SECCIÓN 6 PLANIFICACIÓN Y DISEÑO DE LAS PLANTAS DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS PELIGROSOS La planificación y diseño de una planta de tratamiento de residuos peligrosos (PTRP) es un complemento necesario de las plantas comunes de tratamiento de efluentes (PCTE) (véase la sección 5). La finalidad de una PTRP es brindar una alternativa segura frente a la disposición incontrolada de residuos industriales peligrosos líquidos y sólidos. Otro propósito de las PTRP es dirigir las descargas tóxicas de las industrias lejos de una PCTE para evitar interferencias en los procesos de tratamiento de sus plantas. Una PTRP es una planta centralizada que sirve a una zona geográfica relativamente grande, incluidas varias pequeñas empresas (PYME) para aprovechar las economías de escala que permiten el uso de opciones de tratamiento de residuos peligrosos, tales como la incineración que está más allá de la capacidad técnica y financiera de las PYME individuales. Si bien este capítulo hace énfasis en el tratamiento centralizado, no debe subestimarse la posibilidad de establecer procesos de tratamiento para residuos de tipo específico en las mismas industrias. Por ejemplo, se dispone de unidades de destilación relativamente pequeñas para la recuperación de solventes y algunas PYME pueden aprovechar esta opción para minimizar sus residuos. Esta sección se centra en la planificación y diseño de una PTRP e incluye información sobre las principales alternativas de tratamiento de residuos peligrosos disponibles. En el volumen II se ha desarrollado un ejercicio para estimar la generación de residuos de una industria de utensilios de madera laqueada y el análisis de las correspondientes tecnologías de tratamiento. 6.1 PRINCIPIOS DEL DISEÑO En realidad, una PTRP centralizada es solo una parte de un sistema más amplio que puede incluir: (1) un sistema de recolección (por vía terrestre, ferroviaria o una combinación de ambos) para acopiar residuos de PYME individuales (y empresas más grandes), (2) centros de transferencia donde puedan identificarse y combinarse residuos con características similares, (3) un sistema para el transporte de residuos voluminosos desde los centros de transferencia hasta la planta centralizada de tratamiento, (4) una PTRP diseñada para manejar una gran variedad de residuos peligrosos y (5) un relleno sanitario seguro para la disposición de residuos solidificados y otros residuos del tratamiento (por ejemplo, ceniza de incineradores y lodos residuales). Las diferencias principales entre el diseño de una PTRP y una PCTE son: (1) las PTRP solo usan sistemas de recolección móvil y nunca sistemas de alcantarillado y (2) los sistemas de tratamiento en las PTRP necesitan ser lo suficientemente flexibles como para manejar residuos con características variables debido a la diversidad de fuentes industriales. 6-1
6.1.1 Características y volumen de los residuos sólidos y líquidos La sección 3 brinda información básica sobre los tipos de residuos que una PTRP puede manejar. La obtención de información acerca de las características y volumen de cada empresa puede no ser factible debido al gran número de PYME involucradas. Las auditorías detalladas a empresas seleccionadas al azar en una categoría industrial específica pueden servir de base para calcular las características y volumen total de residuos para esa categoría, siempre que se cuente con un inventario de todas las empresas existentes. Los esfuerzos deben concentrarse en la identificación del volumen de residuos en las categorías principales del cuadro A-2 de la hoja de trabajo A en el volumen II (es decir, residuos de cianuro, lodos y soluciones con metales pesados, solventes halogenados y no halogenados). Para la selección del método de tratamiento y diseño de los parámetros de operación, es importante tener una idea del rango de concentración de los principales residuos (es decir, porcentaje de sustancias orgánicas, concentraciones máximas de metales en aguas residuales, etc.). 6.1.2 Recolección y transporte Para transportar los residuos de las PYME a una PTRP, los sistemas móviles son más eficientes en función de los costos que los sistemas de tuberías por las siguientes razones: Se debe recolectar sólidos y líquidos, por lo que se requiere la recolección móvil aun si hubiera un sistema de tuberías instalado. Cuando diferentes efluentes (solventes gastados, aguas residuales contaminadas) tienen que manejarse por separado, los sistemas múltiples de recolección por tuberías resultan excesivamente costosos. Los sistemas móviles pueden servir con mayor facilidad a las PYME alejadas que una red de tuberías. Los sistemas de tuberías que transportan residuos peligrosos requieren materiales de construcción más costosos. Así como el pretratamiento antes de la descarga al alcantarillado es esencial para el funcionamiento efectivo de una PCTE, la separación de residuos peligrosos en las PYME es esencial para la operación efectiva de una PTRP. La separación maximiza las oportunidades de recuperación y reciclaje de residuos, tales como solventes y metales, y minimiza los riesgos potenciales de mezclar residuos incompatibles. Generalmente, los efluentes en las PYME se almacenan en tanques de retención que pueden vaciarse en tanques portátiles para su transporte a una PTRP; mientras que los residuos sólidos pueden almacenarse en cilindros u otros contenedores que pueden ser transportados o posiblemente reusados. Las aguas residuales de lodo diluido en grandes cantidades se transportan de manera más económica por medio de camiones cisternas de inducción al vacío. La capacidad de los camiones cisternas varían entre 1.000 y 6.000 galones. Una manera más económica de almacenar y transportar volúmenes pequeños de residuos (menos de 500 galones) consiste en almacenarlos en 6-2
cilindros y transportarlos en camiones de plataforma. Un cilindro industrial estándar tiene 55 galones de capacidad y se usa especialmente cuando en una sola planta se generan volúmenes pequeños de residuos diferentes e incompatibles. Durante el diseño de una PTRP, se elaboran mapas de transporte que muestran la ubicación de las PYME en relación con las carreteras, vías ferroviarias y rutas navegables. Los elementos específicos del diseño de un sistema de recolección y transporte incluyen: 1) selección del material del contenedor adecuado de acuerdo con el tipo de residuo que será transportado; 2) elección del tipo y tamaño de los vehículos para que sean compatibles con las rutas de transporte disponibles; 3) determinación del número de vehículos que garantice la recolección según el volumen de residuos generados con un margen de seguridad para los retrasos y mantenimiento y 4) desarrollo de procedimientos operativos seguros para hacer el seguimiento, manejo y transporte de materiales peligrosos. 6.1.3 Centros o estaciones de transferencia Una PTRP capaz de manejar la amplia variedad de residuos peligrosos generados en una región puede estar muy alejado de muchas PYME como para permitir un transporte eficiente y directo al centro. Los centros de transferencia permiten la clasificación y mezcla preliminar de residuos compatibles, lo que facilita su proceso y tratamiento al llegar a la PTRP. El almacenamiento de residuos en centros de transferencia también facilita la compensación de volúmenes de diferentes tipos de residuos para garantizar posteriormente la operación eficiente de la PTRP. La ubicación es una consideración clave en el diseño de los centros de transferencia. Estos deben estar cerca de las principales rutas de transporte (líneas ferroviarias, carreteras) para facilitar el transporte de grandes volúmenes de residuos del centro de transferencia a la PTRP. Un centro de transferencia debe tener un área de terreno suficiente para almacenar temporalmente los residuos que se encuentran en los contenedores y quizás almacenar un mayor volumen de varios tipos de efluentes. Otros elementos importantes del diseño incluyen: (1) diseño de instalaciones para el análisis químico de residuos a fin de clasificarlos y probar su compatibilidad (véase la sección 6.1.4), y (2) diseño de sistemas de contención para proteger a los trabajadores del centro y poblaciones vecinas de la exposición a materiales peligrosos. 6-3
6.1.4 Caracterización y clasificación de los residuos recibidos Los residuos que se reciben en una PTRP deben caracterizarse y clasificarse con exactitud para evitar riesgos al mezclar residuos incompatibles y asegurar que el volumen de los residuos no exceda los límites de diseño de los procesos de tratamiento. Los riesgos potenciales de mezclar residuos peligrosos incompatibles incluyen: explosiones incendios generación de gases inflamables generación de gases tóxicos generación de calor solubilidad de toxinas. La figura 6-1 identifica combinaciones potencialmente incompatibles de 12 tipos de residuos peligrosos. La compatibilidad es importante cuando se mezclan distintos residuos para crear lotes grandes que serán tratados por un proceso específico. La compatibilidad también es de interés cuando se diseñan instalaciones para el almacenamiento de residuos. El diseño debe minimizar la posibilidad de descargas accidentales de residuos incompatibles. Generalmente, para las pruebas de compatibilidad se usan pruebas de selección que no requieren un equipo de laboratorio complejo ni costoso. Estas pruebas se aplican usualmente durante la recolección cuando los efluentes se mezclan en el contenedor de transporte o en los centros de transferencia. Una PTRP debe contar con un laboratorio capaz de realizar análisis precisos de una amplia variedad de sustancias orgánicas e inorgánicas. Los análisis de laboratorio permiten identificar residuos que exceden las especificaciones para los procesos de tratamiento continuo. Los residuos fuera de las especificaciones deben tratarse con un método alternativo o modificarse mediante la mezcla con otros residuos hasta que cumplan con las especificaciones. Los análisis de laboratorio también se usan para caracterizar los residuos que son tratados mediante procesos químicos discontinuos a fin de determinar los productos químicos requeridos para completar las reacciones. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) (1984a) brinda orientación detallada sobre la formulación de planes para el análisis de residuos. El apéndice A contiene varias listas de verificación que pueden ser útiles para formular planes de análisis de residuos y una lista de métodos simples de la American Society for Testing and Material (ASTM) para seleccionar las características de los residuos. El apéndice E también incluye una bibliografía con las referencias principales sobre métodos para el análisis químico de residuos y aguas residuales. 6-4
Figura 6-1. Compatibilidad de residuos peligrosos seleccionados (Batstone y otros, 1989) 6.2 ALTERNATIVAS PARA LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES PELIGROSAS Al igual que las PCTE, los métodos de tratamiento de aguas residuales industriales peligrosas pueden clasificarse ampliamente como físicos, químicos y biológicos. Los métodos físicos para la separación de componentes (por ejemplo, por gravedad, filtración) presentados en la sección 5.2 para las PCTE se aplican de la misma manera a aguas residuales peligrosas y se usan generalmente para los mismos fines incluidos: (1) tratamiento preliminar (véase la sección 5.2.1) y primario (véase la sección 5.2.2) para remover sólidos sedimentables y (2) sistemas de clarificación (véase la sección 5.2.2) para remover impurezas y precipitados floculados después de procesos químicos que generan sólidos suspendidos. La figura 6-2 identifica las variedades operativas de diferentes métodos para el tratamiento físico de aguas residuales industriales. Los métodos de tratamiento físico pueden clasificarse como métodos de separación por componentes que usan el tamaño o densidad como factor primario de separación y métodos de separación por fases que operan generalmente en el nivel iónico y molecular para separar los contaminantes del líquido matriz. Sin embargo, algunos métodos de separación por fases también operan dentro del rango del tamaño molecular, como lo muestra la figura 6-2. 6-5
Esta sección se centra en los métodos de tratamiento físicos de separación por fases y químicos que se usan comúnmente para tratar aguas residuales industriales peligrosas. La mayoría de los procesos químicos tratados en esta sección también son apropiados para el pretratamiento de aguas residuales en las PYME antes de su descarga a un PCTE. Cuando se usan en el lugar, los residuos que se transportarían para el tratamiento en una PTRP serían principalmente los residuos (efluentes y lodos concentrados) generados por estos procesos. Cuando las aguas residuales tóxicas no han sido pretratadas ni descargadas a una PCTE, éstas deben recolectarse y transportarse a una PTRP donde se usarán los mismos procesos de tratamiento o similares. La ventaja del pretratamiento de aguas residuales industriales en el lugar es que se puede enviar un volumen mucho menor de residuos más concentrados a la PTRP. Los métodos físicos de separación por fases tratados en esta sección incluyen: Separación por aire (sección 6.2.1) Adsorción por carbón (sección 6.2.2) Ósmosis inversa (sección 6.2.3) Ultrafiltración (sección 6.2.3) Extracción por dióxido de carbono líquido (sección 6.2.3) Figura 6-2. Variedades operativas de métodos para el tratamiento de aguas residuales industriales (Fresenius y otros, 1989) 6-6
Los métodos de tratamiento químico presentados en esta sección incluyen: Neutralización (sección 6.2.4) Precipitación química (sección 6.2.5) Destrucción de cianuro (sección 6.2.6) Reducción de cromo (sección 6.2.7) Recuperación electrolítica (sección 6.2.8) Intercambio de iones (sección 6.2.9) Ozonización (sección 6.2.10). La descripción de estos materiales se extrajeron en gran parte del Development document for proposed effluent limitations guidelines and standards for the centralized waste treatment industry, de la EPA. Este informe contiene muchos datos útiles sobre el rendimiento de los métodos de tratamiento usados en el tratamiento centralizado de residuos industriales. Los métodos de tratamiento biológico aplicables a las aguas residuales tóxicas se tratan brevemente en la sección 6.2.11. El apéndice B presenta referencias que incluyen información más detallada sobre el diseño para procesos específicos. 6.2.1 Separación por aire La separación por aire es un método efectivo de tratamiento para remover compuestos orgánicos volátiles disueltos de las aguas residuales. La remoción se realiza al pasar grandes volúmenes de aire a través de una corriente agitada de aguas residuales. El proceso produce una corriente de gases contaminados que, según las normas de emisión de aire, generalmente requieren el tratamiento mediante un equipo de control de la contaminación del aire. La separación puede realizarse en tanques o en torres compactas rociadoras o de absorción empacada. El tratamiento en torres de absorción empacada es la aplicación más eficiente y normalmente consta de anillos o estribos de plástico. Las torres usadas con mayor frecuencia son de flujo transversal y a contracorriente, las cuales difieren en el diseño solo por la ubicación de las entradas de aire. Las torres de flujo transversal extraen el aire de los lados para la altura total del empaque. La torre a contracorriente extrae todo el flujo de aire del fondo. Las torres de flujo transversal son más susceptibles a los problemas y menos eficientes que las torres a contracorriente. La figura 6-3 muestra un separador por aire a contracorriente. 6-7
Figura 6-3. Diagrama del sistema de separación por aire (EPA, 1995) La figura 6-3-a muestra una variante del sistema de separación de aire a contracorriente Figura 6-3-a. Lavador de lecho compacto Fuente: Productos químicos. Planes de acción para mejoramiento ambiental. Manual para empresarios de la PYME. Santafé de Bogotá: Sir Speedy, Impresiones Daza Aragón Ltda. 6-8
Así mismo, el factor clave en la transferencia de masa de la separación por aire es la diferencia de concentración entre el aire y el líquido. Los contaminantes se transfieren de la corriente de aguas residuales más concentrada a la corriente de aire menos concentrada hasta lograr un equilibrio; esta relación de equilibrio se conoce como la ley de Henry. La separación de un contaminante se expresa como la constante de la ley de Henry, que depende de su volatilidad y solubilidad. Los separadores por aire están diseñados de acuerdo con las características de los contaminantes que van a removerse. Los contaminantes orgánicos pueden dividirse en tres rangos generales de separación (bajo, medio y alto) según sus constantes de la ley de Henry. El grupo de separación baja, con constantes de 10-3 (mg/m 3 aire)/(mg/m 3 agua) y menores, no es removido de manera efectiva mediante la separación por aire. Los contaminantes del grupo medio (10-1 a 10-3 ) y alto (mayor que 10-1 ) sí se separan efectivamente. Los contaminantes con constantes menores requieren mayor altura de la columna, material de empaque, presión, temperatura y una limpieza más frecuente que los contaminantes con una mayor capacidad de separación. Las temperaturas bajas afectan el proceso de separación por aire. A temperaturas inferiores, los separadores por aire son menos eficientes y pueden congelarse dentro de la torre. Por este motivo, según la ubicación de la torre, puede requerirse el precalentamiento de las aguas residuales y aire. La columna y los materiales de empaque deben limpiarse con frecuencia para garantizar niveles bajos de efluentes. La separación por aire ha resultado ser un proceso efectivo para la remoción de contaminantes volátiles de las aguas residuales. Generalmente, está limitado a las concentraciones de afluentes de sustancias orgánicas menores de 100 mg/l. Los sistemas bien diseñados y operados pueden lograr más de 99% de remoción. 6.2.2 Adsorción de carbón La adsorción de carbón activado es una tecnología de tratamiento para la remoción de contaminantes orgánicos de aguas residuales. La mayoría de aplicaciones usa carbón activado granulado (CAG) en reactores de columna. Algunas veces, el carbón activado en polvo (CAP) se usa solo o con otro proceso, por ejemplo, con el tratamiento biológico. El método usado con mayor frecuencia es el CAG; sin embargo, en la figura 6-4 se presenta el diagrama de un sistema de CAG de lecho fijo con flujo descendente. 6-9
Figura 6-4. Diagrama de un sistema de adsorción de carbón (EPA, 1995) El mecanismo de adsorción es una combinación de interacciones físicas, químicas y electrostáticas entre el carbón activado y el adsorbido, aunque la atracción es básicamente física. El carbón activado puede obtenerse de muchas fuentes de carbono, incluidos el carbón, coque, turba, madera y cáscaras de coco. El parámetro clave del diseño es la capacidad de adsorción, es decir, una medición de la masa de contaminantes adsorbidos por masa unitaria de carbón, que depende del compuesto adsorbido, tipo de carbón usado, diseño del proceso y condiciones de operación. En general, la capacidad de adsorción es inversamente proporcional a la solubilidad adsorbida. Las sustancias orgánicas no polares, de alto peso molecular y baja solubilidad son adsorbidas fácilmente, mientras que las sustancias orgánicas de bajo peso molecular y alta solubilidad, son adsorbidas de manera más lenta. La adsorción se ve afectada por la competitividad entre los compuestos. El carbón puede preferir adsorber un compuesto en vez de otro y la competencia resulta en un compuesto adsorbido que a su vez es desorbido por el carbón. En un sistema de lecho fijo se remueven grandes cantidades de contaminantes a medida que las aguas residuales fluyen a través del lecho. En el área superior del lecho, los contaminantes se adsorben de manera más rápida. A medida que se eleva la cantidad de aguas residuales que fluye por el lecho, esta zona de rápida adsorción se incrementa hasta llegar al fondo del lecho. En ese punto, se llenan todos los sitios de adsorción disponibles y el carbón se 6-10
agota. Esta condición puede detectarse por el aumento de la concentración de contaminantes del efluente del lecho, lo que se denomina ruptura. Generalmente, los sistemas de CAG comprenden varios lechos operados en serie. Ese diseño permite la extracción del primer lecho, mientras los otros aún tienen capacidad de tratar efluentes de calidad aceptable. El carbón en el primer lecho se reemplaza y el segundo lecho se convierte en el lecho principal. La tubería del sistema de CAG está diseñada para permitir el cambio de orden de los lechos. Una vez que se agota el carbón, puede removerse y regenerarse. Generalmente, se usa calor o vapor para revertir el proceso de adsorción. Los compuestos orgánicos ligeros se volatilizan mientras que los compuestos orgánicos pesados se pirolizan. El carbón agotado también puede regenerarse a través del contacto con un solvente que disuelva los contaminantes adsorbidos. Según el tamaño y economía del sistema, algunas plantas pueden optar por disponer el carbón agotado en lugar de regenerarlo. Para aplicaciones muy grandes, como en el caso de una PTRP, se puede justificar la construcción de una planta de regeneración en el terreno. Para aplicaciones pequeñas resulta más eficiente en función de los costos usar un servicio de vendedores para entregar el carbón regenerado y remover el agotado. Estos vendedores transportan el carbón agotado a sus plantas centralizadas para regenerarlos. La adsorción de CAG es una tecnología ampliamente usada para tratar aguas residuales. Usualmente, la demanda química de oxígeno (DQO) de los residuos puede reducirse a menos de 10 mg/l y la demanda biológica de oxígeno (DBO) a menos de 2 mg/l. La eficiencia de remoción está en un rango de 30 a 90%. Algunas veces, el bajo rendimiento de los sistemas de CAG es el resultado de la adsorción competitiva entre compuestos residuales. El cloruro de metileno contaminante se usa con frecuencia para medir la competencia de adsorción en un sistema de CAG, ya que es fácilmente adsorbido y desorbido por los compuestos competitivos. Por consiguiente, las tasas bajas de remoción de cloruro de metileno muestran los efectos de la adsorción competitiva. El aceite y grasa pueden perjudicar el rendimiento del CAG al revestir las partículas de carbón, lo que inhibe el proceso de adsorción. Un límite comúnmente aplicado para cargas de aceite y grasa en un sistema de CAG es 10 mg/l. Los sólidos suspendidos también afectan el rendimiento del CAG porque obstruyen el lecho, lo que produce una pérdida excesiva de carga. Un límite de carga comúnmente usado para sólidos suspendidos totales (SST) en un sistema de CAG es de 50 mg/l. En los Estados Unidos, se observó un bajo rendimiento de las unidades de CAG en las plantas centralizadas de tratamiento de residuos, posiblemente debido a la dificultad inherente de las unidades operativas de adsorción de carbón para diferentes residuos (EPA, 1995). 6.2.3 Otras tecnologías de tratamiento físico En los Estados Unidos, otras tecnologías de tratamiento físico usadas con menor frecuencia en el tratamiento centralizado de residuos incluyen: 6-11
ósmosis inversa ultrafiltración extracción de dióxido de carbono líquido. La ósmosis inversa (OI) es un proceso para separar sólidos disueltos del agua. Se usa generalmente para tratar aguas residuales aceitosas o que contienen metales. La OI se aplica cuando las moléculas de sustancias disueltas tienen aproximadamente el mismo tamaño que las moléculas de solventes. Para realizar la separación se usa una membrana semi-permeable y microporosa y presión. Por lo general, los sistemas de OI se usan normalmente como procesos de pulimento al final del proceso industrial, antes de la descarga final de las aguas residuales tratadas. La ósmosis es la difusión de un solvente (como el agua) a través de una membrana semipermeable, de una solución menos concentrada a una solución más concentrada. En el proceso de ósmosis inversa se aplica una presión mayor que la presión osmótica normal a la solución más concentrada (los residuos tratados), lo que fuerza el agua purificada a través de la membrana hacia la corriente menos concentrada, lo que se denomina el filtrado. Las sustancias disueltas de bajo peso molecular (por ejemplo, sales y algunos tensoactivos) no pasan a través de la membrana. Se les conoce como concentrado. El concentrado recircula a través de la unidad membranosa hasta que se reduce el flujo filtrado. El filtrado puede descargarse o pasar a otra unidad de tratamiento. El concentrado se conserva y se mantiene para su posterior tratamiento o disposición. La figura 6-5a presenta un sistema de OI. El rendimiento de un sistema de OI depende de la concentración de sólidos disueltos y temperatura del afluente de aguas residuales, la presión aplicada y el tipo de membrana. Las propiedades claves de la membrana de OI que deben considerarse son la selección del agua sobre los iones, tasa de permeabilidad y durabilidad. Los módulos de OI están disponibles con membranas de diversas configuraciones, tales como espiral, tubular, fibra hueca, placa y armazón. Además de las membranas, otros elementos esenciales para la instalación de una OI son las bombas, tuberías, instrumentos y tanques de almacenamiento. El mayor costo de operación se debe al reemplazo de membranas. La EPA (1995) presenta datos sobre el rendimiento de una unidad simple con una reducción promedio de 87,4% en la concentración de aceite y grasa. El aluminio, bario, calcio, cromo, cobalto, hierro, magnesio, manganeso, níquel y titanio se redujeron en más de 98%. La ultrafiltración (UF) se usa para el tratamiento de aguas residuales del acabado de metales y residuos aceitosos. Puede remover sustancias con pesos moleculares mayores de 500, incluidos sólidos suspendidos, aceite y grasa, moléculas orgánicas grandes y metales pesados complejos. La UF se usa cuando las moléculas de sustancias disueltas son 10 veces más grandes que las moléculas solventes y son menores que medio micrón. El tratamiento centralizado de residuos usa la UF para tratar emulsiones de aceite con agua que contienen aceite soluble e insoluble. Generalmente, el aceite insoluble se remueve de la emulsión mediante la separación por gravedad con ayuda de la adición química. Luego, el aceite soluble se remueve a través de la UF. Las aguas residuales aceitosas que contienen 0,1 a 10% de aceite pueden ser tratadas de 6-12
manera efectiva mediante la UF. Por lo general, un sistema de UF se usa como una tecnología de tratamiento en la planta, ya que trata la emulsión de aceite con agua antes de que se mezcle con otras aguas residuales. Un sistema de UF es similar a la ósmosis inversa (véase la figura 6-5a); solo difiere en las características de la membrana y en que el UF se diseña con un rociador de agua, que opera como un lavador a contracorriente para limpiar la membrana. En la UF, una membrana semipermeable y microporosa realiza la separación. Las aguas residuales se envían a través de los módulos de membrana bajo presión. El agua y las sustancias disueltas de bajo peso molecular (por ejemplo, sales y algunos tensoactivos) pasan a través de la membrana y se remueven. La membrana rechaza el aceite emulsionado y los sólidos suspendidos, que se remueven como concentrado. El concentrado recircula por la unidad membranosa hasta reducir el flujo del filtrado. El filtrado puede descargarse o pasar a otra unidad de tratamiento. El concentrado se conserva para su posterior tratamiento o disposición. Figura 6-5. Otras tecnologías de tratamiento físico: (a) ósmosis inversa, (b) extracción de dióxido de carbono líquido o sistema de extracción limpia (EPA, 1995) 6-13
La consideración básica del diseño en la UF es la selección de las membranas. El tamaño de los poros de la membrana se elige según el tamaño de las partículas del contaminante que va a ser removido. Otros parámetros de diseño que deben considerarse son la concentración de sólidos, viscosidad, temperatura del afluente de aguas residuales y permeabilidad y espesor de la membrana. La EPA de los Estados Unidos (1995) presenta datos sobre el rendimiento de un sistema de UF que trata aguas residuales aceitosas. El sistema removió 87,5% del aceite y grasa efluentes y 99,9% de los SST. La remoción de varios contaminantes orgánicos y metálicos excedió 90%. La extracción de dióxido de carbono líquido (CO 2) se usa para extraer y recuperar los contaminantes orgánicos de residuos acuosos. Una aplicación autorizada y comercial de esta tecnología, el "sistema de extracción limpia (SEL), se usa en el tratamiento centralizado de residuos. Si bien el proceso es efectivo para la remoción de sustancias orgánicas, tales como hidrocarburos, aldehídos, cetonas, nitrilos, compuestos halogenados, fenoles, ésteres y heterocíclicos, no lo es para la remoción de algunos compuestos que son muy solubles en agua, tales como glicol de etileno y alcoholes de bajo peso molecular. Puede ser una alternativa para el tratamiento de residuos que por lo general eran incinerados. Los residuos ingresan a la parte superior de una torre de extracción a presión que contiene placas perforadas, donde se contacta con un flujo a contracorriente de CO 2 licuado. Los contaminantes orgánicos en los residuos se disuelven en el CO 2 ; luego, ese extracto pasa a un separador que vuelve a destilar el CO 2. El destilado de vapor de CO 2 se comprime y se vuelve a usar. Luego, las sustancias orgánicas concentradas en el fondo del separador pueden disponerse o recuperarse. Las aguas residuales tratadas que salen del extractor tienen presión reducida y, en caso sea necesario cumplir con los estándares de disposición, puede tratarse posteriormente para la remoción de sustancias orgánicas residuales. La figura 6-5b presenta el diagrama de un SEC. Los datos operativos piloto para una unidad de SCE comercial muestran alta remoción de compuestos orgánicos de cloroformo, 1,2-dicloroetano, etilbenceno, cloruro de metileno y tolueno, con tasas que generalmente exceden 99% (la remoción de fenoles fue la más deficiente, con 83%). La EPA probó una unidad de operación de SEC y encontró tasas de remoción significativamente inferiores que varían entre 48 y 88%. 6.2.4 Neutralización Generalmente, los residuos corrosivos ácidos (ph menor que 2) y residuos corrosivos alcalinos (ph mayor que 12,5) requieren neutralización antes de usar los siguientes procesos de tratamiento para limitar la corrosión del equipo y mejorar la eficiencia del tratamiento. Con frecuencia, se requiere la neutralización o ajuste de ph para residuos no clasificados como corrosivos a fin de optimizar procesos químicos como la precipitación (véase la sección 6.2.5) y el tratamiento biológico. 6-14
Los principales procesos de neutralización incluyen (1) mezcla de residuos ácidos y alcalinos, (2) uso de materiales alcalinos para neutralizar ácidos (piedra caliza, cal y soda cáustica) y (3) uso de reactivos ácidos para neutralizar residuos alcalinos (ácido sulfúrico, ácido clorhídrico, ácidos carbónicos y dióxido de carbono líquido). El cuadro 6-1 presenta un resumen sobre estos procesos que incluyen: los residuos aplicables etapa de desarrollo rendimiento residuos generados costo. El método más simple y menos costoso consiste en mezclar residuos ácidos y alcalinos, siempre que sean compatibles. Generalmente, los residuos que contienen cianuro requieren tratamiento para destruirlo (véase la sección 6.2.6) antes de la neutralización. Normalmente, existe una compensación entre el costo de los reactivos, el lapso requerido para la neutralización y el volumen de lodo generado por el proceso. Por lo general, los métodos menos costosos requieren mayor tiempo para la neutralización debido a concentraciones más diluidas de reactivos. Los reactivos menos costosos, tales como piedra caliza, cal y ácido sulfúrico también tienden a producir mayor volúmen de lodos. La selección del método de neutralización requiere evaluar la compatibilidad de los residuos y los reactivos disponibles. La selección también requiere balancear el costo de los reactivos frente a la velocidad de neutralización y el costo de disposición de lodos. La sección 6.4.2 trata las opciones adicionales para el tratamiento y uso de residuos corrosivos. 6.2.5 Precipitación química La precipitación química se usa para remover compuestos metálicos de las aguas residuales. En el proceso de precipitación química, los iones metálicos solubles y ciertos aniones se convierten en formas insolubles que se precipitan de la solución. Los metales precipitados se remueven posteriormente de las aguas residuales mediante filtración líquida o clarificación. Las interacciones químicas, temperatura, ph, solubilidad y efectos de la mezcla afectan el rendimiento del proceso. 6-15
Cuadro 6-1 Resumen de las tecnologías de neutralización (Wilk y otros, 1988) Proceso Neutralización mutua de ácidos/álcalies Residuos aplicables Todos los residuos ácidos alcalinos compatibles salvo cianuro Etapa de desarrollo Bien desarrollada Rendimiento Residuos generados Costo Generalmente más lento que las tecnologías comparables debido a las concentraciones diluidas de reactivos. La mezcla de residuos incompatibles puede generar residuos peligrosos Variable, depende de la cantidad de insolubles y productos contenidos en los residuos Menos costoso que las otras tecnologías de neutralización Piedra caliza Los residuos ácidos diluidos con menos de 5,000 mg/l de ácidos minerales fuertes con bajas concentraciones de sales ácidas Bien desarrollada Requiere piedras de 0,074 mm o menos. Requiere 45 minutos o más de tiempo de retención. Solo puede neutralizar residuos ácidos a ph 6,0. Debe aerearse para remover el CO 2 producido Generará grandes cantidades de lodo cuando reaccione con residuos que contienen sulfato. Las piedras que pasan por una malla de 200 se sulfatarán, se volverán inactivas y se agregarán al lodo Más eficiente en función de los costos para el tratamiento de residuos concentrados. Puede ser eficiente en función de los costos para el tratamiento de residuos ácidos diluidos Cal Todos los residuos ácidos Bien desarrollada Requiere entre 15 y 30 minutos de tiempo de retención. Debe aguarse a una concentración de 10 a 35% de sólidos antes de su uso. Puede sub (por debajo de ph 7) o sobre (por encima de ph 7) neutralizarse Generará grandes cantidades de lodo similar a la piedra caliza Más costoso que la piedra caliza triturada (malla de 200) Soda cáustica Todos los residuos ácidos Bien desarrollada Requiere entre 3 y 15 minutos de tiempo de retención. En forma líquida, es fácil de manejar y aplicar. Puede sub o sobre neutralizarse incluso a ph 13 o superior Los productos reactivos generalmente son solubles, sin embargo, los lodos no se deshidratan tan fácilmente como la cal o piedra caliza Más costoso que todos los reactivos alcalinos usados (cinco veces el costo de la cal) Ácido sulfúrico Todos los residuos alcalinos salvo cianuro Bien desarrollada Requiere entre 15 y 30 minutos de tiempo de retención. De forma líquida, pero presenta riesgo de quemaduras. Altamente reactivo y ampliamente disponible Generará grandes cantidades de lodo de yeso cuando reaccione con residuos alcalinos que contienen calcio Menos costoso que todos los reactivos ácidos usados Ácido clorhídrico Todos los residuos alcalinos Bien desarrollada, pero pocas veces aplicadas debido al alto costo del residuo Requiere entre 5 y 20 minutos de tiempo de retención. En forma líquida presenta riesgos de quemadura y humos. Más reactivo que el sulfuro Los productos reactivos generalmente son solubles Aproximadamente el doble de costoso que el sulfuro sobre una base equivalente de neutralización Ácidos carbónicos, dióxido de carbono líquido Todos los residuos, salvo cianuro Tecnología incipiente Tiempo de retención de 1 a 1 ½ minuto. En forma líquida, debe vaporizarse antes de su uso. Solo puede neutralizar residuos alcalinos a un ph final de 8.3 Formará precipitado de carbonato de calcio cuando reaccione con residuos alcalinos que contienen calcio Entre 3 a 4 veces más costoso que el sulfuro. Por ello se limita a aplicaciones que sean más de 200 toneladas de reactivos al año o con una tasa de flujo mayor a 100.000 gpd Se puede usar diversos productos químicos como precipitadores, incluido el hidróxido de sodio (NaOH), cal (Ca(OH) 2 ), ceniza de soda, sulfuro, sulfato ferroso y ácido. La 6-16
precipitación del hidróxido es efectiva para la remoción de metales, tales como antimonio, arsénico, cromo, cobre, plomo, mercurio, níquel y cinc. La precipitación de sulfuro remueve principalmente mercurio, plomo y plata. El medio de precipitación química usado con mayor frecuencia es la precipitación de hidróxido que usa cal o soda cáustica. Generalmente se usa la cal debido a su bajo costo. Sin embargo, es más difícil de manejar e introducir, ya que debe ser apagada, aguada y mezclada y puede obstruir las líneas del sistema de alimentación. La cal también produce un mayor volumen de lodo que no es apropiado para la recuperación por su naturaleza homogénea. Además, el lodo metálico deshidratado generalmente se vende a fundiciones para su reúso y los compuestos de calcio en el lodo de la precipitación con cal interfiere en la fundición. Usualmente, se puede recuperar los metales del lodo de la precipitación cáustica. A continuación, se muestra el mecanismo de reacción para la precipitación con cal de un metal bivalente: M ++ + Ca(OH) 2 M(OH) 2 + Ca ++ es: El mecanismo de reacción para la precipitación con soda cáustica de un metal bivalente M ++ + 2NaOH M(OH) 2 + 2Na ++ Además de elegir el tipo de tratamiento químico, otro factor importante del diseño de la precipitación es el ph. Los hidróxidos metálicos son anfóteros, es decir, pueden reaccionar químicamente como ácidos o bases. Como tales, su solubilidad se incrementa con niveles inferiores o mayores de ph. Por ello, cada metal tiene un ph óptimo para la precipitación que corresponde a su punto de solubilidad mínima. Otra consideración clave en la aplicación de la precipitación química es el tiempo de retención, que depende de las aguas residuales tratadas y la calidad esperada del efluente. Para lograr una precipitación adecuada de los compuestos metálicos disueltos se puede requerir desde menos de una hora hasta varios días. La precipitación química es un proceso de dos etapas que se realiza a través de operaciones discontinuas donde las aguas residuales se mezclan primero para el tratamiento químico en un tanque. Normalmente, la mezcla se logra por medios mecánicos con mezcladores o bombeo recirculante. Luego, las aguas residuales experimentan un proceso de separación y deshidratación, como la clarificación o filtración, donde los metales precipitados se remueven de la solución. Algunas veces, en un sistema de clarificación, se agrega un floculante para facilitar el proceso de sedimentación. El lodo resultante del clarificador o filtro debe tratarse, disponerse o reciclarse posteriormente. En la figura 6-6 se muestra un sistema típico de precipitación química. 6-17
Figura 6-6. Diagrama de un sistema de precipitación química (EPA, 1995) La operación discontinua hace que el proceso sea de fácil adaptación para el tratamiento en las PTRP, donde los residuos recibidos pueden variar ampliamente. Una planta puede conservar sus residuos y separarlos para el tratamiento según el contenido de contaminantes. Ese tipo de manejo, denominado precipitación selectiva de metales, puede implementarse y concentrarse en uno o dos contaminantes importantes. Esta aplicación de la precipitación química usa varios tanques para permitir que la planta separe sus residuos en lotes más pequeños a fin de evitar la interferencia con otros afluentes e incrementar la eficiencia del tratamiento. Estas operaciones específicas también producen ciertos lodos que contienen determinados metales que se vuelven apropiados para su recuperación. La calidad del efluente que puede lograrse mediante la precipitación química depende de los metales presentes en las aguas residuales y de las condiciones de operación del proceso. Esta tecnología se usa ampliamente, con posibles eficiencias de remoción superiores a 99% y generalmente remueve contaminantes metálicos hasta niveles de 1µg/L o menos. 6.2.6 Destrucción de cianuros El cianuro es un contaminante muy tóxico y, por consiguiente, los residuos que contienen cianuro son una gran preocupación ambiental. Las operaciones de galvanoplastia y acabado de metales producen la mayoría de residuos con cianuro. Por lo menos una docena de tecnologías de destrucción del cianuro están disponibles, pero generalmente, solo se usan seis: cloración 6-18
alcalina, ozonización, ozonización con irradiación, hidrólisis electrolítica, oxidación con peróxido de hidrógeno y precipitación (Weathington, 1988). El método usado con mayor frecuencia es la cloración alcalina con cloro gaseoso o hipoclorito de sodio. La figura 2-9 presenta el diagrama de un sistema de cloración alcalina. La cloración alcalina puede destruir el cianuro de hidrógeno disuelto libre y puede oxidar todos los cianuros simples y algunos cianuros inorgánicos complejos; sin embargo, no puede oxidar de manera efectiva complejos estables de hierro, cobre ni cianuro de níquel. La adición de calor al proceso de cloración alcalina puede facilitar la destrucción total de cianuros. En la cloración alcalina con cloro gaseoso, el proceso de oxidación se logra mediante la adición directa de cloro (Cl 2 ) como oxidante e hidróxido de sodio (NaOH) para mantener los niveles de ph (véase la figura 2-9). El mecanismo de reacción es: NaCN + Cl 2 + 2NaOH NaCNO + NaCl + H 2 0 2NaCNO + 3Cl 2 + 6NaOH 2NaHCO 3 + N 2 + 6NaCl + 2H 2 0 La destrucción de cianuros se realiza en dos etapas. La reacción primaria es la oxidación parcial de cianuro a cianato con un ph superior a 9. En la segunda etapa, el ph se reduce al rango de 8 a 8,5 para la oxidación de cianato a nitrógeno y dióxido de carbono (como bicarbonato de sodio). Cada parte de cianuro requiere 2,73 partes de cloro para convertirlo a cianato y 4,1 partes adicionales de cloro para oxidar el cianato a nitrógeno y dióxido de carbono. Se requiere al menos 1,125 partes de hidróxido de sodio para controlar el ph en cada etapa. La cloración alcalina también puede realizarse con hipoclorito de sodio (NaOCl) como oxidante. La oxidación de residuos de cianuro que usan hipoclorito de sodio es similar al proceso de cloro gaseoso. El mecanismo de reacción es: NaCN + NaOCl 2NaCNO + 3NaOCl + H 2 O NaCNO + NaCl 2NaHCO 3 + N 2 + 3NaCl Con esta tecnología, se puede lograr una destrucción eficiente de cianuros superior a 99%, pero puede variar en gran medida según las formas de cianuro presente. 6.2.7 Reducción de cromo La reducción es una reacción química mediante la cual se transfieren electrones de un producto químico a otro. La reducción química en el tratamiento de aguas residuales se aplica especialmente para la reducción de cromo hexavalente a cromo trivalente. Este pretratamiento se usa comúnmente en la industria de curtido de pieles (véase la sección 2.3.3) y en la galvanoplastia (véase la sección 2.3.5). La reducción permite la precipitación del cromo trivalente de la solución junto con otras sales metálicas. El dióxido de azufre, bisulfito de sodio, 6-19
metabisulfito de sodio y sulfato ferroso son agentes reductores fuertes usados con frecuencia en el tratamientos de aguas residuales industriales. Aquí se tratan dos tipos de reducción de cromo: reducción mediante metabisulfito de sodio o bisulfito de sodio reducción mediante dióxido de azufre gaseoso. La figura 2-9 muestra el diagrama de un sistema de reducción de cromo que usa dióxido de azufre gaseoso. Las reacciones de la reducción de cromo son favorecidas con un ph bajo de 2 a 3. En niveles de ph por encima de 5, la tasa de reducción es lenta. Los agentes oxidantes, como el oxígeno disuelto y hierro férrico, interfieren con el proceso de reducción al consumir el agente reductor. Después del proceso de reducción, el cromo trivalente se remueve mediante precipitación química. Básicamente, la reducción de cromo que usa metabisulfito de sodio (Na 2 S 2 O 5 ) y bisulfito de sodio (NaHSO 3 ) es similar. El mecanismo para la reacción que usa bisulfito de sodio como agente reductor es: 3NaHSO 3 + 3H 2 SO 4 + 2H 2 Cro 4 Cr 2 (SO 4 ) 3 + 3NaHSO 4 + 5H 2 O La cantidad adecuada de bisulfito de sodio permite que el cromo hexavalente se reduzca a cromo trivalente; el ácido sulfúrico se usa para reducir el ph de la solución. La cantidad de metabisulfito de sodio requerido para reducir el cromo hexavalente se presenta como tres partes de bisulfito de sodio por parte de cromo, mientras que la cantidad de ácido sulfúrico es una parte por parte de cromo. El tiempo de retención es de aproximadamente 30 a 60 minutos. Un segundo proceso usa dióxido de azufre (SO 2 ) como agente reductor. El mecanismo de reacción es: 3SO 2 + 3H 2 O 3H 2 SO 3 3H 2 SO 3 + 2H 2 CrO 4 Cr 2 (SO 4 ) 3 + 5H 2 O El cromo hexavalente se reduce a cromo trivalente mediante el dióxido de azufre y se usa ácido sulfúrico para reducir el ph de la solución. La cantidad de dióxido de azufre requerido para reducir el cromo hexavalente se presenta como 1,9 partes de dióxido de azufre por parte de cromo, mientras que la cantidad de ácido sulfúrico es una parte por parte de cromo. Con un ph de 3, el tiempo de retención es aproximadamente 30 a 45 minutos. La EPA (1995) informó una eficiencia en la reducción de cromo hexavalente de 99,99% para el proceso con dióxido de azufre en una planta centralizada. Otra planta que usa el proceso de reducción de cromo con metabisulfito de sodio experimentó un aumento en la concentración hexavalente, lo cual indica que es importante controlar cuidadosamente el proceso para lograr los objetivos del tratamiento. 6-20
6.2.8 Recuperación electrolítica La recuperación electrolítica se usa para metales de las aguas residuales. Es una tecnología común en las industrias de galvanoplastia, minería y electrónica para recuperar cobre, cinc, plata, cadmio, oro y otros metales pesados. El níquel no se recupera totalmente debido a su bajo potencial estándar. El proceso de recuperación electrolítica usa una reacción oxidante y reductora. Los electrodos conductores (ánodos y cátodos) están inmersos en las aguas residuales que contienen metales y reciben energía. En el cátodo, un ion metálico se reduce a su forma elemental (reacción que consume electrones). A su vez, en el ánodo se forman gases tales como oxígeno, hidrógeno o nitrógeno (reacción que produce electrones). Una vez que el revestimiento metálico del cátodo alcanza el espesor deseado, puede removerse y recuperarse. Luego, el cátodo recubierto de metal puede usarse como ánodo. El equipo consta de un reactor electroquímico con electrodos, un sistema de salida de gases, bombas recirculantes y una fuente de energía. La figura 6-7 presenta el diagrama de un sistema de recuperación electrolítica. Los reactores electroquímicos están diseñados comúnmente para producir altas tasas de flujo a fin de aumentar la eficiencia del proceso. Un sistema convencional de recuperación electrolítica es efectivo para la recuperación de metales de aguas residuales con concentraciones relativamente altas. Una adaptación especializada de la recuperación electrolítica, denominada electrólisis superficial prolongada (ESP), opera efectivamente con bajos niveles de concentración. El sistema de ESP usa una celda espiral que contiene un cátodo a través del cual pasa un flujo con una estructura muy abierta, por ello, ofrece una menor resistencia al flujo de fluidos. Esto también brinda una mayor superficie de electrodos. A menudo, los sistemas de ESP se usan para la recuperación de cobre, plomo, mercurio, plata y oro. 6.2.9 Intercambio de iones El intercambio de iones se usa generalmente para la remoción de metales pesados de los residuos con concentraciones relativamente bajas, tales como aguas residuales de la galvanoplastia. Una ventaja clave del proceso de intercambio de iones es que permite la recuperación y reúso de contaminantes metálicos. El intercambio de iones también puede diseñarse para que sea selectivo frente a ciertos metales y brindar una remoción efectiva de las aguas residuales con altos niveles de contaminantes. Una desventaja es que algunas sustancias orgánicas pueden obstruir las resinas. En un sistema de intercambio de iones, las aguas residuales pasan a través de un lecho de resina. La resina contiene grupos limitados de carga iónica en su superficie, que se intercambian por iones de la misma carga en las aguas residuales. Las resinas se clasifican según el tipo, ya 6-21
sean catiónicos o aniónicos; la selección depende del contaminante que tenga que removerse. Una resina usada comúnmente es el poliestireno copolimerizado con divinilbenceno. El proceso de intercambio de iones comprende cuatro etapas: tratamiento, lavado por contracorriente, recuperación y enjuague. Durante la etapa de tratamiento, las aguas residuales pasan a través del lecho de la resina. El proceso de intercambio de iones continúa hasta que se descubre el contaminante. Luego, la resina se lava para volver a clasificar el lecho y remover los sólidos suspendidos. Durante la etapa de recuperación, la resina entra en contacto con una solución ácida o alcalina que contiene el ion originalmente presente en la resina. Esto invierte el proceso de intercambio de iones y remueve los iones metálicos de la resina. Luego, se enjuaga el lecho para remover la solución regeneradora residual. La solución regeneradora contaminada que se obtiene, debe procesarse posteriormente para su reúso o disposición. Según el tamaño y economía del sistema, algunas plantas deciden remover la resina usada y reemplazarla por una resina regenerada fuera de la planta en lugar de regenerarla en la planta. El equipo para el intercambio de iones varía desde sistemas simples y de bajo costo tales como suavizadores domésticos de agua, hasta aplicaciones industriales grandes y continuas. La configuración usada con mayor frecuencia es una resina de lecho fijo en columna vertical, donde la resina se regenera en el lugar. La figura 6-8 muestra el diagrama de este tipo de sistema. Estos sistemas pueden diseñarse de manera que el flujo regenerador sea concurrente o contracorriente al flujo del tratamiento. Un diseño de contracorriente, si bien es más complejo de operar, brinda un tratamiento más eficiente. Los lechos pueden contener un solo tipo de resina para el tratamiento selectivo o una mezcla para brindar una desionización más completa de los residuos. A menudo, los lechos individuales que contienen diferentes resinas se ordenan en serie, lo que hace que la regeneración sea más fácil que en un sistema de lechos mezclados. 6-22