El Medio Ambiente en las ultimas decadas

azufre, generando un cobre metlico (blister) con una pureza de 98%. Este proceso es exotrmico, siendo prcticamente autgeno.

Refinacin trmica: Permite eliminar las impurezas de azufre, oxgeno y metales.En una primera fase, se agrega aire durante 1-2 hrs, para oxidar el azufre. Luego,se agrega metano, propano u otros hidrocarburos durante 3-4 hrs a 1100C, para reducir el contenido de oxgeno. Se puede obtener un cobre refinado de 99,5% depureza.

Refinacin electroltica: La refinacin electroltica (0,2-0,3 V, 250 V/m2) permite obtener un cobre refinado de 99,96% de pureza.

Residuos generados en la Minera del Cobre

La extraccin, purificacin y procesamiento de minerales implica la eliminacin de compuestos no deseados que estn presentes en la materia prima original. En el caso de la minera del cobre, ello significa eliminar hasta ms del 99% en peso del material primario, dependiendo de la concentracin del mineral y de los niveles depureza final requeridos. Gran parte de dichos desechos corresponde acompuestos estables de poco impacto ambiental. Sin embargo, se puedengenerar compuestos de azufre y metales pesados que afectan seriamente la saludy cuya emisin debe estar sujeta a estrictos controles.

La bsqueda de alternativas de procesos menos contaminantes ha dominado el escenario mundial de la investigacin minera en las ltimas dos dcadas. Como consecuencia de ello, se ha implementado procesos que derivan en menores emisiones de SO2, arsnico y otros metales pesados que puedan tener un impacto ambiental adverso.

En Chile, la industria del cobre procesa preferentemente minerales sulfurados, conun alto contenido de arsnico y, por lo tanto, la atencin ha estado focalizada en las emisiones de compuestos de azufre, arsnico y otros metales. Estoselementos estn presentes en la materia prima original y su generacin como residuo, es intrnseca al proceso de refinacin del producto. Por ejemplo, laenargita (Cu3 AsS4) contiene 31% en peso de azufre y 19% de arsnico, mientras que la calcopirita (CuFeS2) tiene un 35% de azufre.

En general, una parte importante de los residuos se elimina en fase slida, enformas relativamente estables y de bajo impacto ambiental (ej.: ganga, escoria),con una considerable fraccin de xidos metlicos y sulfuros. A pesar del alto volumen que ellos representan (cerca de 100 ton por cada tonelada de cobre), suimpacto ambiental est limitado al rea local donde se efecta el proceso deextraccin y concentracin. El material particulado emitido durante las operaciones de extraccin y molienda puede tener efectos significativos si dichos procesos no son llevados a cabo en condiciones adecuadas.

A su vez, los efluentes provenientes de la flotacin y otras operaciones hidrometalrgicas, contienen iones metlicos (cobre, fierro, arsnico, molibdeno, manganeso, nquel, etc.) provenientes de los componentes solubles, cuyo impacto

INTRODUCCIN A LA INGENIERA AMBIENTAL PARA LA INDUSTRIA DE PROCESOS C.A. ZAROR Z.

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depende de las concentraciones y del destino de dichos efluentes. Su descarga en cuerpos receptores que eventualmente sean fuente de agua potable, regado o pesca (ej.: ros, embalses, lagos, mar) debe ser evaluada crticamente, ya que dichos iones se caracterizan por ser altamente bioacumulables, con altos factores de bioconcentracin en peces y productos vegetales.

Por su parte, los residuos gaseosos derivados de la industria del cobre provienen esencialmente de las operaciones pirometalrgicas. Los componentes de mayorinters son los arsnicos voltiles, el dixido de azufre y el material partculado. En el caso del SO2, ste se genera en la oxidacin del mineral sulfurado y en la combustin de materiales fsiles, constituyendo un problema ambiental crtico en la gran mineranacional, que se caracteriza por procesar mineral con alto contenido de azufre.

Por su parte, el arsnico es uno de los compuestos residuales de reconocidatoxicidad y gran capacidad bioacumulativa, por lo cual ha atrado una considerable atencin y control regulatorio. Su toxicidad es mayor cuando est como As+3 y menor cuando se encuentra como organoarsnico. Parte del As ingerido (por vas oral o respiratoria) es metilizado y transformado en (CH3)2AsO(OH)2, el cual es excretable.

Alrededor del 50% del arsnico original se emite a la atmsfera como As2O3 (el cual es voltil a 380C) durante las operaciones de pirometalurgia, mientras que el30 % se descarga en los relaves en forma inica.

Las tecnologas para purificacin de minerales han sufrido importantes transformaciones en la ltima dcada, gracias a las consideraciones ambientales que han motivado dichas innovaciones. La Tabla 4.9 resume las diferentesalternativas para reducir las emisiones de SO2 y As. En el caso de los contaminantes gaseosos (ej. SO2, As voltil) interesa reducir la concentracin y exposicin en los puntos de mximo impacto y reducir la carga emitida (ton/da). Existen tecnologas establecidas para remover el azufre de las emisiones gaseosas (ej.: absorcin alcalina, oxidacin a sulfato), transfiriendo el azufre a fase lquida o slida; adems, se puede obtener H2SO4 para ser utilizado internamente o como subproducto. La implementacin industrial de estos procesos puede estar limitada por factores termodinmicos y cinticos, as como por el costo de las tecnologas y el tamao de los mercados.

Por su parte, los procesos para reducir las emisiones de arsnico tienen como objetivo general, transformar el As en un slido de mayor estabilidad y,preferentemente, con potencial comercial. Sin embargo, el mercado del arsnico es relativamente pequeo, llegando a 58.000 ton As2O3 /ao a nivel mundial (comparado con un volumen mundial total de residuos de As del orden de 150.000 ton/ao).

En general, los iones metlicos pueden ser eliminados de los efluentes lquidosva adsorcin, precipitacin o microfiltracin; sin embargo, ello implica trasladar defase el contaminante, generando un nuevo problema ambiental. La recuperacin de los iones metlicos podra ser atractiva, solamente cuando estos tuvieran valor comercial potencial o cuando el costo asociado con su evacuacin, fuese mayor que el costo de transformarlos a una forma ms estable y de menor impacto.


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TABLA 4.9: REDUCCIN DE EMISIONES DE SO2 Y ARSNICO EN LA INDUSTRIA DEL COBRE

OPCIONES PARA LA REDUCCIN DE EMISIONES DE SO2

Conversin a productos comerciales:

Produccin de H2SO4 a partir de SO2 Reduccin a azufre elemental

Conversin a Slidos Inertes y Estables:

Conversin a sulfatos insolubles: formacin de CaSO4 por medio de adicin de CaO durante la tostacin

Conversin a sulfuros (ej. FeS, Fe2S3, CaS) Proceso carbotrmico (reduccin del Cu en presencia de C y CaO)

Reducir el S del Concentrado

Optimizacin del proceso de flotacin

Reducir el Flujo de Gas Uso de aire enriquecido con O2 puro: aumenta la concentracin de SO2 para un procesamiento posterior ms eficiente.

Reducir las fuentes de SO2 : combinar tostacin, fundicin y conversin.

Tratamiento de las Emisiones Gaseosas:

Absorcin alcalina Adsorcin en limonita

OPCIONES PARA LA REDUCCIN DE EMISIONES DE ARSNICO

Optimizar las condicionesen tostacin/conversin

Tostacin en presencia de CaO (forma Ca3(AsO3)2)

Precipitacin del As en solucin

Formacin de arsenato frrico Formacin de arsenito de calcio

Remocin del As de los gases

Precipitacin trmica de As2O3 Adsorcin/absorcin Filtracin, precipitacin electrosttica


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Wark, K. Contaminacin del aire Origen y Control. Ed. Limusa. Mxico (1992)


4-43

CAPTULO 5

TRATAMIENTO DE RESIDUOS

El primer objetivo de una estrategia de control ambiental en la industria de procesos es prevenir o reducir la generacin de los contaminantes en su fuente, tal como se detalla en el Captulo 6. Sin embargo, en la prctica, las limitaciones tecnolgicas y las restricciones impuestas por los procesos mismos hace casi inevitable lageneracin de residuos de produccin, los cuales deben ser tratados antes de su descarga a los medios receptores.

Las tecnologas de tratamiento de residuos tienen como objetivo disminuir el impacto ambiental de dichas descargas, y generar residuos finales que cumplan con los flujos y concentraciones de contaminantes estipulados en la legislacin vigente, o en laspolticas de la empresa. En este captulo, se revisar en forma general los principalesprocesos de tratamiento de los residuos lquidos, slidos y gaseosos. En primer lugar, se describe los mecanismos generales presentes en los sistemas detratamiento de residuos y las consideraciones que se debe tener presentes en la seleccin de las operaciones unitarias.

5.1) MECANISMOS PRESENTES EN LOS TRATAMIENTOS DE RESIDUOS

En general, los tratamientos de residuos se basan en alguno(s) de los siguientes mecanismos:

Eliminacin fsica del contaminante

A travs de operaciones de separacin, tales como: filtracin, sedimentacin, adsorcin, absorcin, extraccin, etc..

Destruccin o transformacin qumica/biolgica del contaminante

Transformando el contaminante a una forma menos contaminante y/o eliminable de la corriente de descarga. Por ejemplo, a travs de un tratamiento aerbico, combustin del material orgnico, transformacin de xido de azufre a sulfato, etc..

Consumo del material contaminante

Ya sea recuperando y reciclando compuestos reutilizables o generando nuevos sub-productos (ej.: digestin anaerbica (metano), fertilizantes, combustibles (slidos), etc.).

Muchas veces los procesos de tratamiento, simplemente cambian la fase en la que se encuentra presente el contaminante, con lo que el problema ambiental puede persistir (ej.: la adsorcin de fenoles en carbn activado; en este caso se traslada el


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problema, a uno de contaminacin en fase slida). A veces, dicho cambio de fasepermite un mejor manejo del material contaminante, disminuyendo su impacto final. Tal es el caso de los tratamientos aerbicos, donde los compuestos orgnicosdisueltos en el efluente son utilizados en los procesos de metabolismo celular eincorporados a la biomasa, la cual puede ser separada y desechada con mayor facilidad. De este modo, el tratamiento sirve como una etapa de concentracin de los residuos.

Criterios de Seleccin de Operaciones Unitarias para el Tratamiento de Residuos

Existe una amplsima gama de tecnologas que sirven para la remocin, destruccin, transformacin o utilizacin de residuos. La Tabla 5.1 muestra una lista de procesosdisponibles para la remocin de contaminantes especficos. Casi todas estas operaciones son operaciones unitarias, que estn establecidas en la industria de procesos.

La seleccin de las operaciones unitarias que se requiere incluir en un sistema de tratamiento depende de factores tanto tcnicos como econmicos. A continuacin, seenumera algunos aspectos que deben ser tomados en consideracin:

Tipo de contaminante a eliminar. Caractersticas del medio receptor (alcantarillado pblico, aguas superficiales,

aguas subterrneas, caractersticas de ventilacin atmosfrica, etc.). Normativa legal aplicable. Eficiencia de depuracin requerida. Presencia de otros contaminantes que puedan afectar el tratamiento (ej.: efectos

inhibitorios debido a compuestos txicos). Generacin de residuos secundarios; por ejemplo: lodos de tratamiento

primario y secundario. Requerimientos de tratamiento para los residuos secundarios. Cambio de fase de contaminantes peligrosos (ej.: adsorcin de metales

pesados a los lodos biolgicos en el tratamiento secundario). Caractersticas ambientales del rea de la planta (es decir, cercana de

poblaciones, direccin de los vientos predominantes, caractersticas climticas). Datos sobre la cintica de los procesos: si no se cuenta con datos propios, se

debe utilizar informacin de literatura o de otras plantas industriales similares. Requerimientos energticos y aditivos qumicos. Requerimientos de terreno para la instalacin de las unidades de tratamiento. Complejidad y confiabilidad del sistema de tratamiento. Requerimientos de monitoreo y control automtico. Cantidad y tipo de personal. Estabilidad operacional frente a cambios de caudal y concentracin. Requerimientos de mantencin peridica. Respuesta frente a parada de planta. Tiempo y recursos requeridos para la puesta en marcha (importante para el caso

de los sistemas de tratamiento biolgicos, donde se necesita generar una gran


5-2

cantidad de biomasa activa).

La mayora de las operaciones unitarias utilizadas en el tratamiento de residuos seencuentra ampliamente documentada en la literatura tcnica especializada, y se sugiere consultar los textos de Metcalf-Eddy (1991), Ramalho (1983), Kelly (1998), Perry & Green (1998), entre otros, citados en lista de referencias recomendadas.

Generalmente, los diseos se basan en las condiciones de operacin promedio,correspondientes a un da tpico. Sin embargo, es importante tomar en consideracin las variaciones horarias de flujo, particularmente para disear los sistemas de impulsin y caeras, y las operaciones que requieren cortos tiempos de residencia. En el caso de plantas que presenten variaciones estacionales en sus caractersticas de produccin, y que generen residuos con diferencias muy significativas de flujo ycargas contaminantes, se deber evaluar la factibilidad de que los requerimientos de depuracin puedan ser cubiertos por un sistema de tratamiento nico o, alternativamente, incorporar unidades adicionales para cubrir aquellas condiciones de operacin extremas.

Una buena base de informacin sobre las caractersticas de los residuos a tratar,debera incluir las proyecciones de aumento (o disminucin) de flujo y carga contaminante, debido a posibles ampliaciones de la planta, o modificaciones importantes en los procesos. Cuando se trate de disear sistemas de tratamiento para plantas industriales que an no estn en operacin, se debe contar con informacin histrica sobre instalaciones similares. Mientras ms completa sea la informacin con que se cuenta para el diseo del sistema de tratamiento, ms acertado ser el dimensionamiento de las unidades.

Finalmente, se debe enfatizar que la segregacin racional de las distintas lneas residuales facilita el diseo de sistemas de tratamiento de mayor eficiencia y menor costo. Para ello, se debe contar con una completa caracterizacin de cada lnea.

A continuacin, se entrega antecedentes generales, con vistas a apoyar el dimensionamiento preliminar de los diferentes sistemas.


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TABLA 5.1: OPERACIONES PARA LA ELIMINACIN DE CONTAMINANTES

Contaminante: Grasas y Aceites Libres y Emulsificados: Separacin por Gravedad

FiltracinFlotacin

Contaminante: Slidos Suspendidos: Sedimentacin

Coagulacin y Sedimentacin FlotacinFiltracin

Contaminante: Materia Orgnica Disuelta: Tratamiento Biolgico Aerbico

Tratamiento Biolgico Anaerbico Adsorcin

Oxidacin Qumica

Contaminante: Slidos Inorgnicos Disueltos: Evaporacin

Intercambio Inico Osmsis Reversa

Electrodilisis

Contaminante: cidos y lcalis: Neutralizacin

Contaminante: Gases y Material Particulado:IncineracinAbsorcinCiclones

Precipitacin Electrosttica

Contaminante: Residuos Slidos y Lodos de Tratamientos: Tratamiento biolgico

IncineracinVertederos controlados

Compostado/ Fertilizante/ Forraje Utilizacin Termoqumica (Carbn Activado, Licuefaccin, Gasificacin)


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TABLA 5.2: DATOS BSICOS SOBRE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS LQUIDOS

SISTEMAS DE SEPARACION DE SOLIDOS

Sedimentacin:Tiempo de Residencia: 2-4 hrs Remocin de Slidos: 50-98%

Remocin de DBO51: 10-30%Flotacin:Tiempo de Residencia: 5-30 min. Remocin de Slidos: 75-98%

Remocin de DBO5: 10-30%

SISTEMAS DE TRATAMIENTO BIOLOGICO:

Lagunas Facultativas:Tiempo de Residencia: 10-25 das Remocin de DBO5: 60-75%

Filtros Biolgicos:Tiempo de Residencia: 0,4-2 das Remocin de DBO5: 60-85%

Lagunas de Aireacin: Tiempo de Residencia: 3-7 das Remocin de DBO5: 70-97%

Lodos Activados:Tiempo de Residencia: 0,3-2 das Remocin de DBO5: 70-97%

Digestin Anaerobia:Tiempo de Residencia: 0,5-3 das Remocin de DBO5: 30-90%

OTROS DATOS:

SISTEMAS AIREADOS:

Requerimientos de Energa 1-3 kg O2 / kWhRequerimientos de Oxgeno: 1, 1-1,6 kg O2 / kg DBO5 removido Generacin de Lodos 0,3-0,6 kg lodos / kg DBO5 removido

DIGESTION ANAERBICA:

Generacin de Metano: 0,35 m3 CH4 / kg DBO5 removido Generacin de Lodos 0,05-0,15 kg lodos / kg DBO5 removido

1 DBO5: demanda biolgica de oxgeno en 5 das.


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OPERACIONES PRELIMINARES REGULACIN DE CAUDAL AJUSTE DE pH ENFRIAMIENTO ELIMINACION DE SLIDOS

GRUESOS

SEPARACION DE SOLIDOS SEDIMENTACIN FLOTACIN CENTRIFUGACIN FILTRACIN

RESIDUOS SLIDOS A TRATAMIENTO Y/O DISPOSICIN FINAL

TRATAMIENTO BIOLOGICO SISTEMAS AERBICOS SISTEMAS ANAERBICOS

TRATAMIENTOS TERCIARIOS ELIMINACIN DE N ELIMINACIN DE P ELIMINACIN DE COLOR ELIMINACIN DE TOXICOS ELIMINACIN DE METALES OTROS

EFLUENTE FINAL

RESIDUOS LQUIDOS

FIGURA 5.1: SISTEMA TPICO PARA EL TRATAMIENTO DE RESIDUOS LQUIDOS


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5.2) TRATAMIENTO DE RESIDUOS LQUIDOS

Los sistemas de tratamiento de uso frecuente para residuos lquidos se presentan en la Tabla 5.2, donde se incluyen algunas caractersticas operacionales y de diseo bsicas. La Figura 5.1 presenta esquemticamente la secuencia de tratamientos para un sistema convencional de depuracin de residuos lquidos.

5.2.1) Tratamiento primario

La primera etapa de un sistema de tratamiento de residuos lquidos incluye normalmente, la separacin de slidos y material no disuelto (ej.: grasas, coloides), neutralizacin de pH, regulacin de caudal y estabilizacin trmica.

La variedad de sistemas disponibles comercialmente es muy amplia para unacompleta revisin aqu. Los slidos ms gruesos se eliminan a travs de cribaje, mientras que aquellos de menor tamao se eliminan usando mecanismos desedimentacin o flotacin. Los principios bsicos se revisan a continuacin. Primeramente, ser necesario neutralizar y estabilizar el flujo y composicin del efluente.

5.2.1.1) Neutralizacin y Regulacin de Caudal

Neutralizacin de pH

Se aplica cuando el efluente tiene un pH fuera de los lmites aceptables. Normalmente, se usan cidos (o bases) para llevar el pH a un rango cercano a 7. Enaquellos casos donde existan lneas cidas y bsicas de concentraciones similares, ser posible neutralizarlas mezclndolas con anterioridad al tratamiento primario.

En la actualidad, se usa sistemas automticos de control de pH, los que permiten unabuena regulacin del pH frente a cambios de carga y flujo.

El diseo de los tanques de neutralizacin es muy sencillo, y no presenta mayoresproblemas de ingeniera, dado que la reaccin de neutralizacin qumica es muy rpida. Normalmente, la neutralizacin y la estabilizacin de flujo se efectan en elmismo tanque.

Estabilizacin de Flujo

Normalmente, el flujo y composicin de los residuos lquidos presenta enormes variaciones durante la operacin rutinaria de la planta, reflejando diferentesoperaciones que tienen lugar durante el proceso (ej.: lavado de los reactores). Ellopuede presentar serios problemas, particularmente para las operaciones de tratamiento secundario, que se caracterizan por ser procesos muy lentos, cuya eficiencia es muy sensible a las variaciones de flujo y concentracin.

Para garantizar un flujo y carga lo ms constante posibles se puede usar un tanque


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de almacenamiento (homogeneizador), con un tiempo de residencia losuficientemente largo como para amortiguar las variaciones. El tiempo de residencia(normalmente, entre 4 y 24 horas) est determinado por las caractersticas deoperacin de la planta, la biodegradabilidad del material orgnico y el tipo detratamiento secundario.

Un tiempo de residencia muy largo, implicar un tanque de mayor volumen (es decir,mayor costo), y puede dar lugar a crecimiento microbiano, malos olores, etc.. Cuando se trate de volmenes de lquido muy grandes (ej.: miles de m3), se puede usar lagunas de estabilizacin.

La segregacin de las lneas residuales de mayor contenido orgnico (que requieren de tratamiento secundario) puede resultar en una substancial disminucin del flujo,con la consiguiente reduccin del volumen del tanque de retencin.

5.2.1.2) Eliminacin de Slidos Gruesos

Los slidos gruesos flotantes (ej.: astillas, corteza), pueden ser eliminados a travs de cribas o tamices. Se debe especificar la anchura del canal y de las barras de lacriba, sobre la base de la velocidad requerida para evitar la sedimentacin de los slidos. Dicha velocidad de flujo a travs de la criba debe exceder 0,5 m/s, lo cualrequiere de una adecuada seleccin de la anchura del canal. Los slidos sonremovidos mecnicamente (dragas), en forma continua.

La ecuacin de diseo es:

HvFb

W

donde:

W = ancho del canal (m) F = flujo (m3/s)v = velocidad a travs de las barras (m/s) H = profundidad del canal (m) b = factor emprico:

2,0 para espaciamientos de 12 mm;1,7 para espaciamientos de 18 mm;1,5 para espaciamientos de 24 mm.

Las arenas y gravas se deben eliminar para evitar la abrasin. Un desarenador bien diseado debe remover al menos 95% de las partculas con dimetro mayor de 0,2mm. Para evitar la eliminacin de materia orgnica, que puede producir descomposicin posterior, se usa una velocidad de 0,3 (m/s), que permite eliminar losslidos inorgnicos, pero no los orgnicos.

Otros diseos incluyen desarenadores aireados, donde el aire produce corrientes suaves que impiden la sedimentacin de materia orgnica, pero no de la inorgnica.


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5.2.1.3) Sedimentacin Primaria

Se debe retirar los slidos suspendidos (0,05-10 mm en dimetro), cuando estos estn presentes en gran cantidad. No es esencial removerlos antes del tratamientobiolgico, pero su separacin fsica (primaria), puede conducir a la eliminacin de un 30-40% de DBO (dependiendo de la biodegradabilidad de los slidos).

As, se puede reducir la carga orgnica para el tratamiento biolgico, y reducir la cantidad de lodos biolgicos generados. La sedimentacin es, por lo tanto, el proceso de tratamiento de aguas ms usado.

Tipos de tanques de sedimentacin

Un tanque ideal debe tener 4 caractersticas:

La zona de entrada debe facilitar la reduccin y uniformizacin de la velocidad delefluente. Un canal de salida, para captar el lquido clarificado, con trampas para el material flotante (ej.: aceites). Una zona de sedimentacin que representa la capacidad del tanque. En esta zona tiene lugar la sedimentacin, y no debe presentar cortocircuitos o reas estancadas. Una zona de almacenamiento y eliminacin de los sedimentos.

Existen 3 tipos de diseos:

Tanques de flujo horizontal: Normalmente son rectangulares (L:A=4:1).Tienen la alimentacin por uno de los extremos y la salida por el extremo opuesto. Tanques de flujo radial: De forma circular, con alimentacin en el centro,fluyendo hacia el exterior radialmente. La velocidad es ms alta al centro, y disminuye hacia la periferia. Tanques de flujo ascendente: Ya sea de forma circular o cuadrada, con un suelo de pendiente fuerte. La alimentacin se hace desde el centro del tanque, bajo la superficie, hacia abajo. Debido a la configuracin del fondo, el flujo cambia dedireccin bruscamente hacia arriba, y los slidos sedimentan cerca de la periferia. Son muy eficientes.

Algunos principios generales

La sedimentacin ocurre debido a la accin de la gravedad. El tamao y la densidad de las partculas son factores importantes en el resultado final de la operacin. Algunas partculas mantendrn su identidad durante la sedimentacin (discretas), mientras que otras van a flocular (partculas floculantes). En general, la velocidad de sedimentacin de partculas, es directamente proporcional al cuadrado del radio, y ala diferencia de densidad entre el slido y el lquido.

La sedimentacin de partculas, se describe convencionalmente a partir de la


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ecuacin de Stokes, la que cuantifica los factores que afectan la velocidad desedimentacin en un lquido quieto:

)(rg

Q 212

92

donde:Q = velocidad de sedimentacin (m/s),r = radio de la partcula (m) = viscosidad del fluido (N s/m2)1 = densidad del slido (kg/m3)2 = densidad del fluido (kg/m3)

Esta ecuacin no se puede aplicar directamente al diseo de sedimentadores, debidoa que ni el dimetro ni la densidad de las partculas se pueden predecir con precisin. Ms an, algunas partculas son irregulares, mientras que otras tienden aaglomerarse o flocular, y a sedimentar ms rpidamente, en la medida que la sedimentacin progresa.

Existen diferentes tipos de sedimentacin:

Sedimentacin Tipo 1: partculas discretas (ej.: sedimentacin de arenas y gravas).

Sedimentacin Tipo 2: partculas floculantes sin interaccin (ej.: sedimentacin primaria).

Sedimentacin Tipo 3: partculas floculadas que interactan debido a la altaconcentracin de flculos. (ej.: sedimentacin de lodos biolgicos).

Sedimentacin Tipo 4: en este caso existe una alta concentracin de partculas,que forman una estructura estable. La sedimentacin ocurre debido a la compresin que ejercen las partculas que se agregan a la parte superior de la estructura.

En la sedimentacin tipo I, el rea del tanque de sedimentacin es ms importante que la profundidad, ya que la velocidad ascendente est determinada por el rea del tanque y el flujo.

La velocidad de sedimentacin Q est dada por:

AFQ

donde:Q = es la velocidad de sedimentacin(m3 m2 da1), conocida como la velocidad

de carga superficial A = es el rea superficial del tanque (m2).F = es el flujo volumtrico de afluente (m3/da).

Para dimensionamiento preliminar se puede usar Q = 30-50 (m3 m2 da1).


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En el caso de lo sedimentadores circulares, el flujo de lquido clarificado por unidad de permetro del sedimentador, QP, es un parmetro importante, cuyo valor de diseodebera mantenerse inferior a 220 (m3 m1 da1). Las dimensiones del sedimentador deben satisfacer ambos criterios de diseo. Se puede demostrar que el dimetro de sedimentador que satisface ambos criterios es:

QQd P4

Para flujos mayores de 9.000 (m3/da), el dimetro (d) de los sedimentadores es del orden de 30-35 m. El nmero de unidades de sedimentacin, N, se estima a partir de:

24dQFN

La profundidad del tanque est determinada por el tiempo de residencia necesario para permitir la sedimentacin de la partcula ms pequea. Tpicos valores detiempos de residencia, estn en el rango 1 a 4 horas; mientras mayor la concentracin de slidos, mayor el tiempo de residencia necesario. El tiempo deresidencia determinado en experimentos de laboratorio se multiplica por un factor de seguridad de 1,5 o 2 (y se reduce la velocidad de carga superficial por 1,25-1,75),para compensar por las corrientes convectivas debidas a gradientes de temperatura, composicin variable, efectos hidrulicos, etc.

Se pueden generar malos olores debido a la descomposicin anaerbica de los slidos sedimentados si el tiempo de residencia es innecesariamente largo.

En el caso de tanques rectangulares, la relacin entre longitud y profundidad es 12:1(para longitudes menores de 90 m), mientras que la relacin entre longitud y anchuraes 4:1.

Profundidad mxima = 5 m Tiempo de retencin = 1,5-2 h a flujo max. Nmero mnimo de tanques = 2 (uno se limpia, mientras el otro opera).

Los tanques de flujo radial (circulares), normalmente tienen sistemas continuos de recoleccin y eliminacin de lodos (ver Figura 5.2).

Se puede agregar compuestos qumicos que ayuden a la sedimentacin, tales como agentes precipitantes, coagulantes y floculantes. Los ms usados son: FeCl3,Al2(SO4)3, Na2SO4, FeSO4, poliacrilamida, gelatina, almidn. Estos agentes se utilizanen concentraciones en el rango 5-1000 g/m3.


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BARREDOR DE SLIDOS

FLOTANTES

BARREDORDE LODOS

LODOSALIMENTACIN

EFLUENTECLARIFICADO

FIGURA 5.2: TANQUE DE SEDIMENTACIN CIRCULAR, DE FLUJO RADIAL


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5.2.1.4) Flotacin

La flotacin se usa para eliminar slidos y material no disuelto agregando burbujas de aire para lograr una densidad aparente menor que la del lquido. Tambin se utiliza para concentrar los lodos.

Flotacin con aire disuelto (FAD)

Al agregar aire bajo presin, se forman millones de microburbujas (dimetro 0,02-0,1 mm) que se meten dentro de los flculos, o se nuclean alrededor de los slidossuspendidos, o quedan atrapadas en los flculos durante su formacin (especialmente cuando se agregan agentes coagulantes o floculantes). La densidad aparente del conglomerado disminuye, y flota en la superficie.

En algunos diseos, el aire slo se agrega a una parte de la alimentacin; en otros casos, se recicla parte del efluente clarificado, al que se le agrega el aire comprimido. Las principales variables de diseo son: presin, razn de reciclo, tiempo deretencin, concentracin de slidos en la alimentacin. Ya que la flotacin depende del tipo de superficie del material particulado, los parmetros de diseo deben serobtenidos a partir de datos de laboratorio especficos para el agua residual a tratar. En particular, el volumen de aire por unidad de masa de slidos, debe ser determinada en base a experimentos, utilizando una celda de flotacin. La relacin aire:slidos en sistemas sin reciclo se puede determinar a partir de la expresin:

SPsslidosaire A )15,0(: (m3 aire / kg slidos)

donde:

sA = solubilidad del aire (a 20C: 0,024 (kg aire / m3 agua)) P = presin absoluta del aire (atm) S = concentracin de slidos en el lquido (kg/m3)

Una relacin aire:slidos tpica, es del orden de 0,01 (m3 aire / kg slidos). En general, se usan presiones de 5 a 6 atm. En el caso de reciclo, se usa un reciclo del 25-60%.

El rea de flotacin se determina en base a la velocidad de ascenso de los slidos:

FQFA

donde:

A = es el rea superficial del tanque (m2).QF = es la velocidad de flotacin (m3m2da1).F = es el caudal del efluente (m3da-1)

La velocidad de flotacin vara ampliamente, dependiendo de la concentracin de


5-13

slidos (11 220 (m3m2da1)). Para fines de dimensionamiento preliminar, se puede utilizar un valor de QF de 100 (m3m2da1 ). El tiempo de retencin en la unidad de flotacin est dentro del rango 5 - 30 minutos.

La flotacin es muy usada en la separacin y recuperacin de fibra celulsica, grasas, carbohidratos y protenas. Presenta menos riesgo de malos olores, ya que la aireacin evita la descomposicin anaerbica del material biodegradable.

Electroflotacin

El equipo consiste en un tanque (que acta como ctodo) y varios nodos. Se aplicadirectamente una corriente, usando un voltaje de 10-15 volt. Los cationes formadosen el ctodo neutralizan las cargas negativas de las partculas, las que coagulan yluego son flotadas por las microburbujas formadas electrolticamente. La carga elctrica de las substancias coloidales y emulsificadas de origen industrial es generalmente negativa. El proceso de electroflotacin neutraliza elctricamente lascargas de las partculas, las que pueden flocular y ser llevadas a la superficie por microburbujas de oxgeno e hidrgeno que se forman por accin electroltica.

Permite tratar aguas con concentraciones de slidos flotantes de 9-12%, comparados con 3-5% en el caso de la FAD, sin que se requieren agentes floculantes, ni reciclo. Sin embargo, pueden existir problemas de corrosin en el nodo.

Tpicamente, el tiempo de residencia en la electroflotacin est en el rango 7-12 min,con un consumo de electricidad estimado en 0.5 kWh/m3. El tamao tpico de una unidad de electroflotacin permite tratar un flujo de 3000 m3/da.

5.2.2) Tratamiento secundario

El material orgnico solubilizado o en estado coloidal, puede ser utilizado comofuente de carbono por parte de microorganismos existentes en el medio, transformndolos en subproductos voltiles y en componentes celulares. A suvez, las clulas microscpicas pueden ser separadas del efluente, utilizando tcnicas de separacin slido/lquido.

Estos principios son utilizados en los sistemas de tratamiento biolgico deefluentes contaminados con material orgnico bioutilizable. Las diferencias entre los diferentes procesos, se manifiestan en el tipo de microorganismos utilizados, laconfiguracin de los biorreactores, su modo de operacin y el tipo de actividad biolgica presente.

En estos sistemas, los contaminantes orgnicos son degradados por organismos que los transforman en compuestos ms sencillos, de fcil eliminacin (ej.: CO2, CH4) o incorporados al proceso de sntesis de material celular y, por lo tanto, concentrados en la biomasa. Esta ltima puede entonces ser eliminada con ms facilidad por procesos de separacin slido-lquido.

Los microorganismos juegan un papel fundamental en los sistemas de tratamiento de


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residuos lquidos. Algunos antecedentes bsicos se presentaron en los captulosiniciales. En trminos generales, los microorganismos hetertrofos necesitan carbono, nitrgeno, fsforo y trazas de metales para llevar a cabo las reacciones metablicas y reproducirse. Dichos microorganismos se clasifican en aerbicos y anaerobicos:

Organismos Aerbicos: Son aquellos que requieren oxgeno para llevar a cabosus reacciones metablicas. Generan CO2 como subproducto.

Organismos Anaerbicos: Son aquellos que crecen en ausencia de oxgeno.Generan CO2, CH4 y compuestos orgnicos de bajo peso molecular comosubproductos.

Aquellos organismos aerbicos y anaerbicos que slo pueden sobrevivir en surespectivo ambiente (es decir, en presencia y ausencia de oxgeno, respectivamente), se denominan organismos aerbicos obligados y organismos anaerbicos obligados, respectivamente.

Los organismos que pueden sobrevivir en ambos ambientes se denominan organismos facultativos.

Antes de abordar la descripcin de los sistemas de tratamiento de residuos lquidos, basados en la accin de los microorganismos, es conveniente revisar algunos conceptos bsicos sobre el dimensionamiento de reactores y los mtodos utilizados para determinar la concentracin de material orgnico disuelto en las aguas residuales.

a) Dimensionamiento de Biorreactores

El volumen de reactor y el tiempo de residencia requeridos para completar la degradacin biolgica de los contaminantes orgnicos se estiman a partir de un balance de masa y de la cintica del proceso. En general, el balance de masa para elcomponente k en el biorreactor considera los siguientes trminos:

Flujo de salida del componente k

Velocidad de consumo del componente k

Acumulacin del componente k en el biorreactor

Flujo deentrada del componente k

En la prctica, existen diferentes modos de operacin, con distintas caractersticas, a saber:

Modo de Operacin Discontinuo o por lotes (batch)

En este caso, se carga el reactor con los microorganismos y el lquido a tratar, mantenindose en contacto hasta completar el tiempo de reaccin para alcanzar el grado de depuracin deseado. Al no existir entrada ni salida de biomasa o de lquido, el balance de masa resultante, para el componente C (compuestos orgnicos biodegradables) es:


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dtCd

rC

donderC = es la velocidad de consumo del contaminante (M L3 T1).[C] = es la concentracin de DBO del efluente en el reactor (M L3).t = tiempo de reaccin (T)

Conociendo la cintica y la concentracin inicial, [C]O , la ecuacin diferencial puede integrarse para obtener el tiempo de reaccin, tR , necesario para alcanzar unaconcentracin final [C]F

F

O

C

C CR r

Cdt

Modo de Operacin Continuo, reactor perfectamente agitado:

En este modo de operacin, el lquido a tratar se alimenta constantemente al reactor, cuyo contenido est sometido a vigorosa agitacin, logrndose una homogeneidad de concentracin al interior del reactor. El efluente tratado es retirado continuamente del reactor. El sistema se mantiene en estado estacionario, cuando se cumplen las siguientes condiciones: - El flujo y las caractersticas qumicas y fsicas de la entrada se mantienen

constantes- El flujo volumtrico de salida es igual al de alimentacin - Las caractersticas de la biomasa en el reactor se mantienen constantes - El pH y la temperatura del reactor se mantienen constantes - La concentracin de oxgeno disuelto en el reactor se mantiene constante (para

sistemas aerbicos)

Bajo tales condiciones, el balance de masa resultante es:

0 CFO rVCFCF

Por lo tanto, el tiempo de residencia (tR) en el reactor se puede calcular a partir de:

C

FOR r

CCFVt

Modo de Operacin Continuo, reactor flujo pistn:

En el caso de reactores tubulares continuos, donde se pueda despreciar el gradiente de velocidad en el sentido radial, se puede suponer que el fluido avanza como un flujo pistn, es decir sin mezcla axial. Bajo condiciones de estado estacionario, se puede demostrar que el tiempo de residencia requerido est definido por la siguiente ecuacin:


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F

O

C

C CR r

CdFVt

Las ecuaciones resultantes de los balances de masa permiten dimensionar elbiorreactor, de acuerdo al modo de operacin correspondiente. Se puede observar que, en todos los casos, se requiere conocer la velocidad de consumo delcontaminantes (rC). Este aspecto se revisa en los prrafos siguientes.

b) Cintica de Degradacin Biolgica del Material Orgnico Disuelto

La cintica de biodegradacin de un substrato orgnicos se expresa, generalmente, en base al modelo de Monod:

CKXC

rS

MC

donde:rC = es la velocidad de consumo del contaminante (M L3 T1).[C] = es la concentracin del contaminante orgnico en el reactor (M L3).[X] = es la concentracin de microorganismos en el reactor (M L3).KS = es la constante de afinidad de Monod (M L3).M = es la velocidad mxima de crecimiento celular (T1).

De acuerdo al modelo cintico de Monod, la velocidad de degradacin del contaminante depende de la concentracin del substrato y de la concentracin de biomasa activa. Los valores tpicos utilizados en el modelamiento de biorreactores aerbicos son:

M = 11 - 14 (da-1) para residuos industriales. 2,4 - 7,2 (da-1) para residuos domsticos.

Ks = 2 - 30 mg/l para residuos industriales. 50-120 mg/l, para residuos domsticos.

Existen diferentes formas de expresar la concentracin de contaminantes orgnicos biodegradables, como se revisa a continuacin.

c) Determinacin de Compuestos Orgnicos en Aguas Residuales

Los materiales orgnicos contenidos en las aguas residuales incluyen una ampliamezcla de compuestos, y resulta difcil su determinacin individual. Desde el punto de vista del control ambiental, interesa la demanda de oxgeno que dichoscompuestos imponen, ya que ello refleja el efecto que tendrn una vez que se viertan en los cuerpos de agua receptores. Los microorganismos aerbicos consumen el oxgeno (fuente de electrones) para la produccin de energa necesaria para el crecimiento. Por ejemplo, en el caso de la glucosa:

C6 H12 O6 + 6 O2 6 CO2 + 6 H2O


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