CAPÍTULO 11 11.1. Filtros de arena 11.2. Separadores de aceites TECNOLOGÍAS DE DEPURACIÓN DE AGUA CONTAMINADA 11.3. Separadores por vapor 11.4. Biodiscos 11.5. Biorreactores 11.6. Filtros de carbón activo 11.7. Filtros de membrana 11.8. Intercambio iónico 11.9. Oxidación química 11.10. Precipitación Las tecnologías de depuración de agua contaminada descritas, se sintetizan en la tabla 11.1. Tabla 11.1 Tecnologías de depuración de agua contaminada Tecnologías Descripción Aplicación Filtros de arena El agua contaminada circula a través de un lecho de arena que Ex situ retiene partículas en suspensión. Separadores Tanques de separación de hidrocarburos más densos que el agua. Ex situ de aceites Separadores Volatilización de COVs mediante la distribución a presión del agua Ex situ por vapor con nebulizadores. Biodiscos Se basa en procesos de biodegradación llevados a cabo por Ex situ microorganismos dispuestos en soportes circulares que giran en el agua contaminada. Biorreactores Se depuran los contaminantes del agua mediante la acción Ex situ de microorganismos que se desarrollan en un soporte adecuado dentro de un tanque. Filtros de El lecho de carbón activo adsorbe en su superficie los contaminantes Ex situ carbón activo en disolución. Filtros Diferentes tipos de materiales de filtración con diferentes tamaños Ex situ de membrana de poro se utilizan para separar los contaminantes del agua. Intercambio Intercambio de partículas cargadas entre el agua contaminada Ex situ iónico y la superficie de intercambio específica. Oxidación El agua contaminada fluye a través de un tanque al que se añaden Ex situ química diferentes agentes oxidantes fuertes que destruyen los contaminantes. Precipitación Transformación de contaminantes en disolución en sólidos insolubles Ex situ para facilitar su posterior extracción. 11.1. Filtros de arena Los filtros de arena constituyen un método físico de depuración de agua contaminada, que suele aplicarse como complemento a otras tecnologías. El material de filtrado más común es la arena, aunque existen filtros multicapa, combinando arena y antracita, que presentan un alto rendimiento. La filtración de agua contaminada se utiliza para separar sólidos en suspensión, tanto orgánicos como inorgánicos. El proceso de filtrado consiste en repartir uniformemente el agua contaminada sobre el lecho del filtro, goteando sobre el material filtrante a la vez que se introduce aire en el lecho en la misma dirección del agua o a contracorriente. En el fondo del 123
La capa de contaminantes retenida en los filtros de arena debe ser gestionada posteriormente en función del tipo de residuo que constituyan. El coste por retirarlo suele estar alrededor de 125 /t. Los costes de tratamiento por m 3 de agua tratada, excluyendo su posterior gestión, son: < 10 0,375 10-25 0,175 25-50 0,15 depósito hay un espacio vacío para evacuación del filtrado e inyección del aire y fluidos de lavado. Una placa soporta el lecho filtrante, la cual puede llevar colectores ranurados que permiten la salida del agua pero no de la arena, que es de granulometría uniforme. Además de retener los sólidos en suspensión, este proceso elimina materia orgánica disuelta y permite la nitrificación. Los sólidos que han quedado retenidos en el filtro se eliminan por un lavado a contracorriente con aire y agua, una vez que el material del filtro ha quedado saturado. Filtros multicapa La eficacia de los filtros se multiplica cuando el lecho de filtrado está constituido por varias capas. Los más utilizados son los de doble capa, en general con una capa de antracita y otra de arena. La antracita se sitúa en la capa superior y la arena en la inferior. La granulometría superior y la menor densidad hace que la antracita se mantenga en la capa superior a lo largo del proceso de filtrado. La principal ventaja de este sistema es que la filtración tiene lugar a través de todo el filtro en lugar de únicamente en las capas superficiales como en los anteriores. En el caso de filtros de agua que funcionan de forma continua, el gasto energético es de 0,5 kwh/m 3. 11.2. Separadores de aceites El objetivo de esta técnica es separar las grasas orgánicas y los aceites del agua, ya que pueden ser productos peligrosos o resultar problemáticas a la hora de aplicar tratamientos posteriores, atascando instalaciones, descomponiéndose o produciendo olores. Las grasas y aceites pueden presentarse de distintas formas, según las cuales se tratarán por distintos medios: En forma libre, sin disolverse y emulsionarse: se pueden separar por cámaras de flotación simples, las cuales no suelen conseguir elevados rendimientos de tratamiento incluso para tiempos de retención elevados. La principal ventaja de este método es que combina de forma sencilla diferentes efectos de depuración, tales como: Eliminación de materia orgánica biodegradable Eliminación de sustancias difíciles de degradar o no degradables. Eliminación de compuestos de nitrógeno y fósforo. Eliminación de los sólidos en suspensión Eliminación de compuestos tóxicos, como metales pesados. El rendimiento de los filtros de arena depende de varios factores: Carga hidráulica: a menor carga, mayor eficacia. Tamaño de las partículas del lecho: a menor diámetro, mayor eficacia Profundidad del lecho: a mayor profundidad, mayor eficacia. Utilización de coagulantes y/o floculantes: pueden aumentar el rendimiento de retención sobre todo para partículas pequeñas. Pueden retener entre 0,5 5 mg/l de partículas en suspensión. 124 En forma emulsionada: los tamaños de las partículas en este caso son muy inferiores a los anteriores, de forma que es necesaria la utilización de separadores de coalescencia. En forma disuelta: en estos casos se deberán utilizar otras técnicas como la extracción con disolventes, absorción o ultrafiltración. 125
El proceso de separación de grasa y aceites, se realiza por etapas, que pueden llevarse a cabo en un único tanque de separación o en varios. Decantación: en caso de que el agua de entrada tenga un alto contenido de partículas en suspensión, es conveniente separarlas previamente en un predecantador, lo cual evita el ensuciamiento continuo de los separadores. En caso de que el agua no lleve altas concentraciones de partículas, se puede prescindir de un decantador separado, ya que los separadores disponen de precámara de decantación. Flotación y separación de fases ligeras: del decantador o de la precámara de decantación se pasa al separador de hidrocarburos. En este elemento se realiza la separación de las dos fases, de forma que la fase ligera contendrá aceites, grasas o disolventes inmiscibles, y la pesada, agua. Esta parte del proceso es el núcleo de la instalación. En el caso de los separadores por coalescencia, se hace pasar el agua a través de una serie de lamelas coalescedoras que originan un flujo laminar. La fase ligera es separada y vertida al depósito de almacenaje con mayor rendimiento que con un separador convencional. 11.3. Separadores por vapor La separación por vapor es un tratamiento físico-químico de aguas ex situ a través del cual, los compuestos volátiles se separan del agua al aumentar la superficie de contacto entre el agua y el aire. Se pueden utilizar distintos tipos de aireación, tales como torres de relleno, tanques de aireación o aireación difusa. Almacenaje de aceite: el aceite separado es conducido por gravedad a un depósito donde se almacena para ser finalmente recogido y gestionado. Los separadores convencionales se utilizan para aquellas grasas y aceites que se encuentren en fase libre, y los de coalescencia para aquellas que se encuentran en forma de emulsión en el agua subterránea. La separación de las mismas se produce por el ascenso de las grasas formando una capa continua en la superficie. El funcionamiento de este sistema no depende del contenido en hierro y manganeso ni de la dureza del agua. Un separador de aceites convencional suele producir efluentes con concentraciones de 100 mg/l de grasas, mientras que uno de coalescencia, llega a concentraciones finales de 5 20 mg/l. Los costes de eliminación y vertido de las capas de aceite están alrededor de 150 250 /t. El coste del tratamiento por metro cúbico, excluyendo la eliminación de los aceites residuales, depende del caudal a tratar: Hasta 10 0,1 10-25 0,075 25-50 0,05 La eliminación de grasas y aceites por este tipo de sistemas llevan unos costes energéticos asociados muy bajos. En el proceso de tratamiento, se pueden liberar compuestos orgánicos volátiles, que deben recogerse y tratarse, utilizando generalmente filtros de carbón activo. Los productos residuales de los separadores de grasas y aceites deben ser tratados por un gestor autorizado. Deben implantarse las medidas de seguridad necesarias para el manejo de las grasas eliminadas. En el tratamiento de agua subterránea se suelen utilizar generalmente las torres de relleno, que incluyen un pulverizador en la parte superior de la torre, el cual distribuye el agua contaminada sobre el relleno, un ventilador que introduce el aire a contracorriente y un sumidero en la parte inferior que recoge el agua descontaminada. Se puede añadir equipamiento auxiliar incluyendo calentadores de aire para aumentar el rendimiento, sistemas de control automático, control y tratamiento de emisiones de gases y oxidantes térmicos o catalíticos. Las torres de relleno pueden ser fijas o móviles. Otro sistema muy extendido son los tanques de aireación, que separan los compuestos volátiles inyectando aire en un tanque que contiene el agua contaminada. Un inyector del aire junto con tuberías de distribución aseguran el contacto aire-agua sin la necesidad de materiales de relleno. Los tabiques o las múltiples unidades del tanque aseguran un tiempo de residencia adecuado para la volatilización. El tamaño de los tanques de aireación es bastante menor que el de las torres (menos de 2 m en lugar de 5-12m) y se adaptan fácilmente a diferentes composiciones/flujos de entrada, añadiendo o quitando bandejas o cámaras. Una innovación reciente es lo que se denomina separación por vapor de bajo perfil, que se lleva a cabo por una serie de bandejas en una cámara muy pequeña que maximiza el contacto aire-agua y minimiza el espacio. Esta técnica se utiliza para separar compuestos orgánicos volátiles halogenados o no halogenados del agua. La constante de Henry determina si la separación por vapor es aplica- 126 127
ble o no, teniendo que ser siempre superior a 0,01 atm.m 3 /mol. Entre los compuestos que pueden ser eliminados se incluyen BTEX, cloroetano, TCE, DCE y PCE. Esta tecnología requiere limpiezas periódicas debido a la posible acumulación de compuestos inorgánicos en la estructura o el desarrollo de microorganismos. En el caso de contaminantes con baja volatilidad, puede ser necesario un calentamiento previo del agua subterránea. Se deben tratar las emisiones gaseosas que se producen. El rendimiento se sitúa alrededor del 99% para torres de 4,6-6 m con relleno convencional. El rendimiento se puede aumentar añadiendo una segunda torre en serie con la primera, calentando el agua contaminada o cambiando el relleno de la torre. Una posible aplicación es la instalación de unidades térmicas de tratamiento para emisiones de gases las cuales se pueden utilizar a su vez como fuente de calor. En el caso de los tanques, el rendimiento aumenta al añadir cámaras o bandejas o aumentando el aire a circular, según el diseño del tanque. A la hora de seleccionar correctamente el tamaño y el relleno de la torre, se deben tener en cuenta los siguientes datos: flujos de entrada de agua, rango de temperaturas del agua y del aire, forma de operación (en continuo o intermitente), restricciones de altura, concentraciones y tipos de contaminantes, contenido inorgánico, ph y restricciones de contaminación para el agua y gas efluentes. El factor más importante dentro el coste global de la separación por vapor es la electricidad requerida para las bombas de agua y el inyector de aire. Los costes dependen a su vez del rendimiento que se requiera, es decir, de la concentración de contaminantes que se pretenda alcanzar en el efluente. El mayor o menor rendimiento se consigue utilizando una o varias unidades en serie, lo que hace variar los costes. En el caso de disolventes clorados, el coste depende de la concentración de entrada, siendo: Nº de unidades Concentración (µg/l) Coste ( /m 3 ) 1 1.000 0,2 2 en serie 10.000 0,35 3 en serie 100.000 0,625 La aplicación de los separadores por vapor requiere una depuración posterior del aire, ya sea con filtros de carbón activo o con biofiltros. El consumo energético depende del tratamiento de aire posterior, siendo de 0,3 0,5 kwh/m 3 si se utilizan filtros de carbón activo, y entre 0,1 0,2 kwh/m 3 para los biofiltros. 11.4. Biodiscos Los biodiscos son un proceso biológico de tratamiento de aguas contaminadas. La particularidad de esta técnica reside en que el 95% de la biomasa está fija en un soporte o biodisco constituido por un conjunto de placas de material plástico, ensambladas a un eje horizontal que gira lentamente, de forma que un 40% de su superficie se encuentra sumergida en el agua. A medida que el biodisco gira, la película de microorganismos que se desarrolla en su superficie, alterna el contacto con el agua a tratar y con el aire. De esta forma, cuando está en contacto con el aire acumula oxígeno que utiliza para degradar los compuestos que absorbe al estar en contacto con el agua. El propio rozamiento del agua con la biomasa hace que se desprenda la biomasa sobrante, manteniendo un espesor constante. Otro rasgo importante de esta técnica es la capacidad para degradar amonio. La nitrificación por biodiscos depende de la carga hidráulica y de la carga de DBO, la cual debe ser inferior a 5 g/m 2 /dia. Esta técnica se utiliza para degradar compuestos orgánicos biodegradables, con un tiempo de tratamiento de 0,5 2 horas. Presenta varias ventajas en relación con otros sistemas de depuración biológica, ya que no requiere personal especializado para su mantenimiento, no se necesita controlar el oxígeno disuelto, no produce olores y ocupa poco espacio. En cuanto a desventajas, la instalación es más cara que en otros sistemas, y la reparación en caso de roturas es también más costosa, necesitando mantenimiento constante. El rendimiento de esta técnica depende del tipo y concentración de los compuestos que se pretenda eliminar. Los costes por tratamiento dependen del caudal de agua a tratar, siendo: Hasta 10 0,25 10-20 0,2 20-30 0,15 El rendimiento energético de los biodiscos es alto, ya que la tasa de degradación es alta, presentando un gasto energético alrededor de 0,05 0,1 kwh/m 3. Las emisiones de com- 128 129
puestos volátiles u otros gases del sistema son muy bajas. Si las concentraciones en el efluente son altas, se pueden aplicar tratamientos terciarios como filtros de arena o filtros de carbón activo. Puede ser necesaria la adición de nutrientes dependiendo de la composición del agua a tratar. Contaminantes Rendimiento(%) Efluente (µg/l) Aceites Minerales 50-99 50 Compuestos Aromáticos 85-99 2 Naftaleno 85-99 <5 PAHs 65-99 <5 Clorobenceno 90-99 10 11.5. Biorreactores Los biorreactores son una tecnología de depuración biológica de aguas contaminadas, y están constituidos por tanques rellenos de materiales generalmente plásticos de alta superficie específica por los que circula el agua. De esta forma, se dispone de una gran superficie de adhesión sobre la que los microorganismos se desarrollan, obteniendo gran cantidad de biomasa en un volumen pequeño, por lo que la velocidad del tratamiento es más alta lo que permite tiempos de retención del agua más reducidos. Puede ser necesario añadir algún nutriente en el agua contaminada para optimizar la actividad de los microorganismos, en general nitrógeno y fósforo. En los biorreactores, el material de soporte más utilizado es poliuretano. El biorreactor consta de varias capas en serie, rellenas de poliuretano reticulado, completamente sumergidas, de forma que el agua fluye a través del reactor, a la vez que cada capa es aireada con el aire de la capa precedente lo cual evita el paso a estado gaseoso de compuestos volátiles. Esta técnica no es recomendable para aquellos casos en los que se extraigan pequeñas cantidades de agua subterránea, ya que la biomasa no tendría tiempo de desarrollarse en cantidades adecuadas sobre el soporte y la biodegradación sería mínima. El rendimiento de esta tecnología depende del tipo y concentración de la contaminación. Basándose en experiencias previas, se pueden establecer los siguientes rendimientos: Contaminantes Rendimiento(%) Efluente (µg/l) Aceite mineral 50 99% 50 Aromáticos 85 - >99% 2 Naftaleno 85 - >99% < 0,1 PAH 65 - >99% < 0,1 Clorobenceno 90 - >99% 10 Los costes de tratamiento suelen situarse entre los siguientes valores, dependiendo del caudal: Hasta 10 0,25 10-20 0,2 20-30 0,15 Como aspecto ambiental a destacar, debe tenerse en cuenta el consumo energético asociado a la implantación de esta técnica, así como la producción de residuos. 11.6. Filtros de carbón activo La filtración con carbón activo es una técnica para el tratamiento de contaminantes orgánicos, basada en la adsorción física de los mismos en las partículas de un lecho adsorbente (carbón activo). Esta técnica se utiliza, tal y como se comentó en el epígrafe 10.3, para la depuración de aire contaminado, utilizándose también para la depuración de agua contaminadas, mediante el mismo principio de acción que para el aire. El agua a tratar se hace circular a través del lecho adsorbente hasta que se alcanzan las concentraciones deseadas en el efluente. Las características de los filtros y su funcionamiento es el mismo para el agua contaminada que para el aire, por lo que no se incluyen a continuación. La principal condición para aplicar esta tecnología, es la presencia de contaminantes orgánicos que puedan ser biodegradados en 0,5 1 hora. Si el contenido en hierro supera los 25 mg/l, el agua debe ser tratada antes de entrar en el biorreactor. Esta técnica es aplicable a aguas contaminadas con hidrocarburos, COSVs y explosivos. El rendimiento es inferior para COVs halogenados y para pesticidas. Los filtros de carbón activo presentan su mejor rendimiento para contaminantes a baja concentración (menos de 10 mg/l), independientemente del caudal de agua a tratar. Si se pretenden eliminar grandes concentraciones de contaminantes, se debe reducir el caudal del agua, aumentando el tiempo de residencia de la misma. 130 131
Un alto contenido en partículas en el influente o el desarrollo de sustratos microbianos en el filtro pueden reducir el caudal efectivo y la eficacia del tratamiento. En condiciones normales de diseño y operación, se obtienen rendimientos de adsorción de COSVs mayores del 95% para concentraciones bajas en el agua a tratar. Los costes del tratamiento dependen del caudal a tratar: Hasta 10 0,15 10-25 0, 25-50 0,075 y el límite o umbral de peso molecular también influyen en la capacidad de rechazo. Estas características se deben tener en cuenta en función de la composición del agua a depurar. La composición del agua y su temperatura son fundamentales para los procesos de membrana. Las bajas temperaturas hacen el filtrado muy lento. Las membranas suelen ser capaces de filtrar a temperaturas de hasta 90 C, de forma que si el agua a filtrar está a temperaturas superiores, debe ser enfriada previamente. Dependiendo de la composición de entrada puede ser necesario algún pretratamiento, sobre todo para los procesos a alta presión. Debido al tamaño de poro tan pequeño, es bastante frecuente que estas membranas se colmaten, por eso es conveniente realizar tratamientos anteriores para eliminar partículas y algunos compuestos que pueden precipitar al entrar en contacto con la superficie de la membrana, como es el caso de algunos metales (calcio, manganeso, hierro, etc.) y algunos compuestos orgánicos. Al igual que para el tratamiento de aire contaminado, en el caso de agua, los filtros de carbón activo son un sistema seguro y fiable dentro de su ámbito de aplicación. Los filtros agotados constituyen residuos que deben gestionarse adecuadamente (vertido controlado o regeneración). 11.7. Filtros de membrana Los filtros de membrana son barreras selectivas que impiden el paso de algunos compuestos y permiten el paso de otros. Para que se produzca el paso por la membrana se requiere algún tipo de fuerza (por ejemplo, una diferencia de potencial). Los procesos de filtración por membrana se suelen clasificar por el tipo de fuerza que interviene, incluyendo presión, concentración, potencial eléctrico y temperatura. Los métodos que se discuten a continuación, únicamente incluyen fuerzas de presión. Dentro de los procesos de membrana por presión se suelen distinguir cuatro categorías en función del tamaño del poro: microfiltración, ultrafiltración, nanofiltración y ósmosis inversa. Los rangos de presión son los siguientes: La cantidad de agua que se recupera tras el filtrado es superior en el caso de la microfiltración y la ultrafiltración que en las otras dos técnicas. Proceso de Membrana Rango de presión (psi) Microfiltración 99% Ultrafiltración 95% Nanofiltración 85% Ósmosis inversa 30 85% Proceso de Membrana Rango de presión (psi) Microfiltración 5 45 Ultrafiltración 7 100 Nanofiltración 50 150 Ósmosis inversa 100-150 Los procesos a alta presión, como la nanofiltración y la ósmosis inversa tienen un tamaño de poro relativamente pequeño comparado con los otros dos, y eliminan contaminantes principalmente por difusión química. La microfiltración y la ultrafiltración eliminan los contaminantes por procesos físicos de filtrado. Los primeros tienden a eliminar un rango más amplio de contaminantes, aunque a costa de un mayor gasto energético. La composición química de las membranas y en particular la carga superficial y su hidrofobicidad, juegan un papel importante en las características de rechazo de contaminantes, ya que las membranas también los eliminan por adsorción. La configuración de la membrana Microfiltración El tamaño de poro de las membranas de microfiltración oscila entre 0,01 y 10 µm, siendo capaces de retener partículas coloidales y microorganismos. Algunos iones pueden quedar atrapados en caso de que precipiten a su paso por la membrana. Cuando la carga de contaminación en forma de partículas muy finas sea elevada, se puede realizar una coagulación previa a la microfiltración. Ultrafiltración Este método es capaz de eliminar compuestos particulados o coloidales, macromoléculas y microorganismos, ya que presentan tamaños de poro entre 0,005 y 0,3 µm. Se suele utilizar como un pretratamiento de la ósmosis inversa, como separador de aceite-agua y para 132 133
eliminar compuestos orgánicos. En este tipo de filtración, los compuestos disueltos (iones) pasan a través de la membrana, aunque al igual que en la anterior, pueden quedar retenidos los iones que precipiten. Nanofiltración La nanofiltración es un proceso de membrana con características intermedias entre una ultrafiltración y una ósmosis inversa y un tamaño de poro de unos 0,5 µm. Funciona de forma óptima con moléculas de gran tamaño, y supone un gran ahorro de energía y aditivos comparado con la ósmosis inversa. Osmosis inversa Este tipo de filtración separa partículas de muy pequeño tamaño, menores de 0,1 nm, utilizando altas presiones. En algunos casos, el agua y los productos separados pueden ser reutilizados, ya que el grado de depuración es muy elevado. Se suele aplicar para metales, sales, ácidos, bases y compuestos orgánicos presentes en el agua subterránea. Debido a la capa de agua pura que cubre la membrana, los iones no pueden atravesarla. Se suele aplicar para procesos de desalinización de agua potable o depuración de lixiviados. La utilización de las membranas y la adecuada elección de la misma dependen de una serie de parámetros relacionados con el agua a tratar, tales como su dureza y el contenido en hierro, silicatos y partículas. El rendimiento óptimo de la filtración con membranas es de 90 99%. El coste de la filtración depende del tipo de membrana que se quiera utilizar y de la concentración de contaminantes en el efluente que se quiera alcanzar. En general, los costes se sitúan entre 1 y 8 / m 3. Los productos retenidos en las membranas presentan contaminantes, metales y sales en elevadas concentraciones, de forma que deben ser gestionados o tratados adecuadamente. El gasto energético es alto debido a las bombas de presión. 11.8. Intercambio iónico El intercambio iónico es una técnica de aplicación ex situ consistente en la adsorción de iones de la fase acuosa mediante el intercambio de cationes ó aniones entre los contaminantes y un medio diseñado específicamente para el proceso. Los materiales comúnmente utilizados son resinas de materiales orgánicos sintéticos que contienen grupos funcionales iónicos que permiten el intercambio con los iones del agua contaminada. También se emplean materiales naturales y polímeros orgánicos, como las zeolitas. Los materiales empleados (resinas) una vez agotados pueden ser regenerados. Una resina orgánica de intercambio está compuesta por polielectrolitos de alto peso molecular que pueden intercambiar sus iones móviles por iones de carga similar que se encuentren en el medio circundante. Cada resina tiene un número definido de iones móviles, lo que marca el número máximo de posibles intercambios. 134 Una vez que el proceso ha finalizado y la resina ha agotado toda su capacidad de intercambio, se debe regenerar. En primer lugar se realiza un lavado contracorriente que elimina los sólidos en suspensión. A continuación se introduce la solución de regeneración que transforma la resina a su composición original para que vuelva a ser utilizada. La solución de regeneración se debe tratar a continuación y poder ser utilizada. El proceso de regeneración suele tardar entre 1 y 2 horas. El intercambio iónico es aplicable en la depuración de aguas contaminadas por metales disueltos y radionucleidos en solución. También puede tratar compuestos inorgánicos (nitratos, nitrógeno amoniacal y silicatos). La tecnología trata rangos de contaminación entre 200 y 500 ppm. La presencia de aceites y grasas y contenidos de sólidos en suspensión mayores de 10 ppm en las aguas subterráneas, puede obstruir el material de intercambio iónico (resinas). Las sustancias oxidantes del agua a tratar pueden deteriorar el material de intercambio iónico. Con la aplicación de esta técnica se pueden obtener concentraciones de iones de hasta 10-20 µg/l en el efluente. El rendimiento de esta técnica depende de la selectividad y la capacidad del intercambiador. El ph del agua a tratar es un parámetro clave a la hora de seleccionar el material de intercambio iónico. Datos como naturaleza y concentración de contaminantes (contenido de óxidos, concentración de iones inorgánicos, metales) así como capacidad de intercambio de los materiales a utilizar son parámetros relevantes a la hora de efectuar su diseño. El rango típico de coste de aplicación de esta técnica varía de 0,09 a 0,25 por 1.000 l. Este coste incluye los pretratamientos necesarios, el consumo de resinas y su regeneración. El coste de la operación varía entre 0,07 y 0,16 por m 3 de agua tratada. El proceso de regeneración de la resina da lugar a una disolución concentrada que requiere tratamiento. El consumo energético es bajo y se centra sobre todo en el suministro a los equipos de bombeo. 135
11.9. Oxidación química Oxidación química por radiación ultravioleta La oxidación química es un proceso de reducción de la toxicidad de las sustancias químicas (orgánicas y explosivas) presentes en el agua, las cuales son oxidadas a través de la irradiación de luz ultravioleta (fotocatálisis), adicionando agentes oxidantes químicos al proceso. Los agentes químicos comúnmente usados son el peróxido de hidrógeno y el ozono. El agente es inyectado en la unidad de tratamiento ultravioleta en forma de solución acuosa, y en el caso del ozono, se genera electrolíticamente y se inyecta como un gas. Las reacciones de oxidación se alcanzan mediante la acción sinérgica de la luz ultravioleta en combinación con ozono y/o peróxido de hidrógeno produciendo radicales hidróxilos activos que típicamente mineralizan los contaminantes del agua dando lugar a dióxido de carbono, agua y sales (cuando la destrucción es completa). La principal ventaja de esta técnica radica en que es un proceso de transformación de contaminantes frente a otras técnicas en las cuales los contaminantes son extraídos y separados en fases (separadores de vapor, carbón activo). El proceso de oxidación por radiación ultravioleta se realiza generalmente con lámparas de baja presión que operan a 65 watios de electricidad para los sistemas de ozono y entre 15 y 60 watios para los sistemas de peróxido de hidrógeno. UV Fotólisis La fotólisis por ultravioleta es el proceso por el cual los enlaces químicos de los contaminantes son rotos bajo la influencia de la luz ultravioleta. Los productos de la foto degradación varían en función de la matriz en la cual el proceso ocurre, sin embargo la conversión completa de un contaminante orgánico a dióxido de carbono y agua es poco probable. oxidantes pueden ser soluciones (hipoclorito sódico) ó un gas (ozono). Los agentes oxidantes comúnmente utilizados son el ozono el peróxido de hidrógeno, hipocloritos, cloruros y dióxidos clorados. Las reacciones que se producen en la oxidación constituyen principalmente una mineralización de los compuestos orgánicos a dióxido de carbono, agua y sales. La oxidación química por radiación ultravioleta es aplicable en el tratamiento de compuestos orgánicos volátiles halogenados y no halogenados, orgánicos semivolátiles y PCBs y más específicamente hidrocarburos del petróleo, hidrocarburos clorados utilizados como disolventes y limpiadores en la industria y sustancias explosivas como el TNT (trinitrotolueno). Esta técnica es más efectiva para contaminantes que presentan enlaces dobles (tricloroetileno, percloroetileno y cloruro de vinilo), así como para compuestos aromáticos simples (benceno, tolueno, xilenos y fenoles). En la práctica ningún contaminante orgánico que reaccione con el radical hidróxilo puede ser tratado a través de esta técnica. Puede ser necesario tratar previamente el agua contaminada en aquellos casos que presente una gran turbidez, ya que si se pretende utilizar un sistema con radiación ultravioleta, la turbidez puede dificultar su transmisión. Los sistemas de UV/Peróxido de hidrógeno son más sensibles a la turbidez del agua que los de UV/Ozono. Por otro lado, el agua a tratar debe tener un contenido bajo de iones metálicos pesados (menos del 10%) y de grasas y aceites insolubles para evitar que se ensucie la camisa de cuarzo. Los sólidos en suspensión ó sólidos formados por la precipitación del hierro ó del manganeso pueden obstruir también la camisa de cuarzo, necesitando un pretratamiento para eliminarlos. La oxidación incompleta ó formación de compuestos contaminantes intermedios puede ocurrir dependiendo del tipo de contaminantes y de los agentes oxidantes empleados. Cuando se utiliza como agente oxidante los cloruros, pueden generarse productos no deseados como el clorometano. El coste del proceso es excesivamente elevado para altas concentraciones de contaminantes, debido al volumen de agentes oxidantes necesarios para llevar a cabo el proceso. Para tratamientos de compuestos aromáticos, EOX, disolventes clorados y fenoles, pueden alcanzarse rendimientos del 99%. Los factores que influyen en la implantación del sistema incluyen: Naturaleza y concentración de los contaminantes (selección y dosis del oxidante, intensidad de la luz ultravioleta y duración del tratamiento). Grado de destrucción de los contaminantes. Ratios de agua. Pretratamiento ó postratamiento. Los costes del tratamiento se estiman, para PAHs en concentraciones de 100 10.000 µg/l, alrededor de 1,5 3 /m 3 de agua tratada. Oxidación química La técnica consiste en la mezcla de aguas contaminadas con agentes oxidantes en un reactor y con un tiempo de residencia tal que asegure las reacciones de oxidación. Los agentes El consumo energético es relativamente alto, dependiendo de la concentración final en el efluente que se requiera. Deben tomarse las medidas de seguridad necesarias para el manejo de los productos químicos. 136 137
11.10. Precipitación La precipitación ha sido durante mucho tiempo el principal método para tratar aguas residuales con altos contenidos en metales. Debido al buen funcionamiento de esta técnica, se utiliza igualmente para la precipitación de metales pesados del agua subterránea, y algunas veces constituye un pretratamiento para otras tecnologías (tales como oxidación química o la separación por vapor) en las que la presencia de metales puede interferir con algún elemento del proceso. El proceso de precipitación consiste en la conversión de los metales solubles en sales insolubles, de forma que al precipitar, son fácilmente separables del agua por medio de métodos físicos como la decantación y el filtrado. El proceso suele requerir varios pasos, como un ajuste de ph, adición de un precipitante químico y floculación. En general, los metales precipitan en forma de hidróxidos, sulfuros y carbonatos. En algunos casos, el proceso permite la generación de lodos que pueden someterse a procesos de reciclaje de metales. Coagulantes y floculación En los procesos de precipitación, los agentes coagulantes y floculantes se utilizan para incrementar el tamaño de las partículas favoreciendo su agregación. Los procesos de precipitación pueden generar partículas de muy pequeño tamaño que se mantienen en suspensión por las cargas electrostáticas de su superficie, y que dan lugar a fuerzas repulsivas que impiden la agregación. Los agentes coagulantes se suelen añadir para eliminar o reducir estas fuerzas repulsivas, y que suelen ser de tres tipos: electrolitos inorgánicos (tales como cal, cloruro férrico y sulfato ferroso), polímeros orgánicos y polielectrolitos sintéticos con grupos funcionales aniónicos o catiónicos. Tras la adición de los coagulantes, se mezclan despacio con el agua para favorecer el contacto entre partículas. La tasa de coagulación-floculación depende de la oportunidad de contacto, que varía por el flujo, la profundidad del tanque de mezcla, los gradientes de velocidad del sistema, la concentración de partículas y la granulometría. En el caso de tener mezclas de diferentes metales, la extracción de todos ellos puede ser complicada, ya que las condiciones óptimas de precipitación de alguno de ellos pueden ser inadecuadas para los demás. En este proceso pueden generarse lodos tóxicos, de forma que la adición de algunos reactivos debe ser controlada para no dar lugar a concentraciones no aceptables de contaminantes en los efluentes residuales. En el caso del cromo hexavalente, se requieren tratamientos previos a una precipitación-floculación. La tasa de eliminación de metales se sitúa alrededor del 33,5%, aunque varía dependiendo de cada diseño específico del proceso. Se requieren ensayos de laboratorio para determinar los parámetros de operación, tales como tipo de reactivos y dosis, ph óptimo, tiempo de retención, flujo, temperatura, selección de floculantes, tasas de filtración y decantación y características y volumen de fangos. El coste de este tipo de plantas depende del caudal de diseño. Para caudales de 75-250 l/min, los sistemas de precipitación oscilan entre 100.000 y 135.000 respectivamente. El principal factor que influye en las condiciones de operación es el coste de los reactivos y la mano de obra. Los costes se estiman (sin incluir el posterior vertido) en 0,09-0,21 cada 1.000 l de agua tratada que contenga una concentración en metales de hasta 100 mg/l. El vertido de fangos puede incrementar el coste en 0,15 por cada 1.000 l. Los costes del vertido se estiman en 350 /t. La principal característica de este proceso es la transformación de los contaminantes disueltos en fangos o precipitados, lo que hace necesaria la gestión posterior de los mismos. La dosificación de productos químicos puede afectar a la calidad del agua subterránea a tratar, la cual puede requerir tratamientos posteriores. Esta tecnología se aplica para eliminar del agua contaminada metales tóxicos y radionucleidos. Dependiendo del diseño del proceso, los metales extraídos pueden ser reciclados. 138 139