del resto del equipo. Si la duración de la parada fue muy larga es preciso precalentar el catalizador con un equipo auxiliar.
Cuando la temperatura de absorción desciende por debajo de los 65ºC el rendimiento de absorción decrece y la emisión de SO₃ y niebla ácida es muy superior a la normal.
Las perdidas de SO₂ y niebla ácida durante la puesta en marcha subsiguiente a una parada de larga duración pueden ser muy grandes si es que el equipo no se ha precalentado convenientemente. La duración de estas perdidas anormales puede durar desde varios minutos hasta 12-19 horas, según sea el régimen de temperaturas alcanzado y del ajuste a las condiciones de operación de todo el equipo.

Métodos de reducción de las emisiones en el proceso de contacto

Como ya se vio, la mayor emisión de una planta de ácido sulfúrico por contacto corresponde al SO₂. La cantidad y concentración del SO₂ en los gases de cola depende principalmente del rendimiento de la conversión en SO₃.
El primer procedimiento para aumentar la conversión consiste en el cambio periódico de las masas catalíticas a fin de incrementar el rendimiento en la catálisis. Aunque es el procedimiento más viable para reducir la emisión de SO₂, Solo en muy pocos casos se logra alcanzar el limite máximo de conversión y aun en estos no podría mantenerse.
Hay que tener en cuenta que aparte del coste propio del catalizador el cambio de la masa catalítica acarrea gastos adicionales notables, pues exige parar la planta, descebar el convertidor, cambiar las masas, poner el convertidor en régimen de temperaturas y, a continuación, volver a arrancar. El tiempo que suele invertirse en estos cambios de masa determina que esta operación solo se efectúe cuando el rendimiento de la catálisis haya bajado mucho al cabo de periodos de funcionamiento prolongados.
El segundo procedimiento puede consistir en la transformación de una planta de catálisis simple en otra de doble catálisis, pero aun cuando el rendimiento mejoraría considerablemente esta operación es económicamente prohibitiva dados los cambios, transformaciones y ampliaciones de equipo a introducir en la planta. Por lo tanto no es una solución factible desde un punto de vista exclusivamente económico.
El tercer procedimiento consiste en el empleo de chimeneas altas. La altura media de las chimeneas de las plantas de ácido sulfúrico es de 12 a 30 m aunque también existe un cierto número de chimeneas de 120 m y más.
Se puede aumentar la altura efectiva de una chimenea recurriendo a la acción de aire caliente o gases residuales de otro proceso de combustión. Las partículas de ácido pueden eliminarse con una chimenea de gran altura o de mayor diámetro, que disminuya la velocidad del gas en la chimenea, y les permita depositarse en las paredes.
Los resultados analíticos de una serie de ensayos realizados en una planta norteamericana con una chimenea de 75 m de altura, demostraron que la concentración de niebla ácida y spray iba desde 900 mg/Nm³, en la base de la chimenea, hasta 80 mg/Nm³ en la cabeza. De este modo se recupera en la chimenea el 91% del peso total de niebla ácida y spray.
De los estudios teóricos realizados sobre la distribución de la contaminación por difusión, se observa que la concentración del contaminante en los alrededores varia en razón inversa al cuadrado de la altura de la chimenea. Esto quiere decir que si la altura de la chimenea se dobla, la emisión se reduce en una cuarta parte.
Un cuarto procedimiento consiste en la adopción de procesos de desulfuración de los gases de cola. En la tabla Nº 2 se resumen los procesos de desulfuración que actualmente se estudian y ensayan en el mundo.
El análisis y estudio de la información disponible sobre esos procesos lleva a las conclusiones siguientes:
La mayoría aun no ha alcanzado la fase de explotación industrial.
Como todos se orientan preferentemente a la desulfuración de los gases de cola en centrales térmicas.
Como deben tratar un gran volumen de gases para reducir su costo de explotación, son prácticamente inadaptables a plantas de ácido sulfúrico.
Surgen dificultades adicionales cuando se intenta aplicarlos a plantas ya existentes.
Por las razones anteriores, y sin entrar en su evolución económica, se considera que hoy en día aun no puede pensarse en la desulfuración de los gases de cola de las plantas de ácido sulfúrico.

TABLA Nº 2
PROCESOS PARA LA ELIMINACIÓN DE SO₂

Proceso	Fundamento	Subproducto
Basterra and Bankside	Lavado con aguas del río Támesis	Ninguno
Wisconsin Electric Company	Lavado con agua de régimen turbulento	Ninguno
Combustion Engieenering	Inyección de dolomita y lavado en húmedo	Ninguno
Mitsubishi	Absorción de SO₂ con MnO₂	Sulfato amónico
Showa Denko	Lavado con amoniaco	Sulfato amónico
U.S. Bureau of Mines	Absorción de alúmina alcalinizada	Azufre elemental
Still	Absorción con cenizas de linguitos	SO₂ para planta de ácido
Grillo	Absorción con óxidos e hidróxidos alcalinos	SO₂ para planta de ácido
Monsanto-Penelec	Oxidación catalítica con V₂O₅	H₂SO₄ 80%
Kiyoura T.I.T.	Oxidación catalítica con V₂O₅ e inyección de amoniaco	Sulfato amónico de elevada pureza
Sulfacid (Lurgi)	Catálisis húmeda sobre carbón activo	H₂SO₄ (50-75%)
Hitachi	Catálisis húmeda sobre carbón activo	H₂SO₄ (15-25%)
Reinluft	Absorción sobre lechos de carbón activo	SO₂ para planta de ácido
Carbonato fundido	Absorción de carbonatos alcalinos fundidos	Azufre elemental
Checoslovaco	Absorción con amoniaco de descomposición con ácido nítrico	SO₂ y nitrato amónico para planta fertilizante

Concentraciones de emisión producidas

Se termina con el análisis de los resultados obtenidos en el estudio experimental de una planta de ácido sulfúrico egipcia.
Los datos de operación de la planta se reflejan en la tabla Nº 3, en la que los resultados se obtuvieron dividiendo la suma de los valores registrados en periodos de varios días por el número de días de cada uno de estos periodos.
Se realizaron dos tipos de determinaciones de inmisión de SO₂: mediante el método del peróxido de plomo se realizaron análisis en puntos alejados de la chimenea (en un radio de 1 Km. aproximadamente) y mediante valoración por iodimetria se realizaron los análisis en la misma planta (en un radio de 15 m) tomando como centro la base de la chimenea de 2 metros.
Los resultados obtenidos por iodimetria dieron un margen de concentración de SO₂ de 32 a 11 ppm siendo el valor medio en el ambiente de la planta 5 ppm.
En las curvas de disolución media, calculada a partir de los datos de análisis obtenidos en el total del periodo, por el método del pentóxido de plomo, se acusan además los efectos de la velocidad y dirección del viento. El efecto de la velocidad queda algo mas enmascarado por el posible efecto de los edificios de la factoría, así como por otras fuentes de las inmediaciones.
En este caso particular, el valor de 5 ppm de SO₂ en la atmósfera de la planta es muy alto en comparación con las concentraciones de las plantas térmicas e instalaciones siderúrgicas estudiadas de esta misma forma que no exceden las 0,3 ppm de SO₂ en régimen normal.
La concentración de 5 ppm puede tener efectos serios para la salud de las personas que trabajan en los alrededores de la planta de ácido.
La solución que se recomendaba en el estudio era aumentar la altura de la chimenea a 40 metros y la instalación de una torre de lavado (scrubber) de los gases con agua y de un precipitado de niebla ácida antes de expulsar el afluente a la atmósfera.

Inversiones y costos

Si, por ejemplo, se trata de una planta ya instalada de 1000 tm/día con una emisión de 13 t SO₂/día, la instalación de un sistema de depuración con piridina para obtener sulfato amónico (producto de difícil salida), exigirá una inversión de 43 x 10² dólares.
En los Estados Unidos la planta de la Olin Corp. en Taulsboro de una capacidad de producción de 257.000 t/año emplea el sistema de lavado de los gases de cola con sulfito-bisulfito de sodio desarrollado por la Wellman Power Gas Co. Pero para la adopción de este proceso, la planta debe ubicarse en las proximidades de una fábrica papelera con el objeto de que absorba las grandes cantidades de sulfito de sodio necesarias.
Los valores limites señalados recientemente por la EPA (Envioronmental Protection Agency) de los estados unidos son de 480 ppm para el SO₂ en los gases de cola, aunque los usuales en la mayoría de los países son de 2000 ppm de SO₂.
En términos de inversiones, la EPA ha calculado que la inversión en una planta de 250.000 t/año de ácido sulfúrico que carezca de equipo antipolución asciende a 3 x 10⁶ dólares. La instalación de equipo diseñado para mantener la polución por debajo de las 480 ppm de SO₂ costara unos 900.000 dólares más; ello representa un aumento del 30%. Por otra parte los costos de fabricación se incrementan alrededor de un 5%, es decir, en unos 31,5 $/t.
En el montaje de una nueve planta, pueden servir como cifras indicativas las inversiones realizadas en una de contacto simple y en otra Bayer de doble absorción con y sin sistema de depuración convencional.
Para una capacidad de 700 t/día la inversión en la planta de contacto simple es de 415 millones de pesetas, en la de doble absorción 460 millones (13 % más) y con sistema de depuración de 2 millones de dólares, es decir, un 2% mas. Todos estos datos se refieren a una emisión límite de 2000 ppm.

1. Generalidades.

Mientras que todos los vertidos urbanos presentan impurezas minerales y orgánicas cuya naturaleza y concentración son bastantes similares de una ciudad a otra, y por ello sus líneas de tratamiento son análogas, los vertidos industriales, debido a su gran diversidad, necesitan una investigación propia de cada tipo de industria y la aplicación de procesos de tratamientos específicos.
Pueden citarse algunos factores principales que la contaminación industrial tiene en común con la contaminación de origen urbano, pero las vías de depuración, normalmente, deben definirse industria por industria.
Al enumerar las principales industrias, se ve que según las contaminaciones que producen, justifican tratamientos biológicos (parecidos a los de las aguas urbanas) o tratamientos estrictamente químicos (como en las industrias de ácidos)
Las estaciones de tratamiento de aguas industriales se destinan a cumplir unas normas de vertido, que no se refieren únicamente a la de D.B.O., a la D.Q.O. y a los contenidos de materiales en suspensión, sino, también, a un cierto número de compuestos minerales y orgánicos. Por otra parte, estas normas se definen, en varios países, según las diversas ramas profesionales.
La definición de todo tratamiento deberá basarse en:

el conocimiento de los diversos contaminantes;
la caracterización de los efluentes;
la organización de los desagües y la separación de los efluentes;

La elección entre los diversos métodos de depuración fisicoquímica y/o biológica.
Por lo tanto, el buen funcionamiento de la instalación dependerá de que se realice previamente un estudio minucioso, ya que cualquier elemento nocivo, que no se hubiera tenido en cuenta, podría perturbar seriamente la instalación.

2. Factores específicos de contaminación.

Las aportaciones significativas de contaminación que se enumeran seguidamente, se han clasificado en función de los métodos de tratamiento que le son aplicables.

Elementos insolubles separables físicamente con o sin floculación: materias grasas, flotantes (grasas, hidrocarburos alifáticos, alquitranes, aceites orgánicos, etc.).
Materias sólidas en suspención (arenas, óxidos, hidróxidos, pigmentos, azufre coloidal, látex, fibras, etc.).
Elementos orgánicos separables por adsorción: colorantes, detergentes, compuestos macromoleculares diversos, compuestos fenolados.
Elementos separables por precipitación: metales tóxicos o no, Fe, Cu, Zn, Ni, Be, Ti, Al, Pb, Hg, Cr, precipitables en una cierta zona de PH; sulfitos, fosfatos, sulfatos, fluoruros, por adición de Ca²⁺.
Elementos que pueden precipitar en forma de sales insolubles de hierro o de complejos: sulfuros, fosfatos, cianuros, sulfocianuros.
Elementos separables por desgasificación o stripping: H₂S, NH₄, alcoholes, fenoles y sulfuros.
Elementos que necesitan una reacción de oxidación-reducción: cianuros, cromo hexavalente, sulfuros, cromo, nitrito.
Ácidos y bases: ácido clorhídrico, nítrico, sulfúrico y fluorhídrico; bases diversas.
Elementos que pueden concentrarse por intercambio iónico o por ósmosis inversa: radionucleidos tales como iodo, Mo, Cs; sales de ácidos y de bases fuertes; compuestos orgánicos ionizados (intercambio iónico) o no (osmosis inversa).
Elementos que se adaptan a un tratamiento biológico: todos los elementos biodegradables por definición; por ejemplo, azúcares, proteínas, fenoles. Los tratamientos biológicos pueden aplicarse también, después de su aclimatación, a compuestos orgánicos tales como el formol, la anilina y ciertos detergentes.

Deben recordarse los puntos siguientes:

La relación entre la D.Q.O. y la D.B.O. en aguas industriales es muy diferente de la que se obtiene en aguas domésticas. Esta relación evoluciona en las diversas fases del tratamiento, pudiendo llegar la D.Q.O. final, en algunos casos, hasta más de 5 veces el valor de la D.B.O. correspondiente.
La presencia de tóxicos muy activos puede enmascarar la presencia de materias biodegradables y falsear la medida de la D.B.O..
Nociones de tratabilidad biológica de los efluentes.

3. Caracterización de los efluentes.

Para la buena definición de una estación de tratamiento de aguas residuales, es necesario disponer de los siguientes datos, cuidadosamente establecidos:

Volúmenes diarios;
Caudales horarios mínimo y máximo;
Composición del agua de aportación a la fábrica;
Fabricaciones continuas, discontinuas;
Importancia y periodicidad de las puntas de contaminación;
Posibilidad de separación de circuitos;
Posibilidades de tratamientos o de recirculaciones locales o parciales;
Contaminaciones secundarias, incluso débiles u ocasionales, que puedan afectar seriamente al funcionamiento de ciertos órganos de los equipos de tratamiento (colas, alquitranes, fibras, aceites, arenas, etc.).

Al realizar el proyecto de una fábrica, estos datos, recogidos después del análisis de las fabricaciones, deben compararse con informaciones procedentes de fábricas existentes.
Cuando se trata de acondicionar una fábrica ya existente, conviene realizar una comparación de las cantidades de contaminantes, detectados mediante un análisis continuo y sistemático de los efluentes, con los consumos de productos químicos de la fábrica.

4. Tratamientos separados.

A veces resulta conveniente aislar ciertos efluentes y someterlos a un tratamiento específico. Se impone esta forma de proceder siempre que el efluente que procede de una unidad de fabricación presenta una de las siguientes características:

Concentraciones muy elevadas de D.Q.O. o de D.B.O. debido a la presencia de compuestos solubles;
Concentraciones medias o elevadas de H₂S, de NH₄ o de elementos tóxicos.

En lugar de diluir estos efluentes, suele ser más económico utilizar uno de los siguientes procedimientos:

Concentración con vistas a reutilizar el producto;
Destrucción por pirólisis directa del líquido o del vapor procedente de su stripping;
Extracción líquido-líquido.

Se citan tres ejemplos de reducción de la contaminación del efluente general de una fábrica:

Regeneración de baños usados muy diversos (galvanoplastita, mecánica), por eliminación discontinua o continua de sus impurezas en disolución o en suspensión;
Tratamiento químico de licores de sales o de ácidos cuya concentración es superior al umbral de solubilidad de la sal de calcio correspondiente, que puede entonces precipitar;
Tratamiento de aceites solubles por vía química, térmica o por separación por membranas.

5. Tratamientos preliminares.

Las condiciones de tratamiento previo de los efluentes generales de fábricas son también más variadas que en el caso de aguas residuales urbanas.
Las operaciones de desbaste automático son deseables en la mayoría de las industrias e indispensables en algunas de ellas.
El desarenado sólo se realiza en algunos casos particulares; y el desaceitado se utiliza con bastante frecuencia: los hidrocarburos y aceites proceden a veces de fabricaciones, y sistemáticamente de los circuitos de engrase o de almacenamiento de carburante.
También se prevé frecuentemente la regulación del caudal hidráulico y de la carga contaminante, que puede llevarse a cabo:

Mediante el empleo de depósitos derivados, en los que se almacena el agua de tormentas cuando la red es unitaria y cuando las lluvias, de volumen siempre menor que en áreas urbanas, arrastran y diluyen contaminantes. La finalidad de estos depósitos es, por lo tanto, la de evitar que la línea de tratamiento haya de dimensionarse en función de unas puntas excepcionales de caudal.
Mediante el empleo de depósitos de homogeneización, en los que se almacena durante algunas horas, e incluso por espacio de varios días, la totalidad de los efluentes producidos por una unidad o por toda la fábrica. Es indispensable prever la agitación de estos depósitos. Su objetivo es el de reducir las puntadas de contaminación, con el fin de evitar sobrecargas de concentración perjudiciales para el funcionamiento regular de la línea de depuración. Con ello, se consigue, a demás, un cierto grado de previsión en la explotación.

Algunas veces se realizan operaciones previas de neutralización, de oxidación y de reducción, para tratar efluentes concentrados o tóxicos. En estas operaciones intervienen autómatas de regulación de PH o de potencial redox.

6. Tratamientos fisicoquímicos.

La depuración fisicoquímica puede constituir, según el caso, una etapa intermedia o la etapa final del tratamiento total. Tiene una o varias finalidades:

Precipitación de metales o de sales tóxicas;
Eliminación de aceites en emulsión y de materias diversas en suspensión;
Clarificación con reducción simultánea de D.B.O. coloidal y de la D.Q.O. correspondiente.

Este tratamiento implica la necesidad de mantener una zona de PH bastante reducida, y, según la naturaleza del proceso (precipitación, cristalización, adsorción o floculación), puede realizarse en reactores-decantadores o clarificadores muy diferentes:

Flotadores tales como el Flotazur o el Sediflotazur, en eliminación de aceites o fibras;
Reactores, como el Turbactor, y reactores-decantadores, como el Circulator, el Densator o el Turbocirculator, para la precipitación de sales o hidróxidos;
Clarificadores-reactores de circulación de fangos, como el Turbocirculator, el decantador R.P.S., el Accelator, en situaciones mixtas;
Clarificadores de lechos de fangos, como el Pulsator y el superpulsator, cuando es preciso separar un flóculo tenue o cuando se desea desarrollar las propiedades adsorbentes del lecho de fangos.

La elección entre estos aparatos depende no sólo del proceso dominante que haya de efectuarse, sino también de otros parámetros propios de la industria considerada.
Según las circunstancias, esta depuración fisicoquímica puede ir precedida o seguida de uno de los procesos siguientes:

Neutralización;
Oxidación o reducción;
Desgasificación o stripping.

Sólo se requiere una filtración en caso de normas de vertido muy estrictas relativas a la materia en suspención y a los metales totales.

7. Tratamientos biológicos.

La posibilidad de recurrir a tratamientos biológicos, es decir, a una depuración de tipo biológica depende de la biodegradabilidad de los efluentes, y deben tenerse en cuenta, en su concepción, ciertas peculiaridades de las aguas industriales:
Las aguas que se han sometido, generalmente con varios propósitos, a un tratamiento fisicoquímico previo, se encuentran poco cargadas de materias en suspención;
Su composición en nutrientes casi nunca es equilibrada, con lo que debe practicarse una corrección referente al fósforo y/o al nitrógeno;
Una deficiencia inicial de microorganismos debe compensarse mediante una siembra adecuada y la aclimatación de organismos específicos;
La presencia de compuestos biodegradables puede hacer necesario el mantenimiento de una relativa constancia de su concentración y el desarrollo de una flora específica;
Las concentraciones demasiado elevadas de sales minerales y, sobre todo, sus variaciones rápidas, pueden perturbar el desarrollo de la depuración;
La nitrificación-desnitrificación puede verse afectada por unas concentraciones demasiado elevadas de D.Q.O. y de amoníaco y dentro de ciertas zonas de PH;
Debe prestarse una atención especial al mantenimiento de zonas de temperaturas bastante constante, ya que la temperatura de ciertos efluentes favorece el desarrollo de bacterias termófilas.
Composición de la línea de tratamiento:
Fangos activados de alta carga, a media carga o, en el caso general, en aeración prolongada;
Lechos bacterianos de materiales plásticos ordenados, en pretratamiento o en tratamiento de afino;
Lechos bacterianos tradicionales;
Filtros de biolite, en tratamiento principal o en tratamiento de afino;
Lagunas aireadas o mixtas, en tratamiento de afino.

8. Eliminación de la D.Q.O. no biodegradable.

La depuración biológica constituye la vía más racional para la reducción de la D.B.O. y de su correspondiente D.Q.O.. Sin embargo, la aplicación de reglamentaciones cada vez más rigurosas puede hacer que sea necesaria la eliminación complementaria de la D.Q.O. no biodegradable, de color y de ciertos compuestos específicos.
Esta D.Q.O. se debe a compuestos orgánicos, en general disueltos y de naturaleza muy diversa: disolventes, hidrocarburos aromáticos, derivados nitrados y sulfonados, etc...
Los procedimientos usuales para la eliminación de esta D.Q.O. son los siguientes:
Primero: adsorción a través de carbón activo con regeneración térmica o química o a través de adsorbentes diversos.
Segundo: ultrafiltración y ósmosis inversa.
Tercero: intercambio iónico.
Cuarto: oxidaciones diversas (aire, oxígeno, ozono, cloro).

9. Fangos industriales.

Naturalmente, el carácter específico de las aguas residuales industriales se observa también en los fangos producidos, que a veces son de predominio y otras -y este es el caso más frecuente- de predominio mineral.
En general, los fangos de depuraciones fisicoquímicas son más abundantes que los que proceden de las depuraciones biológicas. Se observa, por último, que los fangos procedentes de la clarificación de aguas de aportación industriales son a veces preponderantes. Todas la técnicas de tratamiento que se han definido para los fangos urbanos son igualmente aplicables en este caso. Se citan simplemente algunas particularidades relativas al espesamiento y a la deshidratación mecánica.
A. Espesamiento de fangos:
El espesamiento se lleva a cabo, sobre todo por decantación, aplicándose cargas superficiales muy variables, de 10 a 800 Kg. MS/(m2.d), según la composición de los fangos. La presencia de hidrocarburos en cantidad apreciable puede dar lugar a una segunda fase líquida en el espesador y dificultar se funcionamiento.
B. Deshidratación de fangos:
El volumen de los fangos orgánicos producidos no justifica, en general, el empleo del acondicionamiento térmico. Por el contrario, es frecuente la realización de un acondicionamiento químico, utilizándose polielectrolitos sintéticos y/o reactivos minerales, y, en menor escala, cargas de materias inertes.
Los condicionamientos de filtrabilidad o de sedimentabilidad por escurrido centrífugo de los fangos difieren no sólo según su composición química, sino también según su modo de formación. Se producen variaciones de filtrabilidad en las relaciones de 1 a 10, según los productos, y de 1 a 3 para un mismo producto.
Cuando no se conocen exactamente las características de los fangos, es indispensable realizar ensayos previos.
Para mejorar la filtrabilidad de un fango, puede recurrirse, a veces a ciertos subproductos de la fábrica.
C. Destino final de los fangos:
Según la naturaleza de los fangos, la formas de evacuación de los mismos son muy diferentes:
Los fangos minerales relativamente estables y no tóxicos, pueden esparcirse como abono, descargarse en escombreras al aire libre o utilizarse como material inerte.
Los fangos minerales inestables o tóxicos deben almacenarse en vertederos controlados, estabilizarse o incluso; en algunos casos, tratarse por incineración; los fangos tóxicos, y en especial los que contengan metales pesados, sólo podrán almacenarse en vertederos estancos, aislados de toda capa freática.
Los fangos orgánicos, fermentables en general, deben estabilizase antes de su esparcimiento descarga en vertedero, o eliminarse por incineración.
Cuando los fangos ricos en aceites no son recuperables, deben incinerarse. Cuando son muy autocombustibles, pueden contribuir a la eliminación, por incineración, de otros fangos más pobres.

Plantas fabricadoras de ácidos.

Tratamientos.

Los desechos de la fabricación de ácidos, son extremadamente contaminantes, por lo cual deben tratarse antes de poderse arrojar en los cursos de aguas. Varios son los puntos importantes, sin embargo, el pH de estos residuos es lo que más atentamente se debe controlar y se debe ver que dicho valor se encuentre en el rango de 6.0 a 9.0.
El principal método de tratamiento que se efectúa a estos efluentes es el de neutralización. Gehm nos describe su método de neutralización de desechos ácidos, que consta de una cama de piedra caliza, la cual trata a los desechos por encima 10.000 p.p.m. de acidez mineral en una cama capaz de recibir 0.1 mgd de desechos. Por otra parte también encontramos el método de Shugart; un proceso que utiliza caliza para una neutralización automática.

Métodos de Spray-burning y Combustión indirecta:

Spray-burning: Este método consiste en esparcir el desecho ácido en una cámara de combustión a alta temperatura (1700-2000 °F) con pequeñas cantidades de aire en exceso con el fin de oxidar hidrocarburos. El sulfato se transforma en SO₂ y los hidrocarburos en CO₂ y H₂O; los gases son enfriados y secados, y el SO₂ es recuperable para su posterior uso en la fabricación de ácido sulfúrico nuevamente.
Combustión indirecta: La principal reacción de éste método, es la reducción de los excedentes de ácido sulfúrico en el sedimento fangoso por ciertos hidrocarburos que pueden hallarse presente o que se pueden adicionar.

Método de cama de piedra caliza :

Este método es aplicable al caso de que una planta no sólo produzca ácido sulfúrico, sino también otros como el clorhídrico nítrico, etc..
Consiste en una cama de piedra caliza de neutralización ácida, unidad que se emplea en la neutralización de una mezcla de sulfúrico y clorhídrico (comúnmente) en distintas concentraciones. Los desechos deben diluirse hasta que alcancen una concentración de un uno por ciento y luego se los hace pasar a través de dicha cama de piedra caliza hacia arriba por sus tres pies de extensión en cantidades de 20 a 30 galones por minuto por pie cuadrado del área de la cama. El inconveniente es que se debe tener inicialmente un pH que ronde los valores 4,6 a 4,9.
Estos tres últimos métodos son empleados principalmente por empresas que no sólo producen ácido sino también hidrocarburos, sales, etc. Son métodos muy generales.

Proceso de neutralización.

Introducción.

Un desecho industrial con una alta cantidad de contenido de base o ácido, no debería ser descargado a la corriente de agua sin un tratamiento previo. La corriente, aun siendo de baja clasificación (llamamos de baja clasificación a una corriente destinada a recibir desechos y/o para la navegación), es adversamente afectada por valores altos o bajos de pH. Esta condición adversa es todavía más critica cuando repentinamente corrientes de desechos ácidos son impuestos sobre la corriente de agua.
Los tratamientos de los que hablamos anteriormente, son procesos de neutralización, y entre éstos hallamos un alto número de métodos para eliminar el alto contenido de sobreacidez en los efluentes industriales; como por ejemplo:

mezcla de desechos de modo que el efecto en red de finalmente un pH neutro;
tratamientos mediante lechos de piedra caliza;
mezcla de desechos con trozos de piedra caliza o piedra dolomítica;
el agregado de las correctas proporciones de soluciones concentradas de soda cáustica (NaOH) o ceniza sodada (Na₂CO₃) a los desechos ácidos.

Los materiales y los métodos deben ser seleccionados en base al costo total de la operación, ya que los costos del material varían ampliamente y los equipos que utilizan varios agentes pueden diferir con el método seleccionado. El volumen, tipo y la cantidad del desecho ácido a ser neutralizado son también factores al decidir qué agente de neutralización se empleará.
En una línea de neutralización, el ingeniero responsable debe de establecer un mínimo aceptable para el valor de pH del efluente y adecuar el tiempo de reacción para el efluente ácido para llegar a dicho valor. Aunque este trabajo previo se considere muchas veces innecesario y costoso. En muchos casos, una fábrica puede reducir los costos de la neutralización mediante la provisión de suficiente tiempo de retención y sacrificando el nivel de eficiencia en el subsecuente tratamiento biológico. Para el tratamiento biológico es siempre conveniente que el valor de pH este cercano a la neutralidad, la neutralización previa le da una mayor eficiente.

Métodos de neutralización.

1°) Mezcla de desechos básicos y ácidos: La mezcla de efluentes puede ser llevada a cabo en una planta simple de operación o entre fábrica vecinas. Desechos ácidos y básicos pueden ser producidos individualmente dentro de una planta y producirse la mezcla de los líquidos en un tiempo apropiado lo que nos permitiría llevar a cabo la neutralización, sin embargo esto requiere usualmente un depósito de cada efluente para abolir corrientes excesivas de uno u otro.
Si una planta produce desechos tóxicos alcalinos, los cuales pueden ser transportados a una planta vecina que produzca ácidos, un económico y fehaciente proceso de neutralización nacerá de ambas. Por ejemplo, una planta de materiales de construcción produce un efluente básico, luego de una ecualización, de alrededor una mitad de mil para mezclar con un efluente ácido de una química, se puede obtener una neutralización total de ambos efluentes; siendo de bajo costo, y evitándose problemas de política y de ingeniería. En otra instancia, se reportó el uso de 500000 galones en reserva, de un digestivo anaerobio para mezclar desechos de planta anteriores al tratamiento. El resultado del valor del pH de la reserva oscilará en rangos de 6.5-8.5.
2°) Tratamiento con piedra caliza: El pasar un efluente ácido a través de lechos de piedra caliza, fue uno de los métodos tradicionales para la neutralización. Los líquidos pueden ser pasados de arriba hacia abajo o viceversa, dependiendo de el origen del aparato y del costo inherente. Se logra escurrir un galón por minuto (gpm) por pie cuadrado o menos. La neutralización procede químicamente acorde a la siguiente reacción:

CaCO₃ + H₂SO₄

CaSO₄ + CO₂ + H₂O

La reacción continuará mientras dure la disponibilidad de la piedra caliza a la misma, y en estado activo. La primera condición puede encontrarse simplemente mediante la provisión de cantidad suficiente de caliza; la segunda condición es aveces más difícil de mantener. Si se trabaja con una solución de ácido sulfúrico, debe ser diluida a un límite máximo de un 5 % y admisible hasta un rango de 5 gpm/ft² antes de hacerla pasar por el lecho. No se debe concentrar los esfuerzos en neutralizar el ácido sulfúrico arriba de un 0,3 % de concentración o a un rango menor a 1gpm/ft² debido a la baja solubilidad del sulfato de calcio. Un exceso de ácido va a precipitar el sulfato de calcio, causando subsecuentemente una capa que pasivará la piedra caliza.
El uso del lecho de piedra caliza puede ser una seria desventaja para este método de neutralización, ya que la piedra caliza gastada debe ser reemplazada por nueva a intervalos periódicos, la frecuencia del reemplazo dependerá de la cantidad y calidad de los desechos ácidos que son pasados a través del lecho. Cuando se produce la existencia extrema de cargas de alta acidez, se puede producir espuma, especialmente cuando se encuetra presente material orgánico en el líquido.
3°) Tratamiento Lime-Slurry: Mezclar desechos ácidos con una mezcla acuosa de cal es un procedimiento efectivo de neutralización. La reacción es similar a la del método de lechos calizos. En este caso, sin embargo, la cal es utilizada constantemente porque es convertida en sulfato de calcio y eliminada con el efluente. Si bien actúa lentamente, la cal posee un alto poder neutralizante y su acción puede ser acelerada por calentamiento u oxigenación de la mezcla. Es un proceso relativamente barato, pero a gran escala el valor puede pasar a ser un ítem importante.
La cal hidratada es a veces difícil de manejar, ya que tiene una tendencia a arquearse, o puentearse, sobre la salida del depósito y posee pobres propiedades de fluidez, pero es particularmente adaptable a los problemas de la neutralización envolviendo pequeñas cantidades de desecho, mientras éste puede ser depositado en embalajes con la ventaja de no tener que construir depósitos especiales.
En casos actuales, la neutralización del ácido sulfúrico en concentraciones por encima de un 1.5%, fue llevada a cabo satisfactoriamente por el uso de piedra dolomítica al rojo (muy alta temperatura) que contiene 47.5% de óxido de calcio, 34.3% de óxido de magnesio y un 1.8% de carbonato de calcio. La concentración de ácido fue limitada hasta el estado de un 1.5%, debido a la ausencia de agua para diluir y así variar los porcentajes. Esta cal provee la ventaja adicional de retener el sulfato residual hasta un mínimo, una imposibilidad con cualquiera de los métodos de lechos cálcicos.
4°) Tratamiento de la soda cáustica: El agregado de soluciones concentradas de hidróxido de sodio a los desechos ácidos como así también el agregado de carbonato de calcio en concentraciones apropiadas resultan rápidos aunque costosos procesos de neutralización. Pequeños volúmenes del agente son requeridos, ya que estos neutralizantes son mucho más poderosos que la caliza y la cal. Otra ventaja es que los productos de la reacción son solubles y no aumentan las durezas a las aguas que se reciben. La soda cáustica es mezclada normalmente en la parte de succión de la bomba de descarga de los efluentes. Este método es apropiado para pequeños volúmenes, pero para neutralizar grandes volúmenes de desecho acuoso, se necesitan especiales equipos, de grandes dimensiones, como un depósito para el almacenamiento del neutralizante con una bomba de diversas velocidades para la directa adición del álcali a la corriente del desecho.
Discutimos hasta ahora cuatro métodos para neutralización, sería conveniente el estudio de los costos de la neutralización de desechos y de los agentes que hemos considerados.
Ya que el factor de basicidad (ver tabla adjunta), es una de los factores vitales en la selección de un neutralizante, se nos proviene no sólo de un cálculo, sino también un monograma para calcular la cantidad de agente neutralizante requerido por galón de desecho. Se determina así el valor de ácido por titilación de 5 ml de ácido sulfúrico con exceso de hidróxido de sodio 0,5 N y una contratitulación con ácido clorhídrico 0,5 N donde el punto final de la titulación lo marca el viraje de color de la fenolftaleína. El factor de basicidad de la cal ( o agente neutralizador) es determinado por la titulación de 1 mg de muestra de agente alcalino con exceso de ácido clorhídrico 0,5 N, hirviendo la muestra por quince minutos, y contratitulando con hidróxido de sodio, donde el punto final de la titulación lo da el viraje de color de la fenolafteína. El valor del ácido y del factor de neutralización son luego conectados en el monograma de HOAK para encontrar la cantidad de agente requerido por galón de desecho ácido.
Cuando el hidróxido de sodio es usado como neutralizante para el ácido sulfúrico, las siguientes ecuaciones tienen lugar:

NaOH + H₂SO₄

NaHSO₄ + H₂O,

desecho ácido

NaHSO₄ + NaOH

Na₂SO₄ +H₂O.

La neutralización se produce en dos pasos y los productos finales dependen del valor requerido para el pH final. Por ejemplo, un tratamiento necesita de un pH final de 6, y el NaHSO₄ formaría la mayor parte del producto; otro tratamiento podría requerir un pH de 8, con lo cual la mayor parte del producto será Na₂SO₄.

Efluentes gaseosos

Control de los efluentes gaseosos.

Una norma sancionada por la experiencia es que toda materia prima debe conocerse a fondo antes de utilizarla. por tanto, habrá que aplicar este criterio a la contaminación, ya que la materia prima que la provoca son los productos de combustión que, por tanto, se deben conocer perfectamente.
Se vio que uno de los factores o parámetros que inciden sobre la contaminación gaseosa detectable en un punto cualquiera es la sobrelevación del penacho de humos, que a su vez depende de las energías térmicas y cinética que se le comunique. Por tanto, es preciso determinar la velocidad y temperaturas de los humos.
Como por otro lado se sabe que en el combustible una cierta cantidad de azufre, como impureza, aunque también la proporción del mismo es muy variable, será preciso determinar las cantidades reales de anhídrido sulfúrico y sulfuroso emitidas.
Aunque la eficacia de los precipitadores electrostáticos y mecánicos utilizados en la eliminación de polvo de los gases de combustión es de sobra conocida, también se sabe que la resistividad y abrasividad de las cenizas volantes es variable, como consecuencia de las diversas procedencias del carbón que alimenta a la central, el rendimiento de los precititadores varia. En consecuencia, otro dato que hay que determinar en el efluente será el contenido de polvo de los gases de combustión y el rendimiento de la precipitación.
Por ultimo, si la combustión de la caldera no tiene la eficacia deseable, probable que se alcance un valor de la escala Ringelmann superior a 2, lo que plantea la necesidad de medir la densidad óptica de los humos emitidos.
A continuación se examinaran los diversos sistemas de control utilizados, en los que únicamente se estudia el principio físico en que se basan pues se prescinde de cualquier tipo concreto de aparato.
El control continuo de la opacidad de los gases de la combustión se efectúa de la forma siguiente: en un tramo recto de la tubería de conducción de humos, ver figura, se coloca el sistema fotoeléctrico de control, que consta, por una parte, de un dispositivo de proyección luminosa de intensidad constante y, por otra, y exactamente en frente de esta, el sistema receptor, constituido por una célula fotoeléctrica que mide la intensidad luminosa recibida y a continuación la registra en un dispositivo de control.
Si se considerase deseable, se puede acoplar a este equipo una unidad de control remoto y un sistema de alarma calibrado de acuerdo con la legislación vigente o bien de tal modo que permita determinar la eficacia de la combustión, pues cuanto mayor sea la intensidad luminosa tanto mas eficaz será la combustión.

Esquema de dispositivo fotoeléctrico de medida de opacidad de los gases

Por regla general, los sistemas emisor y receptor de estos equipos van provistos de unos dispositivos que tienen acortar o alargar el recorrido del haz luminoso por el humo, si ello es preciso. Además, para evitar los atascos producidos por la acumulación de polvo y hollín en la conducción del equipo, el aparato dispone de un aparato de limpieza automática.
Con estos sistemas de medida el encargado de la caldera esta siempre al corriente de la marcha de la combustión y, por lo tanto, cuando sea preciso, puede adoptar las medidas necesarias para que aquella pueda mantenerse en todo momento en condiciones optimas de régimen.
Por regla general, aun cuando funcionen bien, las centrales térmicas emiten humos de opacidad superior a la normal durante periodos cortos de tiempo que se corresponden con el encendido a partir de la caldera fría hasta alcanzar el mínimo técnico de carga.

Determinación del dióxido de azufre.

El método de valoración mas usado para este compuesto es el que utiliza iodo como reactivo. Para ello se prepara una disolución del elemento de normalidad adecuada, (generalmente N/100) que se valora convenientemente.
Un pequeño volumen de esta disolución (10-40 ml) se coloca en un frasco lavador con placa perforada, adicionándole almidón como indicador.
Se disponen adecuadamente los aparatos medidores de temperatura y presión, tanto en el conducto efluente, como en el conducto analizador, así como un medidor se caudal, según se indico con anterioridad.
La corriente gaseosa se hace pasar a través de un frasco lavador, interrumpiéndose la operación en el momento justo en que la coloración del reactivo absorbente desaparece.
Conocida la concentración de iodo en la disolución, unos sencillos cálculos permiten determinar cuantitativamente el dióxido de azufre que ha reaccionado en el frasco lavador. El volumen de corriente gaseosa se corrige si es necesario en función de la presión y temperatura medidos, y los resultados pueden expresarse en p.p.m. o bien en porcentaje.

Compuestos de azufre

El azufre es un elemento que se encuentra presente en diversas proporciones en gran parte de los combustibles. Durante el proceso de combustión se combina con el oxigeno para formar los correspondientes óxidos, de os cuales los mas importantes son el dióxido y el trióxido.
Las cantidades de estos compuestos que se vierten a la atmósfera son extraordinariamente elevadas, alcanzando cifras de millones de toneladas al año.
A temperatura ambiente, el dióxido de azufre es un gas que condensa con facilidad. Es incoloro, de olor picante e irritante y más pesado que el aire, poseyendo un elevado poder de corrosión. Químicamente puede actuar como oxidaste (por ejemplo frente al sulfuro de hidrogeno), o como reductor (con los halógenos).
El trióxido de azufre es un liquido incoloro de elevada afinidad por el agua, con la que forma ácido sulfúrico, y de propiedades oxidasteis. La aparición de este compuesto en la atmósfera se puede deber a tres causas:

Oxidación directa del SO₂
Oxidación catalítica del SO₂
Descomposición de los sulfatos presentes en los combustibles

De las tres formas posibles, parece ser la segunda la que interviene en mayor escala, actuando como catalizadores diversos compuestos metálicos existentes en las porciones inorgánicas de los combustibles.
La concentración de dióxido de azufre en la atmósfera presenta variaciones típicamente estacionales debido al mayor empleo de combustibles las épocas frías del invierno.

Efecto sobre las plantas.

La contaminación atmosférica afecta a los vegetales de diferentes maneras. A grandes rasgos los dados ocasionados pueden agruparse en los tres siguientes grupos:

Afecciones de los tejidos de las hojas con necrosis parciales.
Clorosis y otros cambios de color.
Alteraciones en el crecimiento.

Estas afecciones obedecen a dos causas diferentes:

Penetración directa de los contaminantes en los vegetales a través de los estomas de las hojas
Deposición sobre las diferentes partes de la planta, influyendo e la fotosíntesis.

Las afecciones en los tejidos de las hojas provocan la plasmolisis de las células vegetales que puede ser parcial si el causante es el nitrato de peracetilio (PAN) o el ozono, o total en los compuestos fluorados y del dióxido de azufre. Las hojas afectadas presentan primeramente un suave aspecto de estar empapadas en agua y algunas magulladuras pequeñas.
La clorolisis es la perdida de clorofila, pigmento natural de las plantas, y puede se comparada con la anemia de los animales. La desaparición de la clorofila da lugar a nuevos colores a partir de otros pigmentos presentes. Por regla general, la coloración es característica del contaminante que esta causando el fenómeno. Así, por ejemplo, una coloración blanquecina es producida por el dióxido de azufre y una marrón por el flúor.
Lógicamente, las afecciones de las hojas de los vegetales, donde se produce la transformación de numerosas sustancias inorgánicas en otras nutritivas para la planta, puede afectar seriamente el crecimiento de ella.
En la práctica, han sido observadas numerosas deficiencias con ciertas plantas situadas en ambientes muy contaminados, tales como, perdida precoz de las hojas, disminución del tamaño del fruto, crecimiento inferior al normal y prematuro envejecimiento general.
El crecimiento de la planta, concretamente, se ve seriamente afectado por la contaminación atmosférica, pues esta tiene una influencia muy fuerte sobre la auxina, hormona vegetal muy importante en la regulación de la evolución general de la planta, y cuya acción es afectada por cantidades de contaminantes sumamente débiles.

Dióxido de azufre

Las lesiones que produce en las plantas son normalmente de origen local. Las células admiten cierta concentración máxima del compuesto, que cuando es superada provoca el fin de su actividad y la muerte posterior.
Esta toxicidad se atribuye generalmente a las propiedades reductoras del dióxido, y la coloración característica que comunica a las zonas afectadas es de tonos amarillentos y rojizos.
La sensibilidad de las diferentes plantas a este contaminante es muy variedad. Experimentalmente ha podido ser determinada la resistencia relativa de numerosas especies y que se atribuye a la alfalfa el valor unidad.

sábado, 23 de abril de 2016

el ácido sulfúrico

Propiedades del ácido sulfúrico