Planificación y diseño de las plantas de tratamiento de

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.
6.2
Compatibilidad de residuos peligrosos seleccionados (Batstone y otros, 1989)
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/m3 aire)/(mg/m3 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 (CO2) 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 CO2 licuado. Los
contaminantes orgánicos en los residuos se disuelven en el CO2; luego, ese extracto pasa a un
separador que vuelve a destilar el CO2. El destilado de vapor de CO2 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)
Residuos
aplicables
Todos los
residuos ácidos
alcalinos
compatibles
salvo cianuro
Etapa de
desarrollo
Bien desarrollada
Piedra caliza
Los residuos
ácidos diluidos
con menos de
5,000 mg/L de
ácidos minerales
fuertes con bajas
concentraciones
de sales ácidas
Cal
Proceso
Neutralización
mutua de
ácidos/álcalies
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
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
CO2 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
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++
El mecanismo de reacción para la precipitación con soda cáustica de un metal bivalente
es:
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 (Cl2) como oxidante e hidróxido de sodio (NaOH) para mantener los
niveles de pH (véase la figura 2-9). El mecanismo de reacción es:
NaCN + Cl2 + 2NaOH
2NaCNO + 3Cl2 + 6NaOH
NaCNO + NaCl + H20
2NaHCO3 + N2 + 6NaCl + 2H20
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 + H2O
NaCNO + NaCl
2NaHCO3 + N2 + 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 (Na2S2O5) y bisulfito
de sodio (NaHSO3) es similar. El mecanismo para la reacción que usa bisulfito de sodio como
agente reductor es:
3NaHSO3 + 3H2SO4 + 2H2Cro4
Cr2(SO4)3 + 3NaHSO4 + 5H2O
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 (SO2) como agente reductor. El mecanismo de
reacción es:
3SO2+ 3H2O
3H2SO3 + 2H2CrO4
3H2SO3
Cr2(SO4)3 + 5H2O
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
Figura 6-7. Diagrama de un sistema de recuperación electrolítica (EPA, 1995)
El intercambio de iones es muy efectivo en el tratamiento de aguas residuales que
contienen bajas concentraciones de metales. Se aplica comúnmente para la recuperación de
ácidos crómicos, con un rendimiento comprobado de 99,5%. La remoción de cobre de las aguas
del enjuague del acabado de metales también puede ser mayor de 99% y la remoción de níquel
varía de 82 a 96%.
6.2.10 Ozonización
El ozono (03) es una gas de color azul que se genera por el paso del aire a través de un
campo electrico de potencial elevado (10.000 a 20.000 v). El ozono se emplea para desinfectar el
agua residual por sus propiedades oxidantes.
En el tratamiento de aguas residuales industriales normalmente se debe disponer de una
serie de unidades o cámaras de contacto con el ozono a fin de garantizar la oxidación de los
compuestos contaminantes, así como de los virus y bacterias. Si el agua residual contiene
material floculado y se desea realizar una desinfección con ozono, es conveniente emplear un
sistema de contacto por turbina. En efecto, las burbujas producidas por un sistema de difusores
porosos no pueden crear una turbulencia suficiente para disgregar la materia aglomerada ni
permitir al ozono una oxidación completa de las bacterias y virus. La estimación de la dosis de
ozono casi siempre requiere de un ensayo previo en el laboratorio.
6-23
Figura 6-8.
Diagrama de un sistema de intercambio de iones (EPA, 1995)
6.2.11 Tratamiento biológico
Los procesos convencionales de tratamiento biológico para aguas residuales se tratan en
la sección 5.3. Generalmente, estos procesos requieren pretratamiento de las aguas residuales
industriales para reducir las concentraciones de metales pesados y sustancias orgánicas tóxicas a
niveles que no afecten el rendimiento del tratamiento biológico.
Si las PCTE o las plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales pueden tratar
el volumen de sustancias orgánicas no peligrosas en los efluentes industriales, es poco probable
que los métodos de tratamiento biológico sean un componente importante en una PTRP. Si la
PTRP recibe un volumen significativo de aguas residuales industriales no peligrosas con
sustancias orgánicas, las opciones de tratamiento serían similares a las de las PCTE (sección
5.3). La elección del proceso de tratamiento biológico en cuanto a requisitos de mantenimiento,
bien pueden ser diferentes para una PTRP comparada con una PCTE.
Los sistemas de contactor biológico rotatorio (CBR) (véase la sección 5.3.4) son el
proceso convencional de tratamiento biológico más adecuado para el tratamiento específico de
aguas residuales industriales que contienen hasta 1% de sustancias orgánicas solubles, incluidos
solventes, sustancias orgánicas halogenadas, acetona, alcoholes, fenoles, ftalatos, amoníaco y
productos del petróleo. Los CBR también pueden tratar cianuros inorgánicos (EPA, 1992).
La biodegradación de la pasta aguada es un proceso de tratamiento donde se crea una
pasta aguada mediante la combinación de lodo y agua, y luego se biodegrada de manera aerobia
6-24
por medio de un reactor independiente o estanque aereado revestido. El proceso es similar al
proceso convencional de lodo activado o a un estanque aereado, excepto que el sistema puede
manejar suelos o lodos altamente contaminados con concentraciones de contaminantes que
varían entre 2.500 y 250.000 mg/kg. Las aplicaciones principales de esta tecnología son el
tratamiento de alquitrán de hulla, residuos de la refinería, hidrocarburos, residuos preservantes de
la madera y lodos orgánicos y clorados. Los parámetros operativos requeridos para el proceso
son similares para los lodos activados. Al igual que los lodos activados, la presencia de metales
pesados puede inhibir el metabolismo microbiano de la pasta aguada.
Una tecnología innovadora prometedora, el bioreactor anaerobio de CAG de lecho extendido,
que se viene desarrollando en el Risk Reduction Engineering Laboratory de la EPA en
Cincinnati, Ohio, usa el tratamiento biológico de CAG para tratar los problemas causados por
aguas residuales que contienen sustancias orgánicas biodegradables y compuestos orgánicos
tóxicos. La figura 6-9 muestra el diagrama del sistema. El CAG absorbe las sustancias orgánicas
tóxicas y su configuración de lecho extendido mejora la adhesión de biomasa al CAG, permite la
descomposición de los componentes fácilmente biodegradables de las aguas residuales y
regenera así sustancias de degradación más lenta que se absorben en el CAG. Este diseño,
combinado con el calentamiento para optimizar las tasas de actividad microbiana, permite
tiempos de retención hidráulica de 3 a 12 horas, lo que representa una reducción significativa del
volumen del bioreactor comparado con las tecnologías convencionales. El cuadro C-3 de la hoja
de trabajo C en el volumen II brinda información adicional sobre los residuos apropiados para
esta tecnología.
Figura 6-9. Diagrama de un biorreactor anaerobio de CAG de lecho expandido
6-25
6.3
OTRAS ALTERNATIVAS DE PROCESOS DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS
PELIGROSOS
Los métodos alternativos de tratamiento para residuos peligrosos pueden clasificarse
ampliamente como:
§
§
tecnologías de solidificación y estabilización (véase la sección 6.3.1)
tecnologías de tratamiento térmico.
La incineración (véase la sección 6.3.2) es el método de tratamiento térmico usado con
mayor frecuencia, pero existen otros tratamientos térmicos disponibles (véase la sección 6.3.3).
El uso de la solidificación y estabilización y el tratamiento térmico (en especial la incineración)
es una parte integral de una PTRP.
6.3.1 Solidificación y estabilización (SyE)
En general, la solidificación se refiere a las técnicas que incorporan residuos peligrosos a
un material sólido de alta integridad estructural. Es conveniente que durante la solidificación se
fije el residuo peligroso con la matriz. La fijación es un tipo de solidificación que involucra una
fijación física o química del material. La encapsulación puede referirse a partículas finas de
residuos (microencapsulación) o un bloque o contenedor grande de residuos
(macroencapsulación). La estabilización se refiere a las técnicas para tratar residuos peligrosos
mediante su transformación a una forma menos soluble, móvil o tóxica.
Los procesos de SyE en la planta se aplican a los residuos o suelos contaminados en el
lugar mientras que los procesos de SyE fuera de la planta incluyen el tratamiento en el tanque.
Los procesos de SyE fuera de la planta tienen mayores probabilidades de usarse en una PTRP.
La figura 6-10 presenta los elementos de un sistema de tratamiento en el tanque. Los elementos
claves incluyen la separación y trituración de partículas grandes y la etapa de mezclado donde se
agregan agentes aglomerantes y agua. En una PTRP, es muy probable que las tecnologías de SyE
se usen para dos tipos de residuos: (1) residuos sólidos tal como se reciben (por ejemplo,
plásticos, resinas, alquitranes y lodos que no son apropiados para el tratamiento con otros
procesos) y (2) para residuos sólidos y lodos generados de otros procesos de tratamiento en la
planta como una etapa del tratamiento final. La etapa final del manejo de residuos tratados por
SyE suele incluir su disposición en un relleno sanitario seguro.
6-26
Agentes aglomerantes de
SyE
Excavación
Clasificación
Mezcla
(1)
(2)
(3)
Tratamiento
de gas
(opcional)
Residuos
(4)
Agua
Captura y
tratamiento
de COV
Partículas de
gran tamaño
Medio estabilizado y
solidificado
Trituradora
Figura 6-10.
Elementos de un proceso común de solidificación y estabilización fuera de la
planta (EPA, 1993)
El cuadro C-4 en la hoja de trabajo C (volumen II) brinda información resumida sobre los
principales procesos de SyE. La solidificación mediante adición de cemento, cal u otros
materiales puzolánicos, como ceniza fina, son los que se usan con mayor frecuencia y son más
apropiados para la mayoría de residuos inorgánicos. Otros procesos de SyE, tales como residuos
embutidos en materiales termoplásticos como el betún, parafina o polietileno, y la
microencapsulación son más costosos y se usan solo para residuos que causan problemas o para
aquéllos con un alto contenido orgánico. La estabilización física incluye la mezcla de lodos o
residuos semilíquidos con un agente aglomerante, como ceniza fina pulverizada, para producir
una consistencia similar al suelo que pueda transportarse fácilmente por camión o vagón a un
sitio de disposición.
Una consideración clave cuando se evalúa la idoneidad de las tecnologías de SyE es si los
residuos que van a tratarse tienen propiedades físicas o químicas que pudieran interferir en el
proceso de estabilización o solidificación. El cuadro 6-2 presenta los factores que pueden
interferir en estos procesos.
6-27
Cuadro 6-2.
Resumen de los factores que pueden interferir en los procesos de
estabilización y solidificación (EPA, 1993)
Resumen de los factores que pueden interferir en los procesos de estabilización
Características que afectan la factibilidad
del proceso
Potencial de interferencia
COV
Los compuestos volátiles no se inmovilizan
efectivamente, son expulsados por el calor de la
reacción. Los lodos y sólidos que contienen sustancias
orgánicas volátiles pueden tratarse mediante un
evaporador exprimidor calentado u otros medios para
evaporar el agua libre y los COV antes de mezclarlos
con los agentes estabilizadores
Uso de absorbente ácido con residuos de hidróxido de
metal
Solubiliza el metal
Uso de absorbente ácido con residuos de cianuro
Libera cianuro de hidrógeno
Uso de absorbente ácido con residuos que contienen
compuestos de amonio
Libera gas amoníaco
Uso de absorbente ácido con residuos de sulfuro
Libera sulfuro de hidrógeno
Uso de absorbente alcalino (que contiene carbonatos
tales como calcita o dolomita) con residuos ácidos
Puede generar residuos pirofóricos
Uso de absorbente silíceo (suelo, cenizas finas) con
residuos de ácido hidrofluórico
Puede producir fluorosilicatos solubles
Presencia de aniones en soluciones ácidas que forman
sales de calcio solubles (es decir, acetato de cloruro de
calcio y bicarbonato)
Reacciones del intercambio de cationes; el calcio
percolado del producto de SyE incrementa la
permeabilidad del concreto y eleva la tasa de reacciones
del intercambio
Presencia de haluros
Percola fácilmente el cemento y cal
Compuestos orgánicos
Las sustancias orgánicas pueden interferir con la mezcla
de materiales residuales y aglomerantes inorgánicos
Sustancias orgánicas semivolátiles o hidrocarburos
poliaromáticos (HPA)
Las sustancias orgánicas pueden interferir con la mezcla
de materiales residuales
Aceite y grasa
Enlace débil entre partículas residuales y cemento
mediante el revestimiento de partículas. Disminución en
la resistencia a la compresión libre con mayores
concentraciones de aceite y grasa
Tamaño de partículas finas
El material insolube que pasa por un tamiz de malla
N°200 puede retrasar la colocación y curado. Las
partículas pequeñas también pueden revestir las
partículas más grandes, lo que debilita los enlaces entre
partículas y cemento u otros reactivos. Las partículas de
más de ¼ de pulgada no son adecuadas
6-28
Características que afectan la factibilidad
del proceso
Potencial de interferencia
Haluros
Puede retardar la colocación del cemento y puzolana de
la EyS. Puede deshidratar la solidificación termoplástica
Sales solubles de manganeso, estaño, cinc, cobre y
plomo
Se reduce la resistencia física del producto final debido
a las grandes variaciones en el tiempo de colocación y
se reduce la estabilidad dimensional de la matriz curada,
lo que incrementa el potencial de percolación
Cianuros
Los cianuros interfieren en la adhesión de material
residual
Arseniato de sodio, boratos, fósfatos, yodatos, sulfuros y Retardan la colocación y curado y debilitan la
carbohidratos
resistencia del producto final
Sulfatos
Retardan la colocación y producen hinchazón y astillas
en el cemento de la EyS. Con la solidificación puede
deshidratarse, rehidratarse y causar hendiduras
Fenoles
Los altos niveles de fenoles reducen significativamente
la resistencia a la compresión
Presencia de carbón o lignito
Los carbones y lignitos pueden causar problemas en la
colocación, curado y resistencia del producto final
Borato de sodio, sulfato de calcio, dicromato de potasio
y carbohidratos
Interfieren en las reacciones puzolanas que dependen de
la formación de silicato de calcio e hidratos de
aluminato
Sustancias orgánicas no polares (aceite, grasa,
hidrocarburos aromáticos, BPC)
Puede impedir la colocación del cemento, puzolana o
polímero orgánico de la EyS. Puede disminuir la
durabilidad a largo plazo y permitir el escape de
compuestos volátiles durante el mezclado. Las
sustancias orgánicas pueden evaporizarse del calor con
la EyS termoplástica
Sustancias orgánicas polares (alcoholes, fenoles, ácidos
orgánicos, glicoles)
Con la EyS del cemento o puzolana, las altas
concentraciones de fenoles pueden retardar la
colocación y disminuir la durabilidad a corto plazo;
todas pueden disminuir la durabilidad a largo plazo. Con
la EyS termoplástica, las sustancias orgánicas se
evaporizan. Los alcoholes pueden retrasar la colocación
de las puzolanas
Sustancias orgánicas sólidas (plásticos, alquitranes,
resinas)
Inefectiva con los polímeros de formaldehídos de la
úrea; pueden retardar la colocación de otros polímeros
Oxidantes (hipoclorito de sodio, permanganato de
potasio, ácido nítrico o dicromato de potasio)
Pueden causar ruptura o incendio de la matriz con la
EyS termoplástica o de polímeros orgánicos
Metales (plomo, cromo, cadmio, arsénico, mercurio)
En altas concentraciones pueden incrementar el tiempo
de colocación del cemento.
6-29
Características que afectan la factibilidad
del proceso
Potencial de interferencia
Nitratos, cianuros
Incrementan el tiempo de colocación, disminuyen la
durabilidad para la EyS que contiene cemento
Sales solubles de magnesio, estaño, cinc, cobre y plomo Pueden causar hinchazón y agrietamiento de la matriz
orgánica que está más expuesta a la percolación
Condiciones ambientales y residuales que disminuyen el Deterioro eventual de la matriz
pH de la matriz
Floculantes (cloruro férrico)
Interfieren con la colocación de cemento y puzolanas
Sulfatos solubles > 0,01% en suelo o 150 mg/L en agua El cemento puede estar expuesto al azufre
Sulfatos solubles > 0.5% en suelo o 2000 mg/L en agua
El cemento puede estar seriamente expuesto al azufre
Aceite, grasa, plomo, cobre, cinc y fenol
Nocivo para la resistencia y durabilidad del cemento y
los enlaces de cal y ceniza fina, y ceniza fina y cemento
Hidrocarburos alifáticos y aromáticos
Incrementa el tiempo de colocación del cemento
Sustancias orgánicas cloradas
En altas concentraciones pueden incrementar el tiempo
de fijación y disminuir la durabilidad del cemento
Sales y complejos metálicos
Incrementa el tiempo de colocación y disminuye la
durabilidad del cemento o de la arcilla-cemento
Ácidos inorgánicos
Disminuye la durabilidad del cemento (Portland tipo I)
o de la arcilla-cemento
Bases inorgánicas
Disminuye la durabilidad de la arcilla-cemento; la
durabilidad del cemento Portland tipo III y IV puede
diminuir por KOH y NaOH
6.3.2 Incineración
La incineración es el método más usado para el tratamiento térmico de las sustancias
orgánicas líquidas y sólidas y lodos contaminados con substancias tóxicas. La figura 6-11
muestra un diagrama de flujo con los elementos claves de un sistema de incineración:
(1)
procesamiento de residuos, que incluye selección, reducción de tamaño y mezcla de residuos; (2)
un sistema de ingreso de residuos; (3) una unidad de combustión; (4) equipo de control de la
contaminación del aire para recoger/tratar productos de combustión incompleta, emisiones
particuladas y gases ácidos, y (5) plantas para el manejo y disposición de ceniza residual de la
unidad de combustión, y partículas y aguas residuales del sistema de control de contaminación
del aire.
6-30
Salida a la atmósfera
Control de
gases ácidos
Procesamiento
de residuos
Ingreso de
residuos
Combustión
auxiliar
Combustión
de aire
Remoción de
partículas
Unidad de
combustión
Acondicionamiento de gas
Remoción
de cenizas
Tratamiento
de residuos
Aguas residuales
Disposición
Figura 6-11. Diagrama de flujo de un sistema de incineración (EPA, 1991)
Generalmente, los incineradores se clasifican según el tipo de unidad de combustión. Los
incineradores que se usan con mayor frecuencia para residuos peligrosos son los de horno
rotatorio, inyección líquida, lecho fluidificado y unidades infrarrojas. Algunas veces, se usan
calderas y hornos industriales, especialmente hornos de cemento para el tratamiento térmico de
residuos peligrosos. El cuadro 6-3 presenta las propiedades principales de los residuos que
afectan el rendimiento de un incinerador. El cuadro C-5 de la hoja de trabajo C (volumen II)
brinda información adicional sobre los factores de clasificación pertinentes para los diferentes
tipos de unidades de incineración. El apéndice B identifica las referencias principales sobre la
selección y diseño de incineradores.
La incineración es una opción de tratamiento relativamente costosa, pero con las
economías de escala creadas por una PTRP grande, un incinerador puede ser un elemento clave
en el diseño de una planta de tratamiento de residuos peligrosos. Algunas veces, la incineración
también se usa para tratar lodos de plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales que
sirven a grandes ciudades. Tal como se señaló en la sección 6.5, el lodo de las PCTE
generalmente tiene un uso beneficioso; sin embargo, puede ser necesario transportar lodos
altamente contaminados a una PTRP para su posterior tratamiento y posible incineración.
6-31
Cuadro 6-3.
Propiedades de los residuos que afectan el rendimiento de los sistemas de
incineración (EPA, 1991)
Propiedad
Equipo afectado
Parámetro operativo
afectado
Elementos
perjudiciales que
ingresan
Capacidad de alimentación, Plástico, basura
uso de combustibles
Efecto en el rendimiento
Poder calórico
Horno rotatorio
Temperatura del horno
rotatorio, tiempo de
residencia del gas de
combustión
Densidad
Horno rotatorio
Peso del material que
puede contener el horno
Capacidad de alimentación Lodo bromado
(lodo de alta densidad)
Contenido de
halógenos y azufre
Sistema templador,
diseño y operación
del equipo de control
de la contaminación
del aire
Cavitación de la bomba,
control de pH, tasa de
purgación, emisiones
particuladas
Capacidad de alimentación, Mezcla de
uso de soda cáustica
combustibles, lodo
bromado
Humedad
Sistema de alimentación
Distribución del
tamaño de la
partícula
Ciclón, SCC,
conductos, precipitación
electrostática en
húmedo (PEH),
instrumentos
Residuos del horno,
emisiones particuladas,
control del exceso de
oxígeno, control de la
temperatura
Obstrucción del ducto,
ciclón, SC, sistema de
procesamiento de agua e
instrumentos
Proporción de H:Cl
de los POCH
___________
Capacidad del
incinerador para destruir
térmicamente los
POCH/PIC
A medida que la proporción C2Cl6C6l6, C2HCl y
compuestos similares
de H:Cl disminuye, la
estabilidad térmica de los
POCH aumenta y la
oxidación de los PIC se
reduce. Bajo condiciones de
falta de oxígeno, se eleva la
tendencia para formar PIC a
medida que disminuye la
proporción de N:Cl
Residuos del horno,
control de exceso de O2
Escorificación del horno,
Plástico, basura, lodo
obturación de instrumentos bromado
y equipo aguas abajo
Horno giratorio,
Cualquier
característica de
ciclón, conductos,
fusión (determinada instrumentos
por sus
características
químicas, e.g.
álcalis)
Mayor uso de combustible
para mantener la
temperatura
6-32
Suelos, lodo bromado,
vermiculito
6.3.3 Otras tecnologías de tratamiento térmico
Otras tecnologías de tratamiento térmico incluyen una variedad de métodos que usan
calor (pero no oxidación primaria por combustión directa de aire como en la incineración) para
remover o destruir los contaminantes orgánicos. Las tecnologías disponibles incluyen:
§
§
§
pirólisis
oxidación húmeda de aire
desabsorción térmica.
La oxidación supercrítica del agua es una tecnología emergente de tratamiento térmico
que ha sido objeto de considerables pruebas piloto y de demostración.
La pirólisis es un proceso térmico que, en una atmósfera con deficiencia de oxígeno,
transforma los materiales orgánicos peligrosos en componentes gaseosos y en un residuo sólido
(coque) que contiene carbono fijo y ceniza. Al enfriarse, los componentes gaseosos se condensan
y dejan un residuo de aceite y alquitrán. La pirólisis se aplica a una amplia variedad residuos
orgánicos del suelo y lodo, incluidos los bifenilos policlorados (BPC), dioxinas y furanos.
La oxidación húmeda de aire usa temperatura y presión elevadas para oxidar las
sustancias orgánicas disueltas o finamente divididas. Su aplicación principal es el tratamiento de
residuos que, por estar demasiado diluidos (menos de 5% de sustancias orgánicas), no pueden ser
tratados económicamente mediante incineración y que por su nivel contaminante no pueden
recibir tratamiento biológico. Esta tecnología también puede usarse para tratar aguas residuales
con plaguicidas, con fenoles, azufre orgánico y cianuro. No es apropiada para sustancias
orgánicas aromáticas halogenadas o para tratar grandes volúmenes de residuos.
La desabsorción térmica se usa para separar físicamente los contaminantes volátiles y
algunos semivolátiles del suelo, sedimentos, lodos y lecho filtrante mediante el calentamiento a
altas temperaturas para volatilizar los contaminantes orgánicos. Luego, las sustancias orgánicas
desarbsorbidas en el gas se tratan mediante incineración en un postincinerador, se condensan en
un condensador simple o de múltiples etapas o se capturan en lechos de adsorción de carbono.
Generalmente, los sistemas térmicos de desabsorción se clasifican en sistemas de temperatura
baja (200 a 600 °F ó 93 a 215 °C) o temperatura alta (600 a 1.000 °F ó 315 a 538 °C).
La diferencia principal entre ambos es que los sistemas de temperatura baja tienen como
objetivo a los compuestos orgánicos volátiles, mientras que los sistemas de temperatura alta se
centran en las sustancias orgánicas semivolátiles.
La oxidación del agua supercrítica (OASP) usa oxidantes (aire, oxígeno o peróxido de
hidrógeno) para descomponer las sustancias orgánicas en residuos acuosos que están por encima
del punto crítico del agua (364°C, 221 atmósferas). Al inicio, se puede requerir combustible
adicional para los residuos diluidos, pero generalmente los residuos con una DQO mayor que
15.000 mg/L son autosuficientes. La OSCA puede usarse para efluentes, lodos y residuos sólidos
de pasta aguada.
6-33
El cuadro C-5 en la hoja de trabajo C (volumen II) brinda información adicional sobre
estos métodos de tratamiento térmico y varias tecnologías innovadoras de tratamiento térmico
(reactor eléctrico, vidrio fundido, sal fundida y calefacción térmica por radiofrecuencia), así
como referencias más detalladas.
6.4
SELECCIÓN DE PROCESOS DE TRATAMIENTO
Las consideraciones principales para la selección de procesos de tratamiento de residuos
peligrosos en las PTRP incluyen:
§
El medio donde está el residuo. A menudo, las aguas residuales, líquidos orgánicos,
lodo y sólidos que contienen el mismo tipo de contaminante pueden requerir
diferentes procesos de tratamiento (véase la sección 6.4.1).
§
Tipo de contaminante. Las propiedades físicas y químicas de los contaminantes en un
residuo afectan el tratamiento disponible. Por ejemplo, la precipitación es un
tratamiento químico que se aplica principalmente para sustancias inorgánicas tales
como metales y cianuros. Por otro lado, los métodos de separación por aire y
tratamiento térmico son más adecuados para el tratamiento de aguas residuales y
sólidos contaminados con sustancias orgánicas volátiles y semivolátiles. El hecho de
que los residuos contaminados orgánicos sean o no halogenados también puede influir
en la conveniencia de una opción específica de tratamiento. Generalmente, los
residuos orgánicos e inorgánicos mixtos son los más difíciles de tratar, ya que a
menudo requieren diferentes etapas de tratamiento. Las opciones de tratamiento para
residuos corrosivos se tratan en la sección 6.4.2, los residuos de solventes en la
sección 6.4.3 y los otros contaminantes en la sección 6.4.4.
§
Concentración de contaminantes. La operación exitosa de algunos procesos de
tratamiento depende de la concentración de contaminantes en los residuos. La sección
6.4.1 brinda información sobre diversas aplicaciones de las técnicas de tratamiento
como función de la concentración de sustancias orgánicas en efluentes.
§
Volumen de residuos. Algunos métodos de tratamiento, como la incineración,
requieren grandes volúmenes de residuos para ser eficientes en función de los costos.
Otros métodos, como la oxidación húmeda de aire (véase la sección 6.3.3), son más
adecuados para volúmenes pequeños de residuos. La eficiencia del proceso requiere
una combinación razonable entre el volumen de residuos con el que un proceso puede
funcionar eficientemente y el volumen de residuos que va a tratarse.
§
Variabilidad de residuos. Generalmente, los procesos continuos de tratamiento son
más eficientes cuando no varía la tasa de flujo ni la composición química de los
residuos. A menudo, los tanques de compensación (véase la sección 5.2.1) se usan
6-34
para controlar la variabilidad de los procesos continuos de tratamiento. Los procesos
discontinuos son adecuados para residuos cuya composición química es variable.
§
Disponibilidad. Generalmente, la importancia del rendimiento confiable de las
tecnologías de tratamiento limita la elección de tecnologías a aquellas desarrolladas
comercialmente. La prueba y desarrollo de tecnologías innovadoras y emergentes
puede ser posible, pero quizás no como una característica central de una secuencia de
tratamiento que maneje grandes volúmenes de residuos.
§
Costo. Probablemente, el costo es el factor principal al momento de elegir entre dos o
más opciones de tratamiento que cumplan con todos los otros criterios. Tal como se
señaló en la sección 5.4.2, la evaluación de costos del tratamiento requiere considerar
el costo total y la importancia relativa del costo de la inversión y los de operación y
mantenimiento.
§
Residuos. La mayoría de procesos de tratamiento produce residuos que pueden
requerir tratamiento adicional (por ejemplo, remoción de gases) o disposición (por
ejemplo, ceniza, lodos). El tipo y volumen de residuos generados debe considerarse al
momento de seleccionar una tecnología de tratamiento.
Los tipos de residuos recibidos en una PTRP dependen de los procesos industriales
específicos usados por las industrias que envían residuos a la planta. Existen numerosas opciones
de tratamiento apropiadas para determinado tipo de residuos. La hoja de trabajo A en el volumen
II describe un procedimiento para identificar las características de los residuos y las opciones de
tratamiento para categorías industriales específicas.
El procedimiento de selección descrito en la hoja de trabajo A puede aplicarse a la
selección de opciones potenciales de tratamiento para las PCTE y PTRP. Los criterios para la
selección de opciones de pretratamiento en la planta para las PYME antes de la descarga de
residuos son similares a los criterios para las PYME tratados en la sección 5.4.1. Generalmente,
una PTRP mezcla residuos similares provenientes de muchas fuentes individuales. Una etapa
importante en el proceso de selección de opciones es determinar los tipos principales de residuos
que la planta manejará mediante la combinación de estos residuos.
6.4.1 Opciones de medios específicos
El cuadro 6-4 presenta las opciones potenciales de tratamiento para diversos tipos de
residuos peligrosos líquidos y sólidos para (1) minimización de residuos, (2) pretratamiento, y
(3) tratamiento y disposición. El cuadro 6-4 indica que las opciones de tratamiento a menudo
dependen de las concentraciones de los residuos. Por lo tanto, las opciones identificadas para el
reciclaje de líquidos inorgánicos concentrados difieren de aquellas para el tratamiento de líquidos
inorgánicos diluidos, excepto por la electrodiálisis. La figura 6-12 identifica los rangos
aproximados de aplicación de las técnicas de tratamiento disponibles comercialmente (línea
6-35
corrida) como una función de la concentración de sustancias orgánicas en los efluentes. Las
líneas pespunteadas indican las extensiones potenciales de las tecnologías disponibles y la
tecnología emergente de oxidación supercrítica del agua.
Las opciones de pretratamiento para diversos medios residuales identificados en el cuadro
6-4 son métodos físicos, muchos de los cuales se tratan en las secciones 5.2.1 y 5.2.2. Los
principales métodos de pretratamiento químico incluyen neutralización, destrucción de cianuro y
reducción de cromo. Los métodos de tratamiento y disposición que se presentan en el cuadro 6-4
se tratan en las secciones 6.2 y 6.3.
El cuadro 6-5 es una matriz que muestra la aplicación potencial de 17 tecnologías de
tratamiento para tipos generales de contaminantes en tres medios: (1) residuos acuosos, (2)
líquidos orgánicos y (3) lodos y suelos. Si bien este cuadro se desarrolló para la selección de
tecnologías in situ a fin de remediar áreas contaminadas, todas las categorías de tratamiento
podrían usarse en una PTRP.
6.4.2 Residuos corrosivos
La neutralización de residuos corrosivos se trata en la sección 6.2.4. El cuadro 6-6 brinda
la siguiente información sobre ocho tecnologías de tratamiento para la recuperación y reúso de
residuos corrosivos:
§
§
§
§
§
tipo de residuo que recibe tratamiento
etapa del desarrollo de la tecnología
rendimiento
residuos generados
costo.
Generalmente, es más conveniente aplicar estas tecnologías en la misma planta industrial debido
a los problemas que ocasiona el transporte de residuos corrosivos a una PTRP.
Lamentablemente, las limitaciones financieras probablemente restringirían el uso de estas
tecnologías a las EPE.
6-36
Cuadro 6-4. Alternativas para el manejo de residuos peligrosos (Wilk y otros, 1988)
Objetivo del manejo
de residuos
Minimización de
residuos
Tipos de residuos
aplicables
Alternativa potencial para el manejo/tratamiento de residuos
Reducción en la fuente
Todos
Sustitución de materias
primas
Reformulación de productos
Rediseño del proceso
Separación de residuos
Reciclaje
Líquidos orgánicos
concentrados (e.g.
soluciones de niquelado,
etching)
Líquidos inorgánicos
disueltos (e.g. enjuagues
niquelados)
Líquidos orgánicos
concentrados (e.g.
solventes con ácidos,
álcalis)
Cristalización
Intercambio de iones
Evaporización/ destilación
Electrodiálisis
Extracción de solventes
Descomposición térmica
Intercambio de iones
Electrodiálisis
Ósmosis inversa
Diálisis Donnan/
Transporte pareado
Intercambio de residuos
Pretratamiento
Líquidos concentrados
Reciclaje
Líquidos inorgánicos
disueltos
Neutralización mutua
Líquido con sólidos
Tamizado
Destilación
Centrifugación
Decantación
Extracción
Destrucción de cianuro
mediante cloración
Reducción de cromo
Sedimentación
Flotación
Compensación
Flotación
Destilación
Centrifugación
Compensación
Filtración al vacío
Otros tipos de deshidratación
Desmenuzadoras
Filtros prensa
Centrifugación
Trituradores
Trituradores
Piedra caliza
Ácido sulfúrico
Neutralización mutua
Cal
Ácido clorhídrico
Soda cáustica
Ácido carbónico (CO2)
Tratamiento biológico
Eliminación por aire
Oxidación química
Incineración
Ozonización
Destilación
Extracción
Incineración
Solidificación
Eliminación por vapor
Fluidos supercríticos
Uso de combustible
Encapsulación
Evaporización
Oxidación húmeda del
aire
Relleno sanitario
Incineración
Oxidación húmeda del aire
Líquido –dos fases
Líquido o lodo con cianuro
Líquido o lodo con cromo
hexavalente
Lodo
Neutralización
Tratamiento y
disposición
Neutralización y posterior recuperación por destilación, eliminación por vapor o uso
como combustible
Sólidos en grandes
cantidades
Residuos ácidos
Residuos alcalinos
Todos
Líquidos que contienen
metales
Líquidos que contienen
residuos orgánicos
Líquidos que contienen
sustancias orgánicas
disueltas
Líquidos orgánicos
concentrados
Lodos inorgánicos y
sólidos
Lodos orgánicos y sólidos
Reúso durante el proceso
Neutralización mutua
con menos
especificaciones de materia
prima
Filtración
Sedimentación
Precipitación y clarificación
Adsorción
6-37
Figura 6-12.
Rangos aproximados de aplicabilidad de las técnicas de tratamiento como
una función de la concentración de sustancias orgánicas en los efluentes
(Breton y otros, 1987)
6-38
Cuadro 6-5. Matriz tecnológica del tratamiento de residuos en la planta (EPA, 1991)
6-39
Cuadro 6-6.
Proceso
Resumen de tecnologías de recuperación/reúso de residuos corrosivos (Wilk
y otros, 1988)
Residuos
Evaporación/
Destilación
Enjuagues del
revestimiento
de metal,
licores del
baño químico
de metales
Cristalización
Licores del
baño químico
de H2SO4 y
HNO3/HF;
soluciones
ácidas de
aluminio
cáustico
Etapa de
desarrollo
Bien establecida
para el tratamiento
de enjuagues del
revestimiento de
metal
Existen 20 a 25
sistemas
actualmente en
operación (pocas
aplicaciones para la
recuperación de
soda cáustica)
Rendimiento
Enjuagues de
revestimiento
de metales;
baños químicos
ácidos,
soluciones
ácidas de
aluminio;
soluciones
anodizantes de
H2SO4;
soluciones de
la separación
por rejilla
(HF/HNO3)
Costos
Recuperación de la
solución de
revestimiento para su
reúso en un baño de
revestimiento. El agua
del enjuague puede
reusarse
97-98% de
recuperación de H2SO4
(80-95% de remoción
de metales)
Puede requerir
sistemas de
cristalización/
filtración debido a la
concentración de
impurezas
99% de recuperación
de HNO3 y 50% de HF
Cristales de fluoruro
metálico (pueden
recuperar HF adicional
mediante la
descomposición
térmica)
Cristales de hidróxido
de aluminio (pueden
comercializarse o
venderse)
El proceso concurrente Las RFIE y APU son
eficientes en función
produce un
de los costos
regenerante gastado
que también es
corrosivo
80% de recuperación
de NaOH
Intercambio de
iones
Residuos generados
Diversas unidades
de RFIE (1) en
operación para el
tratamiento de
corrosivos
Los sistemas
concurrentes no son
técnicamente factibles
para el tratamiento
directo de corrosivos;
puede usarse junto con
tecnologías de
neutralización para
reducir costos totales
Las unidades para
el tratamiento
directo de baños
ácidos solo
disponibles en
ECO-TEC, Ltd.
Las unidades de RFIE
muestran buenos
resultados. Una RFIE
convencional opera
mejor con soluciones
disueltas, mientras que
las APU funcionan
mejor con altas
concentraciones de
metales (entre 30 y 100
g/L)
6-40
Puede ser eficiente
en función de los
costos para la
recuperación de
soluciones corrosivas
del revestimiento de
aguas del enjuague
Cristales de
Eficiente en función
heptahideato de sulfato de los costos si se
ferroso (pueden
tratan grandes
intercambiarse o
cantidades de
venderse)
residuos
Metales recuperados
que pueden reusarse,
tratarse, disponerse o
comercializarse
Proceso
Electrodiálisis
Etapa de
desarrollo
Recuperación
Se venden
de soluciones
unidades, pero su
de ácido
área de aplicación
crómico/sulfúri es limitada. Cinco
co
unidades en
operación
Recuperación
Varias en
de enjuagues
operación
del
revestimiento
de metales
(especialmente,
agua del
enjuague de
ácido crómico)
Recuperación
En
de licores del
comercialización,
baño químico
ninguna en
de HNO3/HF
operación todavía
Residuos
Rendimiento
Residuos generados
85% de recuperación
de la solución ácida.
45% de remoción de
cobre; 30% de cinc
Metales que pueden
tratarse, disponerse o
regenerarse para su
reúso
Se registró 3 M de
HF/HNO3
2M de Soln de KOH
que puede reciclarse
para la etapa de
pretratamiento de esta
aplicación de ED
La solución del
revestimiento de
metales recuperada se
devuelve al baño de
revestimiento (luego
de ser concentrada por
un evaporador). El
enjuague se reúsa
Costos
Eficiente en función
de los costos para
aplicaciones
específicas
(soluciones de ácido
crómico/sulfato)
Opera mejor cuando las El ácido crómico
Requiere poca
concentraciones de
puede devolverse al
inversión de capital;
cobre son de 2 a 4
baño del revestimiento eficiente en función
oz/gal
de metales; el
de los costos para
enjuague puede
aplicaciones
reusarse
específicas
(enjuagues de ácido
crómico)
Ósmosis inversa
Enjuagues del
revestimiento
de metales
Cuatro compañías
venden membranas
para residuos
corrosivos. Dos
compañías venden
sistemas de OI para
corrosivos
Con los enjuagues del
revestimiento de
metales de cianuro se
logró 90% de
conversión
Diálisis de
Donnan/transporte
acoplado
Enjuagues del
revestimiento
de metales;
aplicación
potencial a
baños ácidos
Los análisis de
Donnan solo han
sido probados en el
laboratorio.
No hay datos
No hay datos
disponibles para el
disponibles para el
análisis de Donnan (se análisis de Donnan
requieren más pruebas)
El transporte
acoplado ha sido
probado en el
laboratorio y en el
campo. Este
sistema se
comercializa
actualmente
El transporte ha
demostrado una
recuperación de 99%
de cromato de los
enjuagues niquelados.
Otros enjuagues
niquelados pueden ser
aplicables, pero aún no
han sido probados
6-41
Para los enjuagues del
revestimiento de
metales del cromato,
se puede generar
cromato de sodio; se
puede usar en
cualquier otra parte de
la planta o someterse
al intercambio de iones
para recuperar el
ácido crómico y
reciclarlo en la
solución del
revestimiento de
metales
Eficiente en función
de los costos para un
generador de grandes
cantidades
Eficiente en función
de los costos para
aplicaciones
limitadas. El
desarrollo de una
membrana
químicamente más
resistente lo haría
muy eficiente en
función de los costos
para una mayor área
de aplicación
No hay datos de
costos disponibles
para el análisis de
Donnan
El costo de capital
promedio para un
taller de
revestimiento de
metales es de US$
20.000. Puede ser
eficiente en función
de los costos para
aplicaciones
específicas
Proceso
Residuos
Extracción de
solventes
Licores del
baño químico
de HNO3/HF
Descomposición
térmica
Residuos
ácidos
Etapa de
desarrollo
Sistemas de escala
comercial
instalados en
Europa y Japón
con fines de
desarrollo. No
existen plantas
comerciales en los
EEUU
Bien establecida
para la
recuperación de
licores gastados del
baño químico,
generados por la
industria del acero.
Etapa piloto para
residuos orgánicos
Rendimiento
95% de recuperación
de HNO3; 70% de
recuperación de HF
Residuos generados
Lodo de metales
(puede recuperarse
95% de hierro
mediante
descomposición
térmica)
99% de eficiencia en la 98-99% de pureza en
regeneración de licores el óxido de hierro que
del baño químico
puede usarse, tratarse
o comercializarse
Costos
No disponible
Mayor inversión de
capital. Solo es
eficiente en función
de los costos para
generadores de
grandes cantidades
de residuos ácidos
(1) RFIE: Intercambio de iones de flujo reverso
6.4.3 Residuos de solventes
La limpieza del equipo genera residuos de solventes en muchas industrias, principalmente
en las de tratamiento y acabado de metales e industrias electrónicas. Los solventes frescos son
líquidos orgánicos que pueden ser halogenados (como el tetracloroetileno) o no halogenados
(como el metanol y tolueno). Los residuos de solventes pueden estar mezclados con agua, sólidos
o ambos.
El cuadro 6-7 resume las opciones de minimización y tratamiento de residuos de
solventes y el cuadro 6-8 presenta información sobre más de dos docenas de opciones de
recuperación y tratamiento: (1) residuos que reciben tratamiento, (2) etapa de desarrollo del
proceso, (3) rendimiento y (4) residuos generados.
Las tecnologías de recuperación de solventes, tales como la destilación, evaporación y
separación por vapor, se aplican a los solventes gastados para remover agua y otros
contaminantes líquidos antes de su reúso. Si un solvente solo está contaminado con sólidos, la
recuperación puede realizarse mediante filtración u otros métodos físicos de separación de
componentes. Algunas veces, cuando los solventes contaminados se reúsan para aplicaciones con
menores requisitos de pureza, éstos no requieren tratamiento. Los solventes líquidos orgánicos
también pueden ser usados como combustible suplementario en hornos y calderas industriales de
alta temperatura. Cuando se usan solventes halogenados como combustible, se debe medir la
concentración de cloro porque puede ocasionar corrosión en el sistema.
6-42
Cuadro 6-7. Alternativas del manejo de residuos de solventes para la disposición en el
terreno (Breton y otros, 1987)
Objetivo del
Residuos que
manejo de
reciben tratamiento
residuos
Minimización de residuos
Reducción en la
fuente
Todos
Reciclaje
Todos
Alternativa potencial para el manejo de residuos
Sustitución de
materia prima
Reformulación del
producto
Recuperación
Rediseño del proceso
Separación de residuos
Sedimentación
Decantación
Flotación
Filtración
Centrifugación
Centrifugación
Destilación
Lodos
Tamizado
Flotación
Decantación
Destilación
Filtración al vacío
Filtro-prensa
Centrifugación
Otro tipo de
deshidratación
Sólidos voluminosos
Desmenuzadoras
Trituradores de
martillo
Trituradores
Compuestos de
baja/alta viscosidad
Mezclado
Físico
Líquidos
Evaporación
Separación por aire
Fraccionamiento
Adsorción de
carbón
Químico
Líquidos
Destilación
Separación por
vapor
Oxidación húmeda de
aire
Otras oxidaciones
químicas
Lodo activado
Inyección de líquidos
Estanque aereado
Horno rotatorio
Filtro percolador
Lecho fluidificado
Reúso (como combustible o solvente del proceso)
Pretratamiento
Líquidos con sólidos
Líquido – dos etapas
Extracción
Tratamiento
Oxidación del agua supercrítica
Clorinólisis
Biológico
Incineración
Líquidos
Todos
Otros
térmicos
Todos
Pirólisis
Sistemas de plasma
Vidrio fundido
Reactor eléctrico
Lecho de flujo
circulante
Sal fundida
Líquidos orgánicos
Decantación
Deshidratación
Fraccionamiento
Sólidos/lodos
Solidificación
Encapsulación
Líquidos acuosos
Adsorción de carbón
Ozonización
Adsorción de resinas
Otras oxidaciones
Destrucción
térmica
Separación por
aire
Extracción
Adsorción de
resinas
Ozonización
Decloración
Desprovisto de
aire
Postratamiento
Destrucción
térmica
Tratamiento
biológico
El tratamiento térmico es la primera opción de tratamiento para los residuos de solventes
concentrados que no se pueden recuperar. El cuadro 6-8 presenta cuatro opciones de incineración
y otras siete tecnologías térmicas; de éstas, solo la pirólisis (véase la sección 6.3.3) se encuentra
disponible comercialmente. La mayoría de opciones de tratamiento físico y químico presentadas
en el cuadro 6-9 son para residuos acuosos contaminados con concentraciones relativamente
bajas de solventes. La figura 6-12 puede usarse como una guía para la identificación de
tecnologías potenciales según la concentración de solventes y otras sustancias orgánicas en las
aguas residuales.
6-43
Cuadro 6-8. Resumen de los procesos de tratamiento de solventes (Breton y otros, 1987)
Proceso
Residuos que reciben
tratamiento
Etapa de desarrollo
Rendimiento
Residuos generados
TSP, posiblemente
algunos PIC y HCl si se
queman sustancias
orgánicas
halogenadas. Poca
cantidad de ceniza si
los sólidos se
remueven en los
procesos de
pretratamiento
Requiere APCD. Los
residuos deben ser
aceptables si se
introducen
apropiadamente.
Como en el caso
anterior
Incineración
Incineración por
inyección líquida
Todos los líquidos que
se bombean, siempre
que los residuos puedan
mezclarse en un nivel
de 8500 Btu/lb. Se
puede requerir cierta
remoción de sólidos
para evitar boquillas
obturadas
Se estima que hay más
de 219 unidades en
uso. Es la tecnología de
incineración de mayor
uso.
Excelente eficiencia de
destrucción (> 99,99%).
El mezclado puede
evitar problemas
asociados con
residuos, por ejemplo,
HCl
Incineración en horno
rotatorio
Todos los residuos
siempre que se
mantenga el nivel de
Btu
Más de 40 unidades en
servicio; más versátil
para la destrucción de
residuos
Excelente eficiencia de
destrucción.
(> 99,99%)
Incineración en lecho
fluidificado
Líquidos y sólidos no
voluminosos
Excelente eficiencia de
destrucción. (> 99,99%)
Soleras fijas/múltiples
Pueden manejar una
amplia variedad de
residuos
Nueve unidades en
operación - unidades
de lecho circulatorio en
desarrollo
Aproximadamente 70
unidades en uso.
Tecnología antigua para
la combustión de
residuos municipales
El rendimiento puede
ser marginal para los
residuos peligrosos,
particularmente
halogenados
Como en el caso
anterior
Solo unas cuantas
unidades queman
residuos peligrosos
Excelente eficiencia de
destrucción
(> 99.99%) debido a
mayores tiempos de
residencia y altas
temperaturas.
Requiere APCD. Los
residuos deben ser
aceptables
Varias unidades en uso.
La mayoría de unidades
demostró un DRE alto
(> 99,99%)
Los residuos deben
mezclarse para cumplir
con los estándares de
emisión para los TSP y
HCl, a menos que las
calderas estén
equipadas con APCD
El fabricante reporta
altas eficiencias
(> 99,99%)
Los materiales aditivos
del lecho pueden
reducir las emisiones
de HCl. Los residuos
deben ser aceptables
Necesitará un
dispositivo de APC
para HCl y
posiblemente PIC;
sólidos retenidos
(encapsulados) en
vidrio fundido
Uso como combustible
Hornos industriales
Calderas industriales
de alta temperatura
Generalmente todos los
residuos, pero el nivel
de Btu, contenido de
cloro y otras impurezas
pueden requerir un
mezclado para controlar
las características de la
carga y la calidad del
producto.
Todos los líquidos que
se bombean, pero las
sustancias halogenadas
se deben mezclar. La
remoción de sólidos es
particularmente
importante para
garantizar la operación
estable del incinerado
Otras tecnologías térmicas
Comburente de lecho
circulatorio
Incineración de vidrio
fundido
Líquidos o sólidos no
voluminosos
Solo existe un fabricante
en los Estados Unidos.
No existen unidades de
tratamiento de residuos
peligrosos
Casi todos los residuos, Tecnología desarrollada
siempre que los niveles para la fabricación de
de humedad e impureza vidrio. Aún no está
metálica estén dentro de disponible para el
los límites
tratamiento de residuos
peligrosos
6-44
No existen datos
disponibles sobre su
rendimiento, pero los
DRE deben ser altos (>
99,99%)
Proceso
Destrucción de sal
fundida
Residuos que reciben
tratamiento
No es adecuada para
residuos con alto
contenido de cenizas (>
20%)
Etapa de desarrollo
Rendimiento
Tecnología en
desarrollo desde 1969
Alta eficiencia de
destrucción de
sustancias orgánicas
(seis novenos para los
BPC)
Residuos generados
Requiere algunos
dispositivos de APC
para recolectar el
material no retenido en
la sal. La disposición
de ceniza puede ser un
problema
Las emisiones de TSP
inferiores a lo
convencional
requerirán dispositivos
de APC para el HCl.
Algunos residuos
pueden producir un
residuo alquitranado
inaceptable
Requiere dispositivos
de APC para HCP y
TSP; necesita fuego
para la destrucción de
H2 y CO
Requiere dispositivos
de APC para TSP y
HCl; puede requerir
remoción de cloro
Unidades de pirólisis
en hornos
La mayoría de diseños
es apropiada para todos
los residuos
Existe una unidad de
pirólisis permitida por la
RCRA. Algunos diseños
están disponibles
comercialmente
Alta eficiencia de
destrucción (> 90,99%).
Posibilidad de formación
de PIC
Pirólisis por plasma
El diseño actual es
apropiado solo para
líquidos
El diseño comercial
parece inminente, con
futuras modificaciones
para el tratamiento de
lodos y sólidos
Preparado para su
desarrollo comercial.
Unidad de prueba
permitida por la RCRA
Las eficiencias
excedieron seis
novenos en las pruebas
con solventes
No está comercializado
aún
No existen datos
disponibles, pero se han
reportado DRE por
encima de seis novenos
Se requiere un sistema
de remoción de gas
para controlar las
emisiones al aire.
Ceniza contenida en el
suelo vitrificado
Generalmente, los
fondos contendrán
niveles excesivos de
solventes (1.000 ppm);
el condensado puede
requerir tratamiento
adicional
Los fondos contendrán
solventes apreciables.
Generalmente, son
apropiados para la
incineración
Reactor eléctrico
avanzado de fluidos
Apropiado para todos
los residuos si los
sólidos son pretratados
para garantizar el flujo
libre
Vitrificación en la planta La técnica para el
tratamiento de suelos
contaminados podría
extenderse a las pastas
aguadas. También usa
un proceso de
solidificación.
La eficiencia sobrepasó
seis novenos
Métodos de tratamiento físico
Destilación
Recupera y separa
solventes. La destilación
fraccional requerirá la
remoción de sólidos
para evitar la obturación
de las columnas
Tecnología bien
desarrollada y equipo
disponible de varios
proveedores; tecnología
de amplio uso
La separación depende
del reflujo (99+
porcentaje alcanzable).
Este es un proceso de
recuperación
Evaporación
Las unidades agitadas
de capa delgada
pueden tolerar mayores
niveles de sólidos y
mayores viscosidades
que otros tipos de
destiladoras
Pproceso simple de
destilación para remover
sustancias orgánicas
volátiles de las
soluciones acuosas.
Más recomendable para
bajas concentraciones y
solventes de poca
solubilidad
Generalmente se usa
para tratar residuos
acuosos de baja
concentración
Tecnología bien
desarrollada y equipo
disponible de varios
proveedores; tecnología
de amplio uso
Recupera entre 60 y
70% de solventes
Tecnología bien
desarrollada y
disponible
Generalmente, no se
considera como
tratamiento final, pero
puede reducir los
niveles de residuos
Los residuos acuosos
pueden requerir
pulimento.
Generalmente se
requiere concentración
adicional de la
corriente superior
Tecnología bien
desarrollada y
disponible
Generalmente, no se
considera como
tratamiento final, pero
puede ser efectiva para
residuos altamente
volátiles
Las emisiones de aire
pueden requerir
tratamiento
Separación por vapor
Separación por aire
6-45
Proceso
Extracción líquidolíquido
Residuos que reciben
tratamiento
Generalmente
apropiada solo para
líquidos con bajo
contenido de sólidos
Etapa de desarrollo
Tecnología bien
desarrollada para el
proceso industrial
Rendimiento
Puede lograr
separaciones altamente
eficientes para ciertas
combinaciones de
residuos de solventes
Puede lograr bajos
niveles de solventes
residuales en el efluente
Residuos generados
Se debe monitorear la
solubilidad de los
solventes en la fase
acuosa
Adsorción de carbón
Apropiado para residuos
acuosos con bajas
concentraciones de
sólidos
Tecnología bien
desarrollada; se usa
como pulimento
El carbón adsorbido
debe procesarse
durante la
regeneración. El
carbón gastado y las
aguas residuales
también pueden
requerir tratamiento
Las resinas adsorbidas
deben procesarse
durante la
regeneración
Adsorción de resinas
Apropiado para residuos
con bajo contenido de
sólidos. Recuperación
apreciable de solventes
Tecnología bien
desarrollada en
industrias para
combinaciones
especiales de resinas y
solventes. No se ha
demostrado su
aplicación en residuos
Puede lograr bajos
niveles de solventes en
el efluente
Tecnología de alta
temperatura y presión,
ampliamente usada
como pretratamiento
para lodos municipales,
solo existe un fabricante
Las condiciones
supercríticas pueden
imponer demandas en
la confiabilidad del
sistema. Disponible
comercialmente desde
1987
Actualmente, se usa
como una etapa de
pulimento para aguas
residuales
Pretratamiento para el
tratamiento biológico.
Algunos compuestos
resisten la oxidación
Algunos residuos
pueden requerir
tratamiento adicional
Las condiciones
supercríticas alcanzan
alta eficiencia de
destrucción
(> 99,99%) para todos
los componentes
Los residuos no
representan
problemas. Los
halógenos pueden
neutralizarse en el
proceso
Para la mayoría de
residuos, no se puede
lograr niveles de
solventes residuales con
un bajo rango de ppm
Puede ocurrir
contaminación residual;
se requerirá
procesamiento
adicional de gas
La tecnología de
oxidación está bien
desarrollada para
cianuros y otras
especies (fenoles) pero
aún no tiene un uso
general
El proceso genera un
producto (por ejemplo,
tetracloruro de carbono).
Disponibilidad poco
probable
No desarrollada
completamente
Para la mayoría de
residuos no es posible
lograr niveles de
solventes residuales en
un bajo rango de ppm
Puede ocurrir
contaminación residual;
se requerirá
procesamiento
adicional
No disponible
Las emisiones de aire y
aguas residuales no
fueron significativas
Eficiencia de
destrucción por encima
de 99% para la dioxina
Puede usarse como
tratamiento final para
residuos específicos,
puede ser un
pretratamiento para
especies resistentes
Puede ocurrir
contaminación residual
Procesos de tratamiento químico
Oxidación de aire
húmedo
Oxidación supercrítica
del agua
Ozonización
Otros procesos de
oxidación química
Apropiada para líquidos
acuosos y posiblemente
para pastas aguadas.
Hasta 15% de
concentración de
solventes
Para líquidos y pastas
aguadas que contienen
concentraciones
óptimas de
aproximadamente 10%
de solvente
La oxidación con ozono
(posiblemente ayudada
por los UV) es
apropiada para
soluciones acuosas
diluidas con bajo
contenido de sólidos
Los agentes oxidantes
pueden ser altamente
reactivos para
componentes
específicos en la
solución acuosa
Clorólisis
Apropiado para
cualquier residuo líquido
clorado
Decloración
Suelos secos y sólidos
Métodos de tratamiento Tecnología aerobia
biológico
apropiada para residuos
diluidos, si bien algunos
componentes serán
resistentes
Los tratamientos
convencionales se han
usado por años
6-46
Puede ocurrir
contaminación residual;
generalmente,
requerirá
procesamiento
adicional
Cuadro 6-9. Matriz de aplicación de los procesos de aguas residuales industriales
(McArdle y otros, 1987)
6-47
6.4.4 Otras opciones para contaminantes específicos
El cuadro 6-9 es una matriz que identifica la aplicabilidad de 19 tecnologías físicas,
químicas y biológicas para el tratamiento de las siguientes características de las aguas residuales:
(1) sólidos suspendidos, (2) aceite, grasa y líquidos inmiscibles, (3) pH, (4) sólidos disueltos
totales, (5) metales, (6) cianuros, (7) sustancias orgánicas volátiles, (8) sustancias orgánicas
semivolátiles, (9) plaguicidas y BPC y (10) agentes patógenos.
El cuadro 6-10 es una matriz similar que clasifica la eficiencia potencial de 16
tecnologías de tratamiento térmico, químico, físico y biológico para ocho tipos de contaminantes
orgánicos y ocho tipos de contaminantes inorgánicos en suelos y lodo. Si bien esta matriz se creó
para seleccionar tecnologías in situ, todas las tecnologías fuera de la planta (11 de las 16) se
aplican igualmente al tratamiento de residuos peligrosos en una PTRP.
El cuadro 6-11 es una matriz que clasifica la efectividad de 6 tecnologías para el
tratamiento de 11 tipos principales de contaminantes peligrosos. Estos 11 grupos se desarrollaron
para el programa Superfund de la EPA a fin de facilitar las pruebas de tratamiento de materiales
en sitios no controlados de residuos peligrosos. Las nueve categorías de contaminantes orgánicos
representan una clasificación más detallada que la presentada en otros cuadros de esta guía. El
cuadro B-5 en la hoja de trabajo B en el volumen II, presenta una lista más completa de
tecnologías de tratamiento aplicables a estos posibles grupos relacionados con grupos de residuos
de plaguicidas.
Finalmente, el cuadro C-8 en la hoja de trabajo C (en el volumen II) es una matriz para
la selección de más de 50 tecnologías de tratamiento en relación con los siguientes cinco grupos
principales de contaminantes: (1) compuestos orgánicos volátiles (COV),
(2) compuestos orgánicos semivolátiles (COSV), (3) combustibles (hidrocarburos del petróleo),
(4) sustancias inorgánicas y (5) explosivos. En la hoja de trabajo C se brinda información sobre
el uso de esta matriz.
Si bien las matrices en los cuadros 6-5, 6-9, 6-10, 6-11 y C-9 son similares, cada una
contiene información significativa que no se trata en otra matriz.
6-48
Cuadro 6-10. Guía para la selección de tecnologías de tratamiento de contaminantes en
suelos y lodos (EPA, 1988)
6-49
Cuadro 6-11. Efectividad prevista para el tratamiento de sólidos contaminados
(Offut y Knapp, 1990)
6-50
6.4.5 Opciones para industrias específicas
El cuadro 6-12 es una matriz que identifica la aplicación de 27 posibles tecnologías de
tratamiento y control para 34 industrias. Este cuadro facilita la preparación de una lista
preliminar de posibles tecnologías de tratamiento para una industria específica. El cuadro resulta
más efectivo que el procedimiento descrito en la hoja de trabajo A (volumen II), pero no debe
reemplazar al proceso más detallado de selección.
6.4.6 Procesos más frecuentes de tratamiento
Generalmente, las PTRP necesitan tener la capacidad de tratar la amplia variedad de
residuos peligrosos que generan los procesos industriales, a menos que la producción de una
región sea tan especializada que no se produzcan ciertas categorías de residuos peligrosos.
Comparados con las PCTE, los procesos de tratamiento en las PTRP deben manejar líquidos
concentrados, lodos y residuos sólidos que requieren tratamiento físico, químico y térmico, y
también tecnologías de EyS. Si una PTRP también recibe grandes cantidades de aguas residuales
industriales, entonces los procesos de tratamiento biológico pueden ser significativos y la PTRP
también funcionaría como una PCTE.
El cuadro 6-13 resume los resultados de una encuesta realizada en 1994 por la EPA sobre
85 plantas centralizadas de tratamiento de residuos en los Estados Unidos para identificar los
tipos de tecnologías de tratamiento que se usan actualmente. Todas esas plantas tratan
básicamente efluentes industriales. Las 22 tecnologías del cuadro 6-13 se clasifican como
(1)
pretratamiento físico, (2) separación física de fases, (3) químicas, (4) biológicas y
(5)
deshidratación de lodos.
El método de pretratamiento que se usa con mayor frecuencia es la compensación (81
plantas) junto con la clarificación/floculación (35 plantas) y separación por gravedad (18
plantas). Los métodos de tratamiento físico más usados son la filtración con medios granulares
(tanto con arena como con medios múltiples) y la adsorción de carbón.
La precipitación es el tratamiento químico más usado con múltiples aplicaciones en una
sola planta. Un poco menos de la mitad de las plantas usó la destrucción de cianuro y reducción
de cromo.
El lodo activado fue el tratamiento biológico más común en plantas con operaciones in
situ que producían residuos de manera constante como para justificar el tratamiento biológico.
6-51
Cuadro 6-12. Posibles tecnologías de tratamiento y control para 34 industrias (Saltzberg y
Cushnie, 1985)
6-52
Cuadro 6-13.
Frecuencia de uso de las tecnologías en plantas comunes de tratamiento de
residuos
Tecnología
Número (de 85)
Pretratamiento físico
Separación por gravedad
18
Clarificación/floculación
35
Flotación por aire disuelto
5
Descomposición de la emulsión
La mayoría de plantas de subcategoría del aceite
Compensación
81 (36 no agitadas, 45 agitadas o aereadas)
Tratamiento físico (separación de fases)
Separación por aire
1
Filtración con medios granulares
10 filtros de arena, 9 filtros con medios múltiples
Adsorción de carbón
11
Ósmosis inversa
3
Ultrafiltración
3
Extracción de dióxido de carbono líquido
1
Tratamiento químico
Precipitación
184 aplicaciones individuales (más de una por
planta)
Destrucción de cianuro
30
Reducción de cromo
38 (4 dióxido de azufre, 21 bisulfito de sodio, 2
metasulfito de sodio, 11 otros reactivos)
Recuperación electrolítica
3
Intercambio de iones
1
Tratamiento biológico
Reactores discontinuos
1
Biotorres
2
Lodo activado
12
Deshidratación de lodos
Filtración a presión de placa y estructura
34
Filtración a presión en banda
6
Filtración al vacío
10
Fuente: EPA (1995) WTI Survey
6-53
La filtración a presión de placa y estructura fue el método de deshidratación de lodos
usado con mayor frecuencia (34 plantas), seguido de la filtración al vacío (10 plantas) y la
filtración a presión en banda (6 plantas).
El capítulo 8 incluye el estudio de caso de una PTRP con las diversas tecnologías que
puede requerirse en una PTRP.
6.5
MANEJO Y DISPOSICIÓN DE RESIDUOS
Los procesos de tratamiento empleados en las PCTE y PTRP generan varios tipos de
residuos, incluidos los lodos, sólidos, ceniza de incineradores, emisiones al aire y efluentes
concentrados.
El cuadro 6-14 es un resumen de los principales residuos relacionados con los procesos
de tratamiento de aguas residuales. El cuadro 6-1 identifica los residuos específicos de la
neutralización y el cuadro 6-8 los relacionados con el tratamiento de solventes. A continuación
se tratan las opciones de tratamiento y disposición para residuos producidos por las PCTE y
PTRP.
Cuadro 6-14. Residuos generados por diversos tratamientos de aguas residuales
(McArdle y otros, 1987)
Residuos
Proceso de tratamiento
Lodos
Operaciones de pretratamiento
Sedimentación
Filtración de medios granulares
Separación del aceite y agua
Operaciones de tratamiento físico y químico
Neutralización
Precipitación/floculación/sedimentación
Oxidación/ reducción
Adsorción de carbón
Separación por aire
Separación por vapor
Ósmosis inversa
Ultrafiltración
Intercambio de iones
Oxidación húmeda de aire
Operaciones del tratamiento biológico
Lodo activado
Reactor discontinuo
Tratamiento de carbón activado
en polvo (TCAP)
Contactor biológico rotatorio
Filtro percolador
Emisiones al
aire
Efluentes
concentrados
Carbón
gastado
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
6.5.1 Resumen de las opciones de tratamiento de lodos
6-54
X
Los procesos de tratamiento descritos en las secciones 5 y 6 concentran los sólidos que se
encuentran en los efluentes para convertirlos en lodos que deben ser tratados (esto es,
estabilizados y deshidratados) antes de su disposición final. A continuación, se tratan procesos de
tratamiento de lodos relevantes para las PCTE y PTRP.
La figura 6-13 muestra un diagrama general del manejo de lodos en plantas de
tratamiento de aguas residuales municipales. La mayoría de los procesos de la figura están
destinados a la remoción de agua, reducción de volumen o masa de sólidos en el lodo inicial, que
generalmente contiene un bajo porcentaje de sólidos y el resto es agua. Muchos de estos
procesos, tales como la digestión aerobia y anaerobia, estabilización con cal y compostificación,
también reducen los agentes patógenos de los lodos de aguas residuales municipales. El cuadro
6-15 describe el efecto de los principales procesos de tratamiento de lodos y la importancia del
uso y disposición de lodos. Si las PCTE reciben aguas residuales domésticas e industriales, la
reducción de agentes patógenos debe ser un factor importante del diseño, especialmente si se
considera la aplicación en el terreno con fines agrícolas. Generalmente, la reducción de agentes
patógenos en las PTRP no es una preocupación, a menos que la planta procese residuos
médicos.
Por lo general, los métodos de espesamiento de lodos aumentan los sólidos del lodo desde
un porcentaje mínimo de sólidos hasta 10%. Los lodos primarios crudos que no han recibido
tratamiento biológico también requieren estabilización para controlar los olores y agentes
patógenos. La WPCF/WEF (1980) brinda mayor información sobre el espesamiento de lodos.
La estabilización de lodos incluye la digestión u oxidación de lodos para reducir la masa
de sólidos y agentes patógenos. La estabilización con cal, mediante la adición de cal (cal
hidratada, Ca(OH)2; cal viva, CaO; o residuos de hornos o cenizas muy finas que contienen cal)
en cantidades suficientes para elevar el pH por encima de 12, es un método de reducción de
agentes patógenos. Para mayor información sobre estabilización de lodos, véase EPA (1977) y
WPCF/WEF (1985, 1987b).
6-55
Tratamiento
Espesamiento de
lodo primario
* Compostificador
* Incineración
* Secado
* Espesamiento en la
fuente en el clarificador
primario
* Gravedad
Estabilización
*
*
*
*
Espesamiento de
lodo secundario
Digestión anaerobia
Digestión aerobia
Oxidación de aire
Digestión anaerobiaaerobia
* Oxidación de cloro
* Estabilización con cal
Acondicionamiento
*
*
*
*
*
*
*
Cloruro férrico
Cal
Cal y cloruro férrico
Polímero
Tratamiento térmico
Elutración
Congelamientodescongelamiento
Deshidratación
* Centrífuga de sólidos
* Filtro-prensa de
banda
* Filtro al vacío
* Lechos de secado
* Estanques de lodo
* Dispositivos de
gravedad/presión baja
Disposición final
* Esparcimiento en el terreno
* Relleno
* Aplicación en el terreno
* Flotación por aire
disuelto
* Centrífuga de sólidos
* Espesador en banda o
cilindro
Figura 6-13.
Diagrama para el manejo de sólidos con los métodos de tratamiento y
disposición usados con mayor frecuencia (EPA, 1987)
6-56
Cuadro 6-15.
Efectos del pretratamiento y tratamiento de lodos sobre los lodos y las
opciones de uso y disposición
Efecto sobre las opciones de uso y disposición
de lodos
Incrementa la viabilidad de la aplicación en el
terreno, distribución, comercialización y
disposición en el mar. Reduce la necesidad de
dispositivos para controlar la contaminación
durante la incineración y evita problemas de
disposición de cenizas de incineradores
Definición del proceso de tratamiento
Efecto sobre los lodos
Pretratamiento: Reducción de los niveles de
contaminantes en la descarga de aguas
residuales industriales
Reduce el nivel de metales pesados y
sustancias orgánicas en la descarga de aguas
residuales industriales, lo que disminuye la
concentración de estos componentes en el lodo
Espesamiento: Separación de baja fuerza
centrifugal de agua y sólidos por gravedad o
flotación
Incrementa la concentración de sólidos en el
lodo mediante la remoción de agua, lo que
disminuye el volumen del lodo
Reduce los costos de transporte de lodos en todas
las opciones
Digestión (aerobia y anaerobia):
Estabilización biológica del lodo mediante la
conversión de algunas materias orgánicas en
agua, dióxido de carbono y metano
Reduce el contenido de sustancias orgánicas
volátiles y biodegradables del lodo al
convertirlas en material soluble y gas. Reduce
los niveles de agentes patógenos y controla la
putrefacción
Reduce la cantidad de lodos. Es el método
preferible de estabilización antes de su
disposición en un relleno sanitario o aplicación en
el terreno. Reduce el poder calórico para la
incineración, pero la digestión anaerobia produce
metano recuperable
Estabilización con cal: Estabilización de
lodos mediante la adición de cal
Eleva el pH del lodo. Reduce temporalmente
la actividad biológica. Disminuye los niveles
de patógenos y controla la putrefacción.
Incrementa la masa de sólidos secos del lodo
Puede usarse antes de su aplicación en el terreno y
disposición en un relleno sanitario. El alto pH del
lodo estabilizado con cal tiende a inmovilizar los
metales pesados en el lodo siempre que se
mantengan altos niveles de pH
Acondicionamiento: Alteración de las
propiedades del lodo para facilitar la
separación del agua. El acondicionamiento
puede realizarse de diversas maneras, por
ejemplo, mediante la adición de productos
químicos inorgánicos tales como cal y cloruro
férrico; de productos químicos orgánicos
como polímeros; o un ligero incremento de la
temperatura y presión del lodo. El
acondicionamiento térmico también produce
desinfección
Mejora las características de la deshidratación
de lodos. El acondicionamiento puede
incrementar la masa de sólidos secos que se
maneja y dispone sin aumentar el contenido
orgánico del lodo
Incrementa la cantidad de combustible adicional
requerido en la incineración cuando se eleva la
cantidad de material inerte en el lodo
Deshidratación: Separación de alta fuerza
centrifugal de agua y sólidos
Incrementa la concentración de sólidos en el
lodo al remover gran parte del agua retenida,
lo que disminuye el volumen de lodo. El agua
remueve algo de nitrógeno y otros materiales
solubles
Reduce los costos de combustible para la
incineración y los requerimientos de terreno y de
grandes cantidades de suelo para el relleno.
Disminuye los costos de transporte en todas las
opciones. La deshidratación puede ser indeseable
para la aplicación en el terreno en regiones donde
el agua es un recurso agrícola costoso. La
reducción de los niveles de nitrógeno puede o no
ser ventajosa
Compostificación: Procesos aerobios que
incluyen la estabilización biológica de lodo
en un camellón, una pila estática aereada o
recipiente
Reduce la actividad biológica. Puede destruir
todos los agentes patógenos. Degrada el lodo a
un material similar al humus. Incrementa la
masa de lodo debido a la adición de un
aglomerante
Útil antes de la aplicación en el terreno,
distribución y comercialización. Generalmente, no
es apropiada para otras opciones de uso o
disposición debido al costo
Secado por calor: Aplicación de calor para
matar agentes patógenos y eliminar la mayor
cantidad de agua
Desinfecta el lodo. Reduce ligeramente los
olores y la actividad biológica
Generalmente se usa antes de la distribución y
comercialización
6-57
El acondicionamiento de lodos incluye el tratamiento físico (calor, congelamientodescongelamiento) o químico para reducir el contenido de humedad y modificar las
características del lodo y aumentar así la efectividad de procesos posteriores de deshidratación.
La AWF/WEF (1988) brinda mayor información sobre el acondicionamiento de lodos.
La deshidratación de lodos aumenta el contenido de sólidos hasta el punto en que el lodo
puede ser manejado como un sólido para determinado uso o disposición (véase la sección
6.5.1.1). El contenido de sólidos en los lodos deshidratados varía ampliamente según las
características del lodo y el método de deshidratación usado, pero comúnmente está entre 20 y
50%. El cuadro 6-16 presenta los criterios de selección operativos para los procesos de
deshidratación de lodos basados en el tamaño de la planta. Para mayor información sobre la
deshidratación de lodos municipales, remítase a la EPA (1987) y WPCF/WEF (1983, 1987a). La
siguiente sección brinda información adicional sobre los métodos de deshidratación usados
generalmente en plantas de tratamiento de residuos peligrosos.
6.5.1.1 Deshidratación de lodos en una PTRP
Los procesos de tratamiento de residuos peligrosos tales como sedimentación,
neutralización, precipitación y oxidación/reducción producen lodos que generalmente deben
deshidratarse antes de su tratamiento o disposición. Esta sección describe tres sistemas de
deshidratación que comúnmente se usan en plantas de tratamiento de residuos industriales en los
Estados Unidos (véase el cuadro 6-13):
§ filtración a presión de placa y estructura
§ filtración al vacío
§ filtración a presión en banda.
Filtración a presión de placa y estructura
Una filtro-prensa de placa y estructura consta de varias placas de filtro conectadas a una estructura y
presionadas entre un extremo fijo y uno móvil (figura 6-14a). La tela de filtrar se coloca en la parte delantera de
cada placa. El lodo se bombea en la unidad bajo presión mientras se presionan las placas. Los sólidos se retienen en
las cavidades del filtro-prensa y empiezan a adherirse a la tela hasta formar una torta. El agua o filtrado pasa por la
tela de filtrar y drena al fondo de la prensa. El afluente del lodo se bombea al sistema hasta llenar las cavidades. Se
aplica presión a las placas hasta detener el flujo o filtrado. Al final del ciclo se libera la presión y se separan las
placas. La torta de filtro cae en una tolva ubicada debajo de la prensa. Luego, puede disponerse en un relleno
sanitario. La tela de filtrar se lava antes de iniciar el próximo ciclo. La ventaja clave de la filtración a presión de
placa y estructura es que puede producir una torta más seca que otros métodos de deshidratación de lodos y el hecho
de ser un proceso discontinuo es una ventaja cuando se deben manejar lodos de diferentes residuos por separado. Sin
embargo, debido a la operación discontinua, un filtro-prensa de placa y estructura requiere más mano de obra.
6-58
Cuadro 6-16.
Criterios operativos de selección para procesos de deshidratación de lodos
(EPA, 1987)
Tamaño de la planta
Pequeña
< 0,08 m3/s
(< 2 mgd)
Mediana
0,08 – 0,44 m3/s
(2 – 10 mgd)
Grande
> 0,44 m3 /s
Criterios claves
Complejidad mecánica mínima
Reparaciones y repuestos locales
Necesidad mínima de operación
Confiable sin necesidad de un servicio especializado
Los factores climáticos no son influyentes
Gran capacidad para manejar excedentes
Tamaño de la torta fácil de manejar
Necesidad mínima de operación
Reparaciones y repuestos locales
Tamaño de la torta fácil de transportar
Confiabilidad mecánica
Costos competitivos de O&M
Torta más seca
Costos más bajos de O&M/tonelada de sólidos secos
Costos más bajos de capital/tonelada de sólidos secos
Torta más seca
Alta producción/unidad
Confiabilidad mecánica
Tamaño de la torta fácil de manejar
Consideraciones generales
•
•
•
•
•
•
•
•
Compatiblidad con el equipo existente para la disposición de lodo a largo plazo
Vida útil larga
Factores ambientales aceptables
Buena experiencia en otras plantas operativas
Competencia y calidad del operador y personal de servicio local
Compatibilidad con el tamaño de la planta
Aceptación del usuario y del organismo regulador
Disponibilidad y necesidad de los servicios del fabricante
Filtración rotatoria al vacío
Los filtros rotatorios al vacío vienen en configuraciones de cilindros, espirales y bandas.
El medio filtrante puede estar hecho de tela, resortes espirales o malla de alambre. Lo más
común es un filtro rotatorio al vacío en banda (véase la figura 6-14b). Una banda continua de tela
de filtro se enrolla alrededor de un cilindro de rotación horizontal y rodillos. El cilindro está
perforado y conectado a un vacío. El cilindro está parcialmente sumergido en un tanque de poca
profundidad que contiene lodo. A medida que el cilindro gira, el vacío que se produce en el
interior del cilindro conduce el lodo a la tela de filtrar. El agua del lodo pasa a través del filtro al
cilindro, donde sale por un punto de descarga. A medida que la tela sale del cilindro y pasa por el
rodillo, se libera el vacío. La torta de filtro se desprende de la banda a medida que gira alrededor
del rodillo. Luego, la torta de filtro puede disponerse. Debido al costo de operación relativamente
alto de los sistemas de filtración al vacío, generalmente están precedidos de una etapa de
6-59
espesamiento que reduce el volumen de lodo que va a deshidratarse. Es un proceso continuo y
por lo tanto requiere menos atención por parte del operador.
Filtración a presión en banda
La filtración a presión en banda usa la gravedad seguida de compresión mecánica y fuerza
cortante para producir una torta de lodo. Los filtros de prensa en banda son sistemas continuos
usados comúnmente para deshidratar lodos del tratamiento biológico. La mayoría de
instalaciones de filtros en banda van precedidas de una etapa de floculación donde se agregan
polímeros para crear un lodo con la fuerza suficiente como para resistir la compresión entre las
bandas sin ser expulsados. La figura 6-14c muestra un típico filtro-prensa en banda. Durante la
operación de las prensas, el lodo se introduce a la primera banda de tela filtrante. El lodo se
espesa por gravedad a medida que el agua drena a través de la banda. Conforme avanza la banda
que contiene lodo hacia la segunda banda móvil, el lodo se comprime entre ellas. La presión
aumenta porque ambas bandas pasan sobre y debajo de una serie de rodillos. El giro de las
bandas alrededor de los rodillos corta la torta, lo cual extiende el proceso de deshidratación.
Luego de pasar por los rodillos, las bandas se separan y la torta se desprende. La banda de
alimentación se lava antes de llegar al punto de ingreso de lodos. Luego, la torta desprendida
puede disponerse. Las ventajas de un sistema de filtración en bandas son los pocos
requerimientos de mano de obra y bajo consumo de energía. Una desventaja es que las prensas
del filtro en banda producen un filtrado de calidad deficiente y requieren un volumen
relativamente alto de agua para lavar la banda.
6.5.2 Opciones de uso final y disposición de lodos
Los lodos residuales que quedan luego de la remoción de todos los componentes
reciclables se deshidratan tanto como sea posible antes de su disposición final. Para producir un
lodo cuya consistencia sea más fácil de manejar y transportar al lugar de disposición final, se
puede requerir una estabilización adicional mediante la adición de un agente aglomerante (véase
la sección 6.3.1). Las opciones de disposición final de lodos incluyen usos beneficiosos tales
como (1) aplicación en el terreno y (2) distribución y comercialización del lodo compostificado o
usos no beneficiosos tales como (1) disposición en un relleno, (2) incineración (véase la sección
6.3.2) y (3) disposición en el mar.
6-60
Figura 6-14.
Sistemas seleccionados de deshidratación de lodos: (a) filtración a presión
de placa y estructura, (b) filtración al vacío y (c) filtración a presión en
banda (EPA, 1995)
6-61
La diferencia principal entre las PCTE y las PTRP es que si los programas de
pretratamiento de las PYME son exitosos para una PCTE, el lodo puede ser beneficioso, por
ejemplo, para la producción agrícola, silvicultura o recuperación de suelos; mientras que los
lodos generados en las PTRP generalmente no tienen usos beneficiosos. El enfoque general del
manejo de residuos en una PTRP es tratarlos en la planta para minimizar su volumen y toxicidad,
y disponer el resto en un relleno sanitario seguro. La figura 6-15 califica la importancia relativa
de los componentes del lodo, sus principales características y costos para las cinco opciones de
uso y disposición.
Asimismo, los sólidos que generan los procesos de solidificación y las cenizas de
incineradores también requieren disposición final. Las principales opciones de disposición para
estos residuos son los rellenos sanitarios y la disposición en el mar.
Para mayor información sobre el tratamiento, uso y disposición de lodos, remítase a
HMCRI (1974-1989), EPA (1979, 1984b, 1985b) y WPCF/WEF (1989).
6.5.2.1 Aplicación en el terreno de lodos no contaminados
En algunos casos se puede elegir la aplicación en el suelo cuando hay terrenos
disponibles y los lodos no están contaminados o la concentración de contaminantes está dentro
de los límites aceptables. El tiempo y la tasa de aplicación pueden variar según el uso del terreno
(cultivos agrícolas, pastoreo o silvicultura). El lodo es particularmente valioso para la
recuperación de terrenos seriamente dañados o deteriorados. En la sección 7.3.2 se muestran
algunos costos de capital para el tratamiento de lodos.
El cuadro 6-17 señala los límites de la concentración de contaminantes para la aplicación
de lodos en el suelo.
Cuadro 6-17. Límites de contaminación para la aplicación de lodos en el suelo
Contaminante
Arsénico
Cadmio
Cromo
Cobre
Plomo
Mercurio
Molibdeno
Níquel
Selenio
Cinc
Límite de concentración
máxima (**)
(mg/kg)
75
85
3000
4300
840
57
75
420
100
7500
Descripción (*)
Tasa de acumulación Límite de concentración
del contaminante
permitidos (***)
(kg/ha)
(mg/kg)
41
41
39
39
3000
1200
1500
1500
300
300
17
17
18
18
420
420
100
36
2800
2800
(*) Todos los límites en base seca; (**) valores absolutos; (***) promedios mensuales.
USEPA. 40 CFR Part 503, Standards for the use or disposal of sewage sludge. 1993.
6-62
Tasa de acumulación
anual del contaminante
(kg/ha/año)
2.0
1.9
150
75
15
0.85
0.90
21
5.0
140
Figura 6-15. Factores importantes que afectan las opciones de uso y disposición de lodos:
(a) componentes de los lodos, (b) características de los lodos y (c) factores
de costo
6-63
Para mayor información sobre la aplicación en el terreno de lodos de aguas residuales
remítase a HMCRI (1974-1989), EPA (1983, 1994) y WPCF/WEF (1989).
6.5.2.2 Distribución y comercialización
La compostificación de lodo orgánico no contaminado genera un producto estable que
puede empacarse y comercializarse. La compostificación requiere la mezcla del lodo
deshidratado con un agente aglomerante y una fuente de carbón, como viruta de madera, corteza,
cáscaras de arroz, paja y otros materiales similares, y descomposición húmedo-aerobia adicional.
Para mayor información sobre la compostificación de lodos, remítase a Benedict y otros (1987),
HMCRI (1974-1989) y EPA (1985a).
6.5.2.3 Disposición en el relleno
Los rellenos sanitarios modernos están sujetos a reglamentos que se están volviendo más
estrictos y como consecuencia, brindarán mejor protección ambiental en el futuro. Existen
tecnologías específicas relacionadas con los rellenos, que incluyen los sistemas de revestimiento,
de recolección y tratamiento de lixiviado, control y recuperación de gases en el relleno, técnicas
mejoradas de clausura, el cuidado posclausura y el monitoreo. Todas estas tecnologías se tratan a
continuación. Si los rellenos se planifican y operan adecuadamente, pueden usarse a la larga con
fines recreativos y como espacios abiertos. Batstone y otros (1989) tratan sobre los
requerimientos técnicos para la disposición segura de residuos peligrosos en rellenos. El cuadro
B-1 en el apéndice B presenta las referencias principales sobre el diseño de rellenos de
seguridad.
Ubicación de un relleno
La ubicación de un relleno para residuos peligrosos incluye el análisis de varios factores
relacionados con las opciones de ubicación. Debido a intereses ambientales, se debe realizar un
cuidadoso análisis científico y de ingeniería durante la evaluación del sitio potencial. Debido a
posibles impactos, se debe evaluar la geología superficial y subterránea, hidrogeología y
naturaleza ambiental de los alrededores. Se deben proteger los recursos de aguas subterráneas y
se debe preservar la integridad de los suelos. Generalmente, al inicio de las etapas de
planificación se realiza una investigación hidrogeológica sustancial y predicción de las
cantidades de lixiviado. Cuando se ubica un relleno nuevo, se debe considerar factores logísticos,
tales como rutas de acceso, distancia y tiempo del transporte.
Componentes de un relleno de residuos peligrosos
6-64
Las celdas son las principales unidades de construcción de los rellenos. Durante las
operaciones diarias, los residuos se limitan a áreas definidas donde se expanden y comprimen a
lo largo del día. Al término del día (o varias veces al día), los residuos se cubren con una capa
delgada de suelo, que también se compacta. Esta unidad de residuos compactados y cubiertos se
denomina celda. Varias celdas adyacentes (todas a la misma altura) reciben el nombre de fila. Un
relleno consta de una serie de filas.
Los componentes de un relleno de residuos peligrosos incluyen:
§
§
§
§
base
diques
sistemas de revestimiento del suelo
- revestimiento de poca permeabilidad
- revestimiento de membrana flexible (RMF)
- sistemas de recolección de lixiviados
sistemas de cobertura final.
Base
La base del relleno de residuos peligrosos debe proveer una estructura estable para los
componentes del relleno. Asimismo, la base debe brindar un contacto satisfactorio con el
revestimiento sobrepuesto y otros componentes del sistema. Además, la base debe resistir la
sedimentación, compresión y levantamientos causados por la presión interna o externa a fin de
evitar la distorsión o ruptura de los componentes del relleno.
Diques
La finalidad de un dique en un relleno sanitario para residuos peligrosos es actuar como
una pared que resista las fuerzas laterales de los residuos almacenados. Un dique es la extensión
superficial de la base y soporta los componentes sobrepuestos del relleno. Por lo tanto, los diques
deben diseñarse, construirse y mantenerse con suficiente estabilidad estructural para evitar su
ruptura. Los diques también pueden usarse para separar celdas con diferentes residuos dentro de
un relleno grande.
Los diques pueden estar hechos del mismo suelo que se comprime hasta lograr una fuerza
específica. También pueden usarse otros materiales, siempre que su diseño se adapte a las
propiedades particulares de los materiales seleccionados y se sigan los procedimientos
adecuados. El diseño del dique puede incluir capas y estructuras de drenaje si las condiciones
garantizan el control de la filtración. Si bien el sistema de revestimiento debe evitar la filtración
mediante el dique, éste debe diseñarse para mantener su integridad en caso de que el
revestimiento se rompa y ocurra una filtración.
Sistemas de revestimiento
La función principal de un sistema de revestimiento es minimizar y controlar el flujo de
lixiviado del sitio al ambiente, especialmente hacia las aguas subterráneas. Los revestimientos
6-65
están hechos de suelos de poca permeabilidad (generalmente arcillas) o materiales sintéticos (por
ejemplo, plástico). Los rellenos pueden estar diseñados con más de un revestimiento y pueden
usarse combinaciones de tipos de revestimientos (denominados revestimientos compuestos).
Actualmente, en los Estados Unidos se usan dos tipos de revestimiento. Tal como se
muestra en la figura 6-16, un sistema individual consta de un revestimiento y un sistema de
recolección de lixiviado. Un sistema doble incluye dos revestimientos (primario y secundario)
con un sistema primario de recolección de lixiviado por encima del revestimiento primario (parte
superior) y un sistema secundario de detección de fugas y recolección de lixiviado entre los dos
revestimientos, como se aprecia en la figura 6-17.
Figura 6-16.
Diagrama de un sistema individual de revestimiento de arcilla para un
relleno (EPA, 1988)
6-66
Figura 6-17. Diagrama del sistema de doble revestimiento y detención de fugas para un
relleno (EPA, 1988)
El término “sistema de revestimiento” incluye el revestimiento, el sistema de recolección
de lixiviado y cualquier otro componente estructural especial, tal como las capas filtrantes o de
refuerzo. Los componentes principales de ambos sistemas son los siguientes:
•
•
•
revestimientos para suelo de poca permeabilidad
revestimientos de membrana flexible (RMF)
sistemas de recolección y remoción de lixiviado (SRRL).
Revestimientos para suelo de poca permeabilidad. La finalidad del revestimiento para
un suelo de poca permeabilidad depende del diseño global del sistema de revestimiento. En casos
de revestimientos individuales hechos de suelo o sistemas de doble revestimiento con
revestimientos secundarios, el propósito es evitar la migración de componentes a través del
mismo. En caso de que los revestimientos del suelo se usen como componente inferior de un
revestimiento compuesto, el suelo sirve como lecho protector para el componente superior del
RMF y minimiza la tasa de fuga a través de cualquier brecha en el componente superior del
RMF. El objetivo común del revestimiento de suelos de poca permeabilidad es servir como una
base estructuralmente estable y duradera para todos los componentes sobrepuestos.
El diseño del revestimiento de poca permeabilidad depende del sitio y del material. Antes
del diseño, se deben considerar criterios básicos importantes, tales como: permeabilidad del sitio;
6-67
estabilidad frente a fallas del terreno, sedimentación, levantamiento del fondo y su integridad a
largo plazo. Las enmiendas de los suelos naturales y artificiales (por ejemplo, suelo estabilizado
con cemento, bentonita, cal) pueden especificarse en un diseño del revestimiento para mejorar el
rendimiento del suelo natural.
Revestimientos de membrana flexible. La finalidad de los RMF en un relleno para
residuos peligrosos es evitar la migración de cualquier componente peligroso hacia el
revestimiento durante el período de operación de la planta, que generalmente es un periodo de
monitoreo de 30 años después de su clausura. Además, los RMF deben ser compatibles con los
componentes líquidos de los residuos, con los que pueden contactarse y tener la suficiente
resistencia y espesor para resistir las fuerzas que se esperan encontrar durante la construcción y
operación.
El diseño de un sitio de disposición superficial revestido para lodos de aguas residuales
requiere ir más allá de los requerimientos de desempeño de los RMF; también requiere el diseño
cuidadoso de la base que soporta los RMF. La base brinda soporte al sistema de revestimiento,
incluidos los sistemas de RMF y de recolección y remoción de lixiviado. Si la base no es
estructuralmente estable, el sistema de revestimiento puede deformarse, lo cual limita o evita su
rendimiento adecuado.
Los requerimientos del desempeño de los RMF incluyen:
•
•
•
poca permeabilidad frente a componentes residuales
resistencia o compatibilidad mecánica del revestimiento
vida útil larga.
El proyectista debe especificar los criterios necesarios para cada una de estas propiedades
según los requerimientos de ingeniería, rendimiento y condiciones específicas del sitio.
Sistemas de recolección de lixiviado. El lixiviado es el líquido infiltrado que generan los
residuos dispuestos y que contiene materiales disueltos, suspendidos o inmiscibles. La finalidad
de un sistema primario de recolección de lixiviado es minimizar su carga en el revestimiento
superior durante la operación y remover los líquidos del relleno durante el período de monitoreo
posclausura. El sistema de recolección de lixiviado debe mantener una carga de lixiviado de
menos de 30 cm (1 pie). La finalidad de un sistema secundario de recolección de lixiviado
(denominado a veces, sistema de detección de fugas) ubicado entre los dos revestimientos de un
relleno es detectar, recoger y remover rápidamente los líquidos que entran al sistema durante el
período de monitoreo posclausura. Si no se controla, el lixiviado del relleno puede contaminar
las aguas subterráneas y superficiales.
Generalmente, el lixiviado se recolecta del relleno sanitario a través de capas de drenaje
de arena, redes sintéticas de drenaje o capas de drenaje granular con tuberías plásticas y
perforadas de recolección y luego se remueve a través de sumideros o tuberías de drenaje por
gravedad.
6-68
Una vez que el lixiviado se ha recolectado y removido del relleno sanitario, debe
someterse a algún tipo de tratamiento y disposición. Los métodos de manejo más comunes son:
§
§
§
descarga a una planta de tratamiento de aguas residuales
tratamiento en la planta seguido de descarga
recirculación en el relleno sanitario.
Existe una amplia literatura sobre el diseño de revestimientos y sistemas de recolección
de lixiviado. Para mayor información sobre estos sistemas, incluidos los procedimientos de
construcción, aspectos de control de calidad y especificaciones de materiales, remítase a las
referencias de EPA, 1988 y EPA, 1993.
Sistemas de clausura y cobertura final del relleno
Una vez que finaliza la colocación de residuos en el relleno, la clausura es el
procedimiento que provee seguridad al sitio en relación con su uso público. La clausura busca
minimizar los riesgos ambientales, de salud pública y seguridad y prepara el sitio para el período
de posclausura. Durante el período de posclausura, el sitio debe tener la seguridad requerida para
que continúe el proceso de degradación de los residuos. Una vez que el sitio se ha estabilizado,
se le da el uso final planificado.
Los sistemas de cobertura final para rellenos de residuos peligrosos están diseñados para
minimizar la migración de líquidos y formar lixiviado en el relleno clausurado y evitar la
infiltración de agua superficial en el relleno durante muchos años. Los sistemas de cobertura
final también controlan el escape de gases generados y aíslan los residuos del ambiente
superficial. Estos sistemas de cobertura se construyen en capas, siendo las más importantes las
capas de barrera. Se incluyen otras capas para proteger o mejorar el rendimiento de las capas de
barrera. Se debe construir un sistema de cobertura final que implique un mantenimiento mínimo,
que promueva el drenaje y minimice la erosión o abrasión de la cubierta, que se adapte a la
sedimentación y el asentamiento para mantener la integridad de la cubierta y que tenga una
permeabilidad menor o igual al revestimiento del fondo.
Medidas ambientales en los rellenos
La protección de las aguas subterráneas es la medida de control ambiental más difícil y
costosa requerida en muchos rellenos de residuos peligrosos. Además, se debe evitar la
contaminación del agua superficial y la acumulación de gas metano.
Monitoreo
En todos los rellenos, se debe incluir el monitoreo del agua superficial y subterránea para
garantizar que sus componentes desempeñen su respectiva función. Al extraer muestras de pozos
de aguas subterráneas ubicados cerca del relleno, se puede detectar fácilmente la presencia,
grado y migración de cualquier lixiviado. El interés principal del monitoreo ambiental es
asegurar que el número y ubicación de los puntos de muestreo sean adecuados para caracterizar
6-69
los niveles de contaminantes naturales (para las aguas subterráneas) y que las muestras sean lo
bastante frecuentes como para determinar si se cumplen los estándares de desempeño u otros
estándares de calidad ambiental.
Control de la escorrentía de aguas superficiales
La finalidad de un sistema de control consiste en recolectar y redireccionar las aguas
superficiales para minimizar la cantidad de agua que ingresa al relleno. El control puede
realizarse mediante la construcción de bermas y bajíos por encima del área del relleno a fin de
conducir el agua hacia las estructuras previstas para el agua de lluvia.
El manejo de aguas superficiales también es necesario en los rellenos para minimizar la
erosión a las estructuras de confinamiento. El diseño de un sistema de manejo de aguas
superficiales requiere el conocimiento de los patrones de precipitación local, características
topográficas de los alrededores, condiciones geológicas y diseño del relleno. Los sistemas de
manejo de aguas superficiales no tienen que ser costosos ni complejos para ser efectivos y el
equipo y materiales de construcción del sistema son los mismos que los usados para el
movimiento de suelos y construcción de la base.
Control de gases explosivos
El gas metano se origina a partir de la descomposición anaerobia de los residuos
orgánicos. El metano puede migrar a través del suelo y acumularse en áreas cerradas y alrededor
de los rellenos (por ejemplo, en los sótanos de edificios). La acumulación de gas metano en los
rellenos puede causar incendios y explosiones que pueden poner en riesgo a los trabajadores,
usuarios del sitio y ocupantes de las estructuras vecinas o pueden dañar las estructuras de
confinamiento (el metano es explosivo en espacios cerrados cuando se encuentra en
concentraciones de 5 a 15%). Sin embargo, estos riesgos pueden prevenirse mediante el
monitoreo y medidas correctivas si los niveles de metano exceden los límites especificados. Una
vez que se recolecta el metano, generalmente se descarga en la atmósfera, se quema o se
recupera como fuente de energía.
6.5.2.4 Disposición en el mar
En la disposición en el mar, el lodo de las aguas residuales municipales se descarga en un
área designada, ya sea por medio de tuberías de descarga o embarcaciones. Esta opción puede
causar un grave daño al ambiente marino local. Batstone y otros (1989) presentan los
requerimientos técnicos para la disposición segura de residuos peligrosos en el mar.
6.5.3 Emisiones atmosféricas
Generalmente, los procesos convencionales de tratamiento biológico aerobio no generan
gases nocivos. Sin embargo, el tratamiento biológico anaerobio puede producir sulfuro de
hidrógeno, un gas tóxico que requiere tratamiento y metano, un gas combustible que debe
6-70
recolectarse por su valor energético o diluirse por debajo de su límite explosivo. Por lo general,
el tratamiento biológico de aguas residuales que contienen sustancias orgánicas tóxicas requiere
recolección y tratamiento de gases para remover los contaminantes orgánicos (véase la figura 56). Las tecnologías de separación por aire y calor que remueven los contaminantes en su fase
gaseosa requieren tratamientos similares. Las tecnologías de incineración requieren recolección
de particulados en los gases de chimeneas y tratamiento de los productos de combustión
incompleta y gases ácidos. Estas tecnologías de control de la contaminación del aire generan
residuos particulados sólidos que requieren disposición y efluentes que generalmente requieren
un tratamiento adicional.
6.5.4 Efluentes concentrados
Los procesos tales como la ósmosis inversa y la ultrafiltración generan efluentes
concentrados. Las aguas residuales concentradas que contienen componentes inorgánicos pueden
tratarse posteriormente mediante precipitación y luego deshidratarse. La evaporación es un
método alternativo para obtener sólidos residuales de los efluentes concentrados. Generalmente,
los efluentes orgánicos concentrados se incineran. Otra alternativa para los efluentes
concentrados es su disposición en pozos profundos.
6.6
REFERENCIAS
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