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Máster en Gestión Sostenible y Tecnologías del Agua

Trabajo fin de Máster:

Tratamiento del efluente en una instalación de reciclaje de plástico con tinta

Autor: Fernando Sirvent Serrano

Tutor: Andrés Fullana Font

Curso 2012-2013


Curso 2012-2013

Contenido

1. RESUMEN 1

2. INTRODUCCIÓN 3

2.1 Los residuos de film de plástico 3

2.2 Recuperación del plástico 7

2.3 Características del agua residual del proceso 8

2.4 Alternativas de tratamiento 11

2.4.1 Coagulación-floculación 12

2.4.1.1 Coagulación - filtración 14

2.4.1.2 Coagulación - sedimentación 15

2.4.1.3 Cálculo de la velocidad de sedimentación 16

2.4.2 Ultrafiltración 17

2.4.2.1 Concepto de ultrafiltración 17

2.4.2.2 Materiales y configuraciones de membranas 19

3. OBJETIVOS 21

4. MATERIALES Y MÉTODOS 23

4.1 Coagulación-floculación 23

4.1.1 Equipo de laboratorio jar-test para ensayos de coagulación y floculación. 23

4.1.2 Dosis óptima de coagulante. 23

4.1.3 Dosis óptima de floculante. 24

4.2 Filtración 25

4.3 Velocidad de sedimentación 25

4.4 Ultrafiltración 27

4.4.1 Membranas utilizadas 27

4.4.2 Bastidor 28

4.4.3 Bomba 28

4.4.4 Condiciones de trabajo 28

4.4.4 Procedimiento de limpieza 30

4.5 Técnicas analíticas para la caracterización del agua 30

4.5.1 pH 30

4.5.2 Conductividad 31

4.5.3 Determinación de sólidos 31

4.5.4 Tamaño de partícula 34

4.5.5 Materia orgánica 35


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4.5.5.1 Contenido en carbono 35

4.5.5.2 Demanda Química de Oxígeno 36

4.5.5.3 Demanda Biológica de Oxígeno 37

4.5.6 Surfactante 38

4.5.7 Determinación de las sales disueltas 39

4.5.7.1 Determinación de nitrato. 39

4.5.7.2 Determinación de cloruros. 39

4.5.7.3 Determinación de sulfatos. 40

4.5.8 Análisis con kits 40

5. RESULTADOS 41

5.1 Caracterización del efluente a tratar. 41

5.1.1 Características físicas y químicas 41

5.1.2 Distribución de tamaño de partícula 42

5.1.3 Contenido en materia orgánica 43

5.1.4 Sales disueltas y surfactante 43

5.2 Determinación de la dosis óptima de coagulante 44

5.2.1 Agua reutilizada 44

5.2.2 Agua de vertido 45

5.3 Determinación de la dosis óptima de floculante 46

5.3.1 Agua reutilizada 46

5.3.2 Agua de vertido 47

5.3.3 Cálculo de la velocidad de sedimentación 48

5.4 Sedimentación 51

5.4.1 Características del agua reutilizada 51

5.4.1.1 Contenido en sólidos 51

5.4.1.2 Materia orgánica 53

5.4.1.3 Sales disueltas y surfactante 55

5.4.2 Características del agua de vertido 57

5.4.2.1 Contenido en sólidos 57

5.4.2.2 Materia orgánica 58

5.4.2.3 Sales disueltas y surfactante 60

5.5 Filtración 62

5.5.1 Características físicas 62

5.5.2 Sólidos 62



5.6 Ultrafiltración 64

5.6.1 Características físicas 64

5.6.2 Sólidos 64




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6. IMPLANTACIÓN INDUSTRIAL 69

6.1 Planta de tratamiento 69

6.2 Dimensionado de equipos 70

6.2.1 Sedimentación 70

6.1.2 Ultrafiltración 71

6.3 Estudio económico 72

6.3.1 Consideraciones iniciales 73

6.3.1.1 Sedimentación 73

6.3.1.2 Ultrafiltración 73

6.3.2 Cálculo de los costes de operación 73

6.3.2.1 Materia prima 73

6.3.2.2 Mano de obra directa 73

6.2.2.3 Servicios generales 74

6.3.2.4 Suministros 74

6.3.2.5 Mantenimiento 74

6.3.2.6 Amortización 74

6.3.3 Costes anuales 75

6.3.4 Ahorro de surfactante 76

7. CONCLUSIONES 77

7.1 Reutilización del agua tratada 77

7.2 Vertido del agua tratada 78

BIBLIOGRAFÍA 81


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1. RESUMEN

Debido a la creciente demanda de productos plásticos, la reutilización y el reciclaje de envoltorios, envases y productos afines crece en importancia año tras año. Por otra parte, existe una conciencia social cada vez más desarrollada en torno a la importancia de optimizar los procesos, de manera que se genere el menor volumen de residuo posible.

En lo que respecta al valor de los productos reciclados, cuanto más próxima sea su calidad a la del producto original, mayor precio tendrán y más interesante será producirlos.

Por estos motivos, en la actualidad se están desarrollando diversos proyectos y estudios para mejorar la calidad de los diferentes procesos, con el fin de obtener productos con propiedades físicas similares a las de la materia prima.

En este marco se sitúa el proyecto desarrollado en conjunto por la Universidad de Alicante y la empresa Olax22 S.L, cuya actividad principal se centra en la recuperación de los residuos de la industria flexográfica. Este tipo de industria se dedica a la impresión, sobre una base polimérica flexible (film), de imágenes complejas, con gran variedad de colores, conseguidos mediante la superposición de capas de tinta.

El tratamiento que reciben los plásticos en el proceso de reciclado es la molienda o triturado, seguida de un lavado con agua y secado. Por último, el plástico se funde y se extruye para obtener granza. El problema que surge es que al mezclarse residuos procedentes de distintos orígenes, la calidad de la granza obtenida es muy baja, siendo sólo apta para su uso en la fabricación de bolsas de basura o coberturas plásticas. La innovación estudiada por los investigadores de Olax22 radica en el diseño de una disolución, introducida en la etapa de lavado, que elimina la tinta impresa en el plástico sin la utilización de disolventes orgánicos, y evita procesos como la desgasificación.

El inconveniente surge cuando para tratar un residuo (el plástico tintado) se genera uno nuevo, ya que los componentes de la tinta, además de los de la disolución de limpieza, pasan al agua del tratamiento. Es preciso un tratamiento del agua, que debe conseguir que el agua utilizada entre en un ciclo de “uso-reuso”, en el que se aproveche al máximo.

Los contaminantes se encuentran en el agua en forma dispersa, por lo que lo ideal sería que se eliminaran por completo mediante procedimientos sencillos, como la filtración o la sedimentación. Sin embargo, como se demuestra en el presente trabajo, muchos son tan pequeños (están disueltos) que atraviesan el poro o no forman agregados lo suficientemente voluminosos como para sedimentar. Estos contaminantes se irían acumulando en el agua reutilizada hasta un punto en el que interferirían en el proceso de destintando (deinking) del plástico. De esta forma, el estudio se centra en conseguir la mayor reducción posible de las partículas. El tratamiento elegido en esta investigación es la sedimentación, ya que elimina la mayor parte de los sólidos “molestos”


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para el proceso de deinking (50% de los sólidos totales, llegando al 40% de los sólidos disueltos) y deja una cantidad sustancial (el 40% de los presentes en el agua residual) de los compuestos de la disolución, lo que supone un ahorro en el consumo de los mismos. Sin embargo, la eliminación de materia orgánica es muy pobre, tan sólo el 15% de la inicial.

La filtración es ineficaz en el tratamiento, ya que los sólidos se descomponen bajo presión, haciendo que el tamaño de las partículas sea inferior al tamaño de los poros de los filtros utilizados en este tipo de operación (0,45 µm). La eliminación de sólidos cae hasta el 21% de los sólidos totales, valor muy por debajo del obtenido en la sedimentación. Asimismo, tan sólo el 19% del surfactante es recuperable, mucho menos que mediante la sedimentación.

A la hora de verter el agua a la red de saneamiento, el principal problema que se presenta a la hora de cumplir los límites establecidos: la alta cantidad de materia orgánica en el agua de proceso (la mayor parte correspondiente a colorantes y pigmentos de pequeño tamaño) y la presencia de surfactantes ( que forman parte de la disolución de limpieza) hacen que sea inviable su evacuación, haciendo necesario un tratamiento más avanzado.

La alta concentración de surfactantes hace inviable la utilización de procesos biológicos de tratamiento, ya que los surfactantes son muy poco biodegradables y además pueden ser tóxicos para los microorganismos. Debido a esto, hay que utilizar alternativas que eliminen la materia orgánica y a la vez los detergentes. Distintas opciones son la oxidación química, procesos electroquímicos o la utilización de membranas.

En este trabajo se estudia la eficacia de los procesos de membrana, en concreto la ultrafiltración, ya que los otros métodos son más complejos y su implantación a nivel industrial sería más dificultoso. La ultrafiltración demuestra ser muy eficaz en la eliminación de la materia orgánica disuelta (94% de la DQO), así como en la eliminación de los surfactantes, alcanzando el 99,9% de eliminación del surfactante presente en la corriente de purga del proceso de deinking. El líquido resultante de la ultrafiltración (permeado), cumpliría con la legislación en todos los aspectos estudiados (sólidos, sales, surfactante) excepto en la materia orgánica. Sin embargo, este permeado sí sería posible llevarlo a un proceso biológico, en el que se redujera la carga orgánica, ya que se eliminan los problemas creados por los surfactantes.

La implantación industrial de estos tratamientos, para una producción diaria de 6000 kg de plástico reciclado supone el uso de un caudal circulante de 1,5 m3/h de agua. Sin la reutilización, se consumirían 36m3 diarios, mientras que implantando el tratamiento propuesto el consumo sería de 12 m3 diarios, recuperables en otros procesos en el resto de la planta (secado del plástico, por ejemplo). Esta implantación supondría un coste de 40600 €, con unos costes de operación de unos 30000 €/año. Sin embargo, estos costes serían asumibles por una empresa debido al ahorro en los compuestos de la disolución de limpieza, ya que su reutilización supondría unos 40000 €/año de ahorro.


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2. INTRODUCCIÓN

2.1 Los residuos de film de plástico

Hoy en día, la minimización o eliminación de los residuos generados es uno de los puntos más importantes en cualquier proceso productivo. La reutilización o el reciclado de materiales usados es también un punto muy importante en la sociedad actual, ya que además de beneficios para el medio ambiente lleva asociado una reducción en los costes de adquisición de materia prima.

En 2011, la producción total de plástico en el mundo fue de 280 millones de toneladas y en Europa de 58 millones de toneladas, tal y como muestra la Figura 2. 1.

Figura 2. 1 Evolución de la producción de plásticos (PlasticsEurope, 2012)

La cantidad de residuos plásticos post-consumo en Europa fue de 25,1 millones de toneladas, de las cuales 10,3 millones se depositaron en vertederos (PlasticsEurope, 2012), como muestra la Figura 2. 2.


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Figura 2. 2 Reciclaje y recuperación de residuos de plástico en Europa en 2006-2011

En la mayoría de procesos productivos en los que se imprime en film de plástico, parte del material es desechado por no cumplir con las especificaciones finales requeridas o simplemente por proceder de los ajustes iniciales para la puesta en marcha de la maquinaria. Buena parte de estos residuos plásticos impresos no son valorizables por su alto contenido en tinta y por tanto ni siquiera pueden ser utilizados para obtener plástico reciclado. El alto contenido en tinta disminuye notablemente la viscosidad del plástico y esto es un problema a la hora de reutilizarlos en un proceso de extrusión del material (Universidad de Alicante, 2013).

La industria europea de fabricación de embalajes produce al año unos 5 millones de toneladas de film de plástico impresos (PlasticsEurope, 2012). Para que una imagen quede correctamente impresa en el soporte, la maquinaria debe imprimir una considerable cantidad de metros de film que no tiene un acabado perfecto. Este film que no queda bien se conoce como “merma”, se desecha y es el residuo que se produce. Si se tiene en cuenta la producción mundial, y que por cada tonelada de film impreso se producen 50 kilogramos (aproximadamente) de mermas, se tienen 250000 toneladas de residuo de film de plástico (que no se llega a utilizar) al año.

Gestión de los residuos plásticos

La ley que regula la gestión de los residuos plásticos en España es la Ley 22/11, de 30 de Julio, de Residuos. La jerarquía establecida en estas leyes, en cuanto a la gestión de residuos, es la siguiente:

1. Reducción en origen: consiste en reducir la cantidad de productos que se convierten en residuos, por ejemplo reduciendo el peso del envase.


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Es la acción más deseada ya que es la más eficaz en la reducción de residuos.

2. Reutilización: se trata de separar los residuos plásticos del resto de las basuras para poder utilizarlos de nuevo, con la misma función que tenían antes.

3. Reciclaje: se separan los residuos para someterlos a un tratamiento de transformación y fabricar productos nuevos.

4. Valorización energética: es una forma de aprovechar la energía que aún queda dentro de un residuo. Un ejemplo para los plásticos sería la incineración con recuperación de energía, ya que los plásticos poseen un elevado poder calorífico.

5. Vertido: es la última alternativa dentro de la gestión de los plásticos y por lo tanto la que se debería realizar en último lugar, sin embargo en España, hasta hace relativamente poco tiempo, ha sido la más utilizada. El vertido de los materiales plásticos es muy costoso ya que ocupan mucho volumen y en determinados vertederos se cobra en función de éste en vez de en función del peso. Así mismo, al ocupar mucho sitio provocan que se tengan que construir nuevos vertederos.

Calidad del plástico reciclado

Las empresas que compran plástico recuperado para reciclarlo pueden hacerlo poniéndose de acuerdo con la empresa que gestiona la recuperación de los envases o bien comprándolos a empresas o industrias en las que se generan gran cantidad de los mismos.

Los precios de estos materiales varían en función de la forma en que se venden, bien en retales, triturados o en granza y también dependen del lugar en el que se generan, ya sean de postconsumo o de producción.

Alguna de las propiedades de los materiales plásticos que pueden hacer variar su precio son las siguientes:

• Transparencia y color: si lo que se compra es plástico de colores sólo se podrán reciclar para obtener productos plásticos de colores oscuros (grises, pardos...) y por tanto se limita la utilidad de los mismos. Debido a este inconveniente el plástico de colores se vende más barato que el natural o blanco.

• Limpieza: cuanto más limpio esté el plástico más valor adquirirá en el mercado. Si los materiales vienen impresos se reduce su precio ya que hay que eliminar las tintas o simplemente utilizarlos para hacer piezas de color oscuro.

• Presentación: este término se refiere a la forma en que se va a vender el plástico recuperado. Normalmente cuanto más pequeños son los trozos mayor es el precio que adquieren. Los más caros son en forma de granza, después triturados y por último como retales.


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• Fluidez y procesabilidad: estas características son importantes para el procesado de las piezas. Están relacionadas con la estructura interna (molecular) del plástico y con los agentes químicos (aditivos) que se les añaden para imprimirles determinadas propiedades. Obviamente, cuanto más fluidos y fáciles de procesar sean mayor precio se pagará por ellos.

• Resistencia: los recicladores tienen en cuenta la resistencia de los materiales a diferentes exposiciones, por ejemplo a la degradación térmica durante el procesado de piezas o, una vez que ya se han fabricado, la resistencia a los agentes externos(humedad, luz solar, etc..)

• Clasificación: si los materiales plásticos recuperados han sido separados por colores o por rígidos y flexibles, o por botellas y films, etc, alcanzan mayor valor que si van mezclados ya que ahorran tiempo y gastos a las empresas recicladoras.

En la actualidad, este residuo plástico es llevado a plantas de recuperación de materiales usados, en los que se utiliza para producir nueva granza. Sin embargo, debido a la tinta que lleva impresa el plástico, se obtiene una materia prima con color negro, sólo apta para un limitado grupo de usos, como puede ser la fabricación de bolsas de basura o recubrimientos, con poco valor de mercado.

La subida constante del precio del petróleo supone un alza correlativa de los costes de la granza virgen, por lo que, a las consideraciones de tipo medioambiental, se unen las de naturaleza económica, haciendo que este tipo de iniciativas de negocio resulten cada día más interesantes, siendo los mayores compradores de materias plásticas secundarias las propias empresas de los plásticos, ya que normalmente pueden fabricar sus productos mezclando materias primas vírgenes y secundarias.

Por estos motivos, la empresa Olax22 S.L. ha realizado el desarrollo industrial de una patente propiedad de la Universidad de Alicante. Mediante este proceso es posible eliminar la tinta impresa (deinking) de los films plásticos usados en embalajes flexibles (Olax22, 2011). De este modo se consigue obtener un film plástico libre de tinta que puede ser convertido fácilmente en nueva granza, como se puede ver en la Figura 2. 3 .

Figura 2. 3 . Plástico original, reciclado y granza.


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El proceso desarrollado por Olax22 es totalmente novedoso y respetuoso con el medio ambiente, puesto que no utiliza ningún tipo de disolvente orgánico para llevar a cabo la eliminación de la tinta.

Las ventajas más importantes de la eliminación de tinta son, por un lado, el aumento del valor del plástico tratado, consiguiéndose igualar la calidad de la nueva granza a la del plástico virgen, y por otro lado, el precio de venta del plástico reciclado con respecto al plástico virgen.

En la actualidad Olax22 dispone de una planta piloto en la que se han realizado las pruebas de eliminación de tinta. La tecnología ha sido probada con éxito en diferentes soportes de material plástico impreso, tales como polietileno (PE); polipropileno (PP), Polietilentereftarato (PET) y poliamida (PA), siendo factible el proceso tanto con tintas basadas en disolventes como con tintas en base acuosa.

2.2 Recuperación del plástico

Existen tres opciones principales para el reciclado de plásticos: reciclado mecánico, reciclado químico y reutilización energética (Goodship, 2007). El reciclado mecánico es el más extendido, debido a que es relativamente sencillo y económico. Sin embargo, las propiedades de los polímeros reciclados mecánicamente no son las mismas que las del plástico virgen, a causa de la degradación por el calor o la fricción (La Mantia, 1996) (Jin et al., 2012). El proceso consta de 4 etapas básicas: triturado, lavado, secado y granceado.

El triturado consiste en la disminución del tamaño de los residuos mediante métodos mecánicos. El secado del plástico se hace para eliminar la humedad procedente de la etapa de lavado. El graneado consiste en fundir los trozos de plástico limpio y seco y darles forma de granza para su posterior reinserción en los procesos productivos.

Actualmente, en el reciclaje la etapa de lavado consiste sólo en la eliminación de la suciedad, pero no de la tinta impresa. La idea desarrollada por Olax22 gira en torno al uso de una disolución, que actúa sobre la superficie del material, arrastrando los pigmentos y dejando el plástico exento de tinta (Songsiri et al., 2002). Otra ventaja de este proceso es que no utiliza disolventes para eliminar la tinta, por lo que no genera residuos peligrosos ni requiere una gran inversión en equipos, ya que al no usar productos volátiles, no genera atmósferas explosivas y no se tiene que cumplir la normativa ATEX (Gecol et al., 2002).

Principio de actuación de una disolución surfactante.

El uso de surfactantes para la eliminación de la tinta (proceso conocido como deinking) de una superficie es un ejemplo de proceso de separación basado en surfactantes (Scamehorn & Harwell, 2000). El deinking es básicamente un proceso de lavado (Songsiri et al., 2002). La adhesión de la tinta al plástico y de la suciedad a la ropa dependen ambas de fuerzas de van der Waals, fuerzas electrostáticas y enlaces químicos. De forma similar al lavado, el


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deinking ocurre en dos etapas: 1) separación de la tinta del soporte y 2) dispersión de la tinta en un baño por acción mecánica (Rosen, 1989).

El efecto de la tensión superficial, la adsorción del surfactante, la dispersión y la solubilización de los pigmentos son importantes en el proceso de eliminación de la tinta (Porter, 1994). La eliminación de la tinta de la superficie del polímero mediante disoluciones acuosas de surfactante se combina con la absorción del surfactante en la superficie del plástico y de la propia tinta, resultando en un descenso de la tensión superficial entre el plástico y el agua y entre la tinta y el agua. Si la reducción es lo suficientemente elevada para que la suma de ambas tensiones sea igual o menor que la tensión polímero-tinta, es termodinámicamente favorable que la tinta se desprenda de la superficie del polímero (Rosen, 1989) (Chotipong et al., 2006).

Si se fricciona el polímero con otra superficie sólida (otros trozos de polímero o de abrasivo) las fuerzas tangentes causadas por agitación ayudan a que la tinta se separe del plástico y se mantenga dispersa en la disolución (Gecol et al., 2002).

2.3 Características del agua residual del proceso

Durante el proceso se genera una corriente acuosa que transporta la tinta (pigmento, colorante y barniz) así como el exceso de reactivos de la disolución. El objetivo es que la corriente de salida sea tratada para su reintroducción en el proceso, de forma que se aproveche el agua al máximo posible.

Asimismo, se realizarán purgas periódicas de agua, para lo que se verterán a la red de saneamiento. Por este motivo, se debe realizar una adecuación a la legislación vigente (EPSAR).

Contaminantes presentes en el agua a tratar

Resina

Son polímeros generalmente sintéticos cuya función es dispersar el pigmento y adherirse al sustrato, son el vehículo o matriz que forma la impresión. Estas resinas están disueltas o emulsionadas en diluyentes que se evaporan al secarse, dejando solo a las resinas, pigmentos y compuestos en la impresión final. Las resinas utilizadas en las tintas de flexografía están basadas principalmente en nitrocelulosa y poliuretano.

Pigmentos

Son la materia responsable de impartir color, totalmente insoluble en agua y disolventes orgánicos. Se dispersan en las soluciones de resina y apenas se ven afectados física o químicamente por el sustrato o soporte sobre el que están depositados. Su color es fruto de la absorción y/o difusión selectiva de la luz.


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Los pigmentos pueden ser orgánicos o inorgánicos, siendo los orgánicos azoicos los más ampliamente utilizados.

En una tinta de impresión, los pigmentos se sitúan en la superficie según el modelo CMYK, que representa los tres colores básicos: cian (C), magenta (M), amarillo (Y), y el negro (K). A ellos se les suma el pigmento blanco, presente en todas las formulaciones para dar opacidad. Los pigmentos se sitúan sobre el soporte tal y como se muestra en la Figura 2. 4.

Figura 2. 4 Ejemplo de impresión CMYK (McConell, 2012)

Los compuestos anteriormente citados son orgánicos, a excepción del pigmento blanco, que es dióxido de titanio (TiO2). La molécula de cada uno se muestra en la Figura 2. 5.

a)

b) c)

Aditivos

Aquí se integran multitud de productos químicos (plastificantes, ceras, tensioactivos, antiespumantes, antimicrobianos, promotores de la adherencia, antioxidantes y catalizadores) que se introducen en pequeñas cantidades para potenciar una propiedad específica.

Figura 2. 5 fórmula molecular de los pigmentos: a) amarillo, b) magenta, c) cian.


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Los plastificantes, antioxidantes y catalizadores son aditivos habituales de sistemas en los que intervienen materiales poliméricos.

Las ceras son principalmente polietilénicas y dispersiones céreas acuosas poliméricas. Desempeñan su función sobre la tinta, la película impresa y el proceso de impresión: reducen la pegajosidad de determinadas tintas, disminuyen la resistencia al deslizamiento de las películas, mejoran la resistencia al frote, previenen el bloqueo entre películas contiguas y evitan el mateado. Participan en tintas acuosas y en base disolvente

Las tintas en base agua constituyen un magnífico sustrato para el desarrollo de hongos, levaduras y bacterias. Suelen requerir la utilización de un agente antimicrobiano que actúe como agente conservador de la tinta.

Los tensioactivos mejoran el poder de mojado de los líquidos, por lo que se extiende más fácilmente el líquido sobre el medio y se obtiene mayor poder de penetración en los poros del soporte aplicado. Son moléculas anfóteras, constituidas por una región polar y otra polimérica apolar. La elección del tensioactivo depende de la polaridad del medio solvente. A medida que la polaridad de éste aumenta, también debe aumentar la polaridad de la cadena polimérica para alcanzar una buena estabilización estérica.

Surfactantes

Un surfactante es una sustancia que se utiliza para reducir la tensión superficial entre dos superficies. Los surfactantes tienen dos regiones en su estructura química, una hidrofílica y otra hidrofóbica (generalmente una cadena de hidrocarburo de 10-20 carbonos) (Adak et al., 2005).

La parte hidrofílica, puede o no ionizarse, dependiendo del tipo de surfacante. A baja concentración, las moléculas existen en forma de monómero, pero a concentraciones elevadas se agrupan en una pseudofase llamada micela. Existen tres tipos: aniónicos (un 50% aproximadamente), catiónicos (10%) y no-iónicos (un 40%), pero todos son moléculas de origen orgánico.

Los surfactantes son dañinos para los seres humanos, peces y vegetales. Generan espumas en los efluentes de las plantas de tratamiento y reducen la calidad del agua.

En resumen, el agua a tratar tendrá mucho color, alta demanda bioquímica de oxígeno, alta demanda química de oxígeno (o Carbono Orgánico Total), mucha turbidez y presencia de reactivos químicos (surfactantes) (Verma et al., 2012). Los diferentes tipos de tintas tienen muy baja biodegradabilidad, debido a su alto peso molecular y su estructura compleja (Gao et al., 2007) (Riera-Torres et al., 2010). Además, la descarga directa de estos efluentes en las redes de alcantarillado produce alteraciones en los procesos de tratamiento biológico. Estos efluentes producen altas concentraciones de sales inorgánicas, ácidos y bases en los reactores biológicos, junto a un aumento de los costes de tratamiento.


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2.4 Alternativas de tratamiento

Existen numerosas técnicas para eliminar la tinta presente en el efluente, tal y como se muestra en la Tabla 2. 1 (Verma et al. 2012).

Tabla 2. 1 . Técnicas de tratamiento de agua contaminada con tinta.

Método Descripción Ventajas Desventajas Referencias

Oxidación de Fenton

Oxidación mediante H2O2-

Fe(III)

Eliminación adecuada de tintas solubles e

insolubles

Generación de lodo. Elevado

coste energético.

(Xiang-Juan Ma, Hui-Long Xia,

2009), (Meriç et al., 2004)

Procesos biológicos

Tratamiento basado en la degradación

microbiológica

Medioambientalmente adecuada

Proceso lento, necesidad de

nutrientes adecuados, importante

control de la Tª

(Sandhya et al., 2008)

Ozonización Oxidación usando ozono

Aplicación en estado gaseoso, no se

incrementa el volumen

Elevado coste, tiempo de vida

muy corto, Baja eliminación

de DQO

(Tabrizi et al., 2011)

Filtración con membranas

Separación física Elimina un amplio

espectro de contaminantes

Producción de un lodo

concentrado, puede tener un coste elevado.

(Ersu et al., 2004)

Electrocoagulación

Tratamiento basado en corriente eléctrica

Buena eliminación de tinta

Elevado coste, pocos electrodos

aplicables

(Merzouk et al., 2010)

Coagulación-Floculación

Adición de reactivos químicos

Económicamente asequible, buena

eliminación de color

Producción de lodo

(Aboulhassan et al., 2006)

El coste de operación y el tiempo requerido son los principales criterios para la selección del método a aplicar. Puede observarse en la tabla 2.1 que cada método tiene sus ventajas e inconvenientes. Por ejemplo la ozonización produce una buena eliminación de color pero muy baja eliminación de DQO. La eliminación de DQO y color es buena usando la reacción de Fenton, pero es un tratamiento largo y se produce un lodo contaminado con hierro. El tratamiento biológico con fangos activados produce una reducción muy alta de DQO, pero no elimina por completo el color y además da frecuentes problemas de funcionamiento (Bes-Piá et al., 2002).

La coagulación puede ser directamente aplicada sobre el agua residual para eliminar tanto los compuestos orgánicos como los sólidos suspendidos. Además, otra ventaja importante es que se evita la descomposición parcial de


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las tintas en compuestos aromáticos potencialmente más dañinos. Aun así, el proceso no es perfecto, ya que pueden obtenerse flóculos pequeños o flóculos frágiles, que se rompan en los procesos de eliminación (Golob, 2005).

Los métodos elegidos para el tratamiento han sido la coagulación-floculación, por su sencillez y viabilidad económica y la ultrafiltración, ya que la empresa Olax22 dispone de membranas y está especializada en su uso en otras líneas de tratamiento.

2.4.1 Coagulación-floculación

Las aguas potables o residuales, en distintas cantidades, contienen material suspendido, sólidos que pueden sedimentar en reposo, o sólidos dispersados que no sedimentan con facilidad. Una parte considerable de estos sólidos que no sedimentan pueden ser coloides. En los coloides, cada partícula se encuentra estabilizada por una serie de cargas de igual signo sobre su superficie, haciendo que se repelan dos partículas vecinas como se repelen dos polos magnéticos. Puesto que esto impide el choque de las partículas y que formen así masas mayores, llamadas flóculos, las partículas no sedimentan. La coagulación-floculación en el tratamiento de agua supone la adición de compuestos químicos para alterar el estado físico de los sólidos disueltos y suspendidos, para facilitar su posterior eliminación (Verma et al., 2012).

Los términos coagulación y floculación se utilizan ambos indistintamente en colación con la formación de agregados. Sin embargo, conviene señalar las diferencias conceptuales entre estas dos operaciones. La confusión proviene del hecho de que frecuentemente ambas operaciones se producen de manera simultánea. Para aclarar ideas se define:

Coagulación: Desestabilización de un coloide producida por la eliminación de las dobles capas eléctricas que rodean a todas las partículas coloidales, con la formación de núcleos microscópicos.

Los coagulantes pueden ser tanto orgánicos, como polielectrolitos, como inorgánicos, como la alúmina. Pueden usarse solos o en conjunción con un floculante, para reducir la cantidad de éste que hace falta (Joo et al., 2007).

Los coagulantes inorgánicos, especialmente sales de hierro y aluminio (Kim et al., 2004), han sido los más utilizados en la clarificación de aguas y eliminación de DQO de aguas residuales. Forman especies hidratadas complejas cargadas positivamente. Sin embargo tienen el inconveniente de ser muy sensibles a un cambio de pH. Si éste no está dentro del intervalo adecuado la clarificación es pobre y pueden solubilizar al Fe o Al y generar problemas.

Sulfato de alúmina: Es un coagulante efectivo en intervalos de pH de 6 a 8. Produce un flóculo pequeño y esponjoso por lo que no se usa en precipitación previa de aguas residuales debido a la alta carga contaminante del agua. Sin embargo su uso está generalizado en el tratamiento de agua potable y en la reducción de coloides orgánicos y fósforo.


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Sulfato férrico: Funciona de forma estable en un intervalo de pH de 4 a 11, uno de los más amplios conocidos. Produce flóculos grandes y densos que decantan rápidamente, por lo que está indicado tanto en la precipitación previa como en la coprecipitación de aguas residuales urbanas o industriales. Se emplea también en el tratamiento de aguas potables aunque en algún caso puede producir problemas de coloración.

Cloruro férrico: Es similar al anterior aunque de aplicación muy limitada por tener un intervalo de pH más corto. Es enérgico aunque puede presentar problemas de coloración en las aguas.

En la Figura 2. 6 se muestra cómo los coagulantes cancelan las cargas eléctricas sobre la superficie del coloide permitiendo la aglomeración y la formación de flóculos. Estos flóculos inicialmente son pequeños, pero se juntan y forman aglomerados mayores capaces de sedimentar. Para favorecer la formación de aglomerados de mayor tamaño se adiciona un grupo de productos denominados floculantes. Cuando se aproximan dos partículas semejantes, sus capas difusas interactúan y generan una fuerza de repulsión, cuyo potencial de repulsión está en función de la distancia que los separa y cae rápidamente con el incremento de iones de carga opuesta al de las partículas.

Esto se consigue sólo con los iones del coagulante (Figura 2. 7). Existe por otro lado, un potencial de atracción Ea entre las partículas llamado fuerzas de Van der Waals, que dependen de los átomos que constituyen las partículas y de la densidad de estos últimos. Si la distancia que separa a las partículas es superior a “L” las partículas no se atraen. Eb es la energía que las mantiene separadas.

Figura 2. 6 Desestabilización del coloide y compresión de la capa difusa.


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Figura 2. 7 Fuerzas de atracción y repulsión.

Floculación: Aglomeración de partículas desestabilizadas primero en microflóculos, y más tarde en aglomerados voluminosos llamados flóculos.

Hay dos tipos principales de floculantes:

• Floculantes naturales: Almidón, goma guar, usados en la antigüedad, pero sustituidos por otros sintéticos, más efectivos.

• Floculantes sintéticos: Existe cientos de polímeros sintéticos que pueden actuar como floculantes, por lo que se debe estudiar cada caso en particular.

Una vez las partículas están agregadas, se procede a su separación de la fase acuosa. Se pueden utilizar dos procedimientos diferentes, filtración y sedimentación.

2.4.1.1 Coagulación - filtración

La filtración (Maloney, 2008a) es la separación de una mezcla líquido-sólido que incluye el paso de la mayor parte del fluido a través de un medio poroso, que retiene la mayor parte de las partículas sólidas de la mezcla, proceso que se muestra en la Figura 2.8 (Svarovsky, 2000).

Figura 2. 8 Esquema del proceso de filtración


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El medio filtrante es la barrera que permite que pase el líquido y retiene parte del sólido. El medio puede ser una pantalla, tela, papel o lecho sólido. El líquido que pasa a través del medio se llama filtrado.

La filtración se clasifica de diferentes formas:

• Por la fuerza impulsora: se induce el flujo a través del medio por la carga hidrostática (gravedad) o presión sobreatmosférica antes del medio filtrante o presión subatmosférica después del mismo.

• Por el mecanismo de filtración: se distinguen dos tipos, filtración de torta y de profundidad.

• Por la función: la meta de la operación puede ser obtener sólido seco, líquido clarificado o ambas cosas.

• Por ciclo operacional: puede ser intermitente o continuo.

• Por la naturaleza de los sólidos

Los diferentes tipos anteriores no son excluyentes, es decir, un proceso pertenecerá a varias de las anteriores clasificaciones.

2.4.1.2 Coagulación - sedimentación

Por sedimentación se denomina el proceso mediante el cual se asientan los sólidos suspendidos en un fluido, bajo la acción de la gravedad (Maloney, 2008b). Los tipos de sedimentación se ven muy afectados no sólo por factores obvios (tamaño de partículas, viscosidad del líquido, densidad de sólido y líquido), sino también por las características de las partículas en el precipitado, tal y como se muestra en la

Figura 2. 9.

Por partículas “totalmente discretas” se entiende la mayoría de partículas minerales (con diámetro superior a 20 mm), cristales de sales y sustancias similares. Partículas “floculentas” se refiere a aquellas inferiores a 20 mm, como la mayor parte de las partículas orgánicas.

Figura 2. 9 Efecto combinado de la adherencia de la partícula y la concentración de los sólidos sobre las características de sedimentación de una suspensión.


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A bajas concentraciones, el tipo de sedimentación encontrado se conoce como asentamiento de la partícula. Independientemente de su naturaleza, las partículas están lo suficientemente alejadas entre sí como para depositarse libremente. Las partículas que se asientan con más rapidez pueden chocar con las que lo hacen más lentamente y si no se adhieren, continúan descendiendo a su propia velocidad específica. Aquellas que no se adhieren forman flóculos que descienden más rápidamente que las partículas individuales. Hay una transición gradual del asentamiento de partículas al régimen de la zona de asentamiento, donde las partículas son forzadas a asentarse como una masa. La principal característica de esta zona es que la velocidad de asentamiento de la masa es función de la concentración de sólidos.

Por último, la concentración de sólidos llega a un nivel en el cual el descenso de la partícula se ve restringido no sólo por fuerzas hidrodinámicas, sino también en parte por el apoyo mecánico de las partículas que se encuentran debajo. La compresión da lugar a una concentración aún mayor de sólidos, por la compactación de los flóculos individuales y el relleno de los huecos inter-flóculos con flóculos parcialmente deformados. Como se indica en la figura 2.5, las partículas granuladas pueden llegar a la concentración máxima de sólidos sin pasar por este estado de compactación.

2.4.1.3 Cálculo de la velocidad de sedimentación

El fundamento para la sedimentación de partículas discretas es la Ley de Newton, que se basa en la suposición de que las partículas son esféricas, con diámetros homogéneos. Cuando una partícula sedimenta, va acelerándose hasta que las fuerzas que provocan la sedimentación, en especial el peso efectivo de la partícula, se equilibran con las resistencias o fuerzas de fricción ofrecidas por el líquido (Ramalho, 1996). Si se considera la partícula de la Figura 2. 10, en su velocidad final, puede escribirse el equilibrio de fuerzas correspondiente.

Figura 2. 10 Fuerzas que intervienen en la sedimentación

La fuerza que provoca la sedimentación es la diferencia entre su peso y el empuje hidrostático:

�� = ��(�� − �)


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donde Fs es el peso efectivo de la partícula (N)

ρs es la densidad de la partícula (kg/m3)

ρL es la densidad del líquido (kg/m3)

ν es el volumen de la partícula (m3)

g es la aceleración de la gravedad (m/s2)

La fuerza de resistencia que trata de impedir la sedimentación es:

�� = �� 2� �

donde FD es la fuerza de resistencia (empuje) (N)

ρL es la densidad del líquido (kg/m3)

CD es el coeficiente de fricción

A es el área proyectada por la partícula (m2)

V es a velocidad de la partícula (m/s).

En las condiciones que definen la velocidad de sedimentación, Fs=FD, con lo que se obtiene una expresión (en partículas esféricas de diámetro d) para la velocidad de sedimentación (Vs):

�� = �43 � �� − �� . ��

Como se deduce de la ecuación anterior, la velocidad de sedimentación depende de las propiedades físicas del sólido y del líquido, y del tamaño de partícula o agregado.

2.4.2 Ultrafiltración

2.4.2.1 Concepto de ultrafiltración

Como alternativa a los procesos físico-químicos, se ha llevado a cabo un estudio de ultrafiltración, a través de membranas cerámicas de diferente tamaño de poro.

Una membrana es una barrera selectiva que permite el paso de algunos componentes de una mezcla reteniendo los otros, tal y como se muestra en la Figura 2. 11. El fluido que traspasa la membrana es el llamado permeado, y el que no lo hace es el rechazo.


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Figura 2. 11 Esquema de una membrana selectiva.

Usualmente la filtración convencional está referida a la separación de sólidos o partículas insolubles de una corriente líquida. La filtración usando membranas se extiende aún mas, llegando hasta la separación de sólidos disueltos en las corrientes líquidas, por lo que los procesos de membranas en el tratamiento de aguas residuales son usados para eliminar diversos componentes, que van desde sales hasta microorganismos o sólidos en suspensión.

La capacidad de separación de una membrana depende de las propiedades de transporte de los diferentes componentes de la disolución. La fuerza motriz y su permeabilidad determinan la velocidad de transporte de los componentes a través de ella. Las fuerzas impulsoras más importantes son los gradientes de presión, potencial químico y eléctrico, dando origen a convección de masa, difusión de moléculas y transporte de iones respectivamente (Tchobanoglous et al., 2003a).

Los procesos que utilizan membranas se pueden clasificar también según la fuerza motriz utilizada, siendo los de mayor relevancia los impulsados por gradiente de presión. La clasificación de los procesos dentro de la fuerza motriz empleada se hace por el tamaño de partícula que deja pasar la membrana; así, se distingue entre las tecnologías que se muestra en la Tabla 2.2.

.


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Tabla 2. 2 Clasificación de los procesos de separación por membrana

Proceso Fuerza impulsora Rango de

separación Ejemplo de materiales a

separar

Microfiltración

Gradiente de presión

10-0,1 µm Partículas pequeñas, coloides

grandes

Ultrafiltración 0,1 µm- 5 nm Emulsiones, proteínas,

colorantes

Nanofiltración 5nm - 1nm Sales disueltas

Ósmosis inversa

<1nm Sales disueltas, compuestos

orgánicos pequeños

Electrodiálisis Gradiente de potencial

eléctrico <5nm Sales disueltas

Diálisis Gradiente de concentración

<5nm Tratamiento de insuficiencia

renal

2.4.2.2 Materiales y configuraciones de membranas

Los materiales empleados para la construcción de membranas deben ser resistentes mecánicamente, y deben poseer resistencia térmica y química frente al calor, pHs extremos y a la acción de agentes oxidantes enérgicos. Existen 2 tipos de materiales fundamentales para la construcción de membranas: los de tipo polimérico (membrana orgánica) y los de base cerámica (membrana inorgánica).

Entre las membranas de naturaleza orgánica cabe distinguir entre las de carácter hidrófilo y las de carácter hidrófobo. Estas últimas son más susceptibles al ensuciamiento por materia hidrofóbica. Habitualmente se realiza una modificación para que aparezca una capa superficial hidrofílica mediante oxidación química, tratamientos con plasma, etc. (Prats, 2012-2013).

Los materiales poliméricos más usados en la fabricación de las membranas de MF y UF son el fluoruro de polivinilideno (PVDF), polisulfona (PES), policarbonato (PC), polietileno (PE), polipropileno (PP) y membranas de ésteres de celulosa.

Respecto a la morfología de las membranas, éstas pueden ser simétricas en todo su espesor o asimétricas. En el caso de las membranas asimétricas presentan una fina capa en la superficie, que es responsable de la selectividad de separación de las especies, sobre un soporte poroso que le confiere la estabilidad mecánica. La capa superficial debe tener una estrecha distribución


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de tamaño de poro con el objetivo de lograr una eliminación lo más selectiva posible.

Atendiendo a la geometría, las membranas se pueden fabricar planas o cilíndricas. Entre las cilíndricas cabe distinguir: la membrana tubular, con diámetro interior > 3 mm, y la membrana de fibra hueca, con diámetro interior < 3 mm.

Para las operaciones con membranas es necesario montarlas en un dispositivo en el que se puedan poner en contacto con la corriente de alimento para obtener las corrientes de permeado y rechazo. Este dispositivo se denomina módulo y debe cumplir una serie de características como soportar las presiones de trabajo, facilitar la limpieza o reposición de membranas, resistir agentes de limpieza química, etc. Esta unidad operacional consta de membranas, estructuras de soporte de presión, puertos de entrada de la alimentación, distribuidores del caudal, puntos de salida y drenaje del permeado y concentrado. Existen cuatro tipos básicos de configuración de módulos: placa-bastidor, espiral, tubular y capilar.

Los procesos de membranas en los que la fuerza impulsora es el gradiente de presión, como es el caso de la ultrafiltración, pueden operar en dos modos diferentes: filtración perpendicular y de flujo transversal. La filtración frontal es equivalente a la filtración convencional sin membranas y es aquella en la que todo el flujo a tratar atraviesa la membrana como permeado, acumulándose continuamente las sustancias retenidas. La filtración de flujo transversal, la más habitual en las operaciones de membrana, es aquella en la que las sustancias retenidas por la membrana se extraen continuamente del módulo con la corriente de concentrado (Domínguez, 2010).

Las expresiones para el transporte del soluto y el disolvente a través de membranas de ultrafiltración se modelan como combinación de procesos de convección y difusión (Polyakov & Zydney, 2013). La dimensión del soluto con respecto al tamaño de los poros de la membrana determina si éste puede pasar o no por ella (Dechadilok & Deen, 2006). El tamaño de partícula presente en la muestra a tratar queda dentro del rango de retención de la ultrafiltración.

En un proceso ideal, la ultrafiltración debería eliminar el líquido de proceso sin que se depositara sólidos sobre la superficie de la membrana. Sin embargo, el flujo de permeado disminuye con el paso del tiempo. La causa de esto es el ensuciamiento debido a la adsorción de partículas sólidas en la membrana, que bloquean los poros o reducen su tamaño, disminuyendo la permeabilidad y aumentando la presión necesaria para que el permeado atraviese la membrana (Choi et al., 2005).

En este ensuciamiento inciden factores de la membrana como la hidrofobicidad, carga eléctrica y tamaño de poros; factores del soluto como solubilidad y estructura molecular y parámetros del proceso como la temperatura, el caudal de circulación o la presión (Sentana et al., 2009).


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3. OBJETIVOS

Una vez vistos los principales inconvenientes que genera el proceso de destintado (deinking) de plástico, así como las posibilidades para minimizarlos, en el presente trabajo se persiguen dos objetivos principales.

• En primer lugar, se intenta tratar el efluente para conseguir un producto reutilizable, que cumpla con las condiciones adecuadas para no interferir en la calidad del proceso:

o No debe dejar color en el plástico tratado. o Debe mantener una cantidad de surfactante tal que se minimice la

cantidad del mismo que se pierde.

Para ello, se utilizan los medios disponibles en la empresa Olax22 S.L, de forma que el tratamiento que se adopte como solución sea implementado en el menor tiempo posible. Por este motivo se analiza la eficacia de diferentes alternativas:

o Coagulación a diferentes pH-s o Coagulación-floculación, seguida de sedimentación con diferentes

floculantes. o Coagulación seguida de filtración

• Por otra parte, se estudiará el tratamiento a seguir en el caso de un

vertido a la red de alcantarillado para su tratamiento en una EDAR. Como en el caso anterior, se utilizarán los equipos presentes en la empresa, de forma que se tomarán dos opciones:

o Que alguno de los tratamientos estudiados en el objetivo anterior sea lo suficientemente eficaz

o Uso de equipos de ultrafiltración.

Por último, se realizará un pequeño estudio económico, simulando los procesos a escala piloto, de manera que se tenga una estimación de los posibles costes.


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4. MATERIALES Y MÉTODOS

4.1 Coagulación-floculación

4.1.1 Equipo de laboratorio jar-test para ensayos de coagulación y floculación.

Se dispone de un equipo de laboratorio "Jar- Test" provisto de 6 unidades de tratamiento simultaneas (Figura 4. 1). Cada una de ellas dispone de un agitador de palas normalizado con regulador de velocidad para el mezclado rápido o lento de las etapas de coagulación y floculación respectivamente. Dispone además de un controlador de tiempos y una pantalla iluminada por la parte posterior para observar bien el aspecto de las muestras tratadas.

Figura 4. 1 Equipo utilizado para la realización de ensayos Jar test.

4.1.2 Dosis óptima de coagulante.

Para evaluar la eficacia del tratamiento y la dosificación óptima de floculantes y coagulantes en una muestra se deben realizar varias medidas (Marin, 1998).

El procedimiento a seguir es el siguiente:

1. Se preparan seis vasos de precipitados de 1000 cm3 de capacidad, introduciendo en cada uno 600 cm3 del agua a tratar.

2. Utilizando uno de los coagulantes, se añaden diferentes dosis del mismo de forma que se obtengan diferentes concentraciones.

3. Se toma una pequeña cantidad de muestra de cada uno de los vasos de precipitados y se mide la turbidez.

4. Se agita de forma enérgica (150 rpm) durante 3 minutos y a continuación de una forma más lenta (25 rpm) durante 12 minutos. Transcurrido este tiempo se


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levanta el agitador, teniendo cuidado de no romper flóculos, y se deja decantar 20 minutos.

5. Una vez decantado se toma una muestra de cada vaso y se mide su turbidez.

6. Con los valores de turbidez medidos se construye una gráfica donde se represente el porcentaje de reducción de turbidez frente a la concentración de coagulante empleada. Se determina la dosificación óptima de coagulante, la cual constituirá la dosis a utilizar en las experiencias de floculación.

Se usan diferentes coagulantes, en función del pH de la muestra:

• A pH 13 se utiliza sulfato férrico, ya que como se indicó en la introducción es el que mejor actúa a pH básico.

• A pH 7 se utiliza sulfato de aluminio, porque es el que mejor funciona a pH neutro.

4.1.3 Dosis óptima de floculante.

El procedimiento es el mismo que para la determinación de la dosis óptima del coagulante, con la diferencia que en este caso se adiciona dicha dosis al comienzo del experimento y lo que se varía es la dosis de floculante añadida.

Se probarán 5 floculantes comerciales distintos, de diferente naturaleza, para comparar su eficiencia:

• Floculante AS-77 de la marca Degremont. • Floculante CS-204 de la marca Degremont. • Floculante TE 4700SH de la marca Degremont. • Carboximetilcelulosa (CMC). • Hidróxido cálcico.

Los tres primeros son polielectrolitos sintéticos, diseñados por la empresa Degremont y utilizados en el tratamiento de aguas residuales.

La carboximetilcelulosa es un compuesto orgánico, derivado de la celulosa, con un grupo ionizable negativo (grupo carboxílico). Su empleo es en ciertos casos más ventajoso que el de los polielectrolitos sintéticos, aunque las dosis son generalmente más elevadas.

La cal apagada (hidróxido sódico), se utiliza en forma de suspensión como floculante o adyuvante de la coagulación.


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4.2 Filtración

Para los experimentos de filtración se utiliza un matraz kitasato como el que muestra en la Figura 4. 2 . Como medio filtrante se utiliza un filtro de fibra de vidrio (Whatman GF/C) con un tamaño nominal de poro de 0.45 μm. Se adiciona lentamente el líquido a filtrar, intentando minimizar la rotura de los flóculos formados, para que el tamaño de partícula sea el mayor posible y se retenga el mayor porcentaje de los sólidos presentes.

Figura 4. 2 Equipo para los experimentos de filtración

4.3 Velocidad de sedimentación

Una vez obtenidas las diferentes dosis óptimas de cada floculante estudiado, se debe elegir el que se va a utilizar. Para ello, hay que tener en cuenta tanto la capacidad de eliminación de contaminantes como la velocidad a la que éstos se eliminan. Este parámetro tendrá que ver con la velocidad de sedimentación.

Para su determinación se utilizan los datos obtenidos en una sedimentación discontinua (Ramalho, 1996).

Figura 4. 3 Proceso de sedimentación.

La forma de operar con cada una de las probetas es la que se describe a continuación y la que se muestra en la Figura 4. 3 :

1. Se mide la mide la altura inicial de la suspensión, ho, usando la regla acoplada a cada probeta.

2. Se toma la probeta de concentración y se agita intensamente para que la concentración sea lo más uniforme posible a lo largo de toda la probeta.


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3. Se deja la probeta en reposo y se va determinando la altura que ocupa la suspensión en función del tiempo, tomando para ello medidas de la altura de la suspensión (h) cada minuto.

La probeta utilizada en los experimentos se muestra en la Figura 4. 4.

Figura 4. 4 Montaje para la determinación de la velocidad de sedimentación

Una vez se alcanza el estado final de la sedimentación, se representan los pares t/h obtenidos, resultando una gráfica como la de la Figura 4. 5.

Figura 4. 5 Relación de la altura de interfase con el tiempo

Una vez realizada la representación gráfica de la variación de la altura frente al tiempo, se calcula la velocidad de sedimentación en función de la concentración utilizando el método de Coe y Clevenger, el cual consiste en estimar, a partir de los datos experimentales obtenidos para los diferentes reactivos floculantes, los valores de las pendientes en el origen, -(dh/dt), que coinciden con las velocidades de sedimentación (v).


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4.4 Ultrafiltración

El montaje experimental se muestra en la Figura 4. 6. Se hace circular el agua contaminada por la membrana durante el tiempo suficiente para recoger la cantidad de permeado necesaria para realizar los análisis posteriores. Debido al volumen de pruebas que hay que realizar, se obtendrá 1 litro de permeado.

Figura 4. 6 Montaje experimental para los ensayos de ultrafiltración

4.4.1 Membranas utilizadas

Las membranas utilizadas son de la empresa Likuid (Figura 4.7) y tienen las características que se muestran en la tabla 4.1.

Tabla 4. 1 Características de las membranas empleadas (Likuid).

Material de membrana Al2O3/TiO2/ZrO2

Morfología Multitubular

Rango de resistencia a pH 0-14

Rango de Presión transmembrana 0-8 bar

Potencial ensuciamiento Bajo

Tamaño de poro 15; 150; 300 kDa

Las membranas cerámicas consiguen mantener flujos elevados minimizando los fenómenos de ensuciamiento o fouling, siendo además regeneradas con un amplio espectro de reactivos y condiciones de limpieza química. Además, son resistentes a los disolventes, oxidantes y otros productos químicos, aguantan todo el rango de pH y temperaturas de hasta 100ºC. Por su material y las configuraciones empleadas, pueden filtrar fluidos con concentraciones elevadas de aceite, sólidos suspendidos y alta viscosidad.


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Figura 4. 7 Membranas de UF

4.4.2 Bastidor

Proporcionado por la misma empresa que fabrica las membranas, es de acero inoxidable, tiene un diámetro suficiente para albergar una membrana en su interior. Dispone de dos llaves para controlar el caudal circulante. Además, lleva acoplados tres manómetros analógicos que permiten medir la presión a la entrada del sistema, a la salida y en la salida del permeado en caso de estar la válvula cerrada.

4.4.3 Bomba

Se utiliza una bomba de membrana, accionada por aire comprimido. El caudal circulante se controla mediante la presión del aire suministrado a la bomba.

4.4.4 Condiciones de trabajo

Se estudiarán las condiciones de flujo a diferentes presiones de trabajo. Para ello, se mantiene constante el caudal que suministra la bomba y se controla la presión mediante la válvula de entrada a la membrana. Se obtienen medidas de caudal de circulación y de permeado para las diferentes membranas en función de la presión. Se trabajará a un caudal adecuado a las necesidades de Olax22, que es de 1m3/h. Los resultados se observan en la Figura 4. 8.


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Figura 4. 8 Determinación de la presión de trabajo para los experimentos de UF

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0

200

400

600

800

1000

1200

0 1 2 3 4 5

Qp

erm

(L/

h)

Qci

rc (

L/h

)

P (bar)

15 kDa

Qcirc (L/h)

Qperm (L/h)

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 1 2 3 4 5

Qp

erm

(L/

h)

Qci

rc (

L/h

)

P (bar)

150 kDa

Qcirc (L/h)

Qperm (L/h)

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 1 2 3 4 5

Qp

erm

(L/

h)

Qci

rc (

L/h

)

P (bar)

300 kDa

Qcirc (L/h)

Qperm (L/h)


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La presión de trabajo será en cada caso:

• Tamaño de poro 15 kDa: 1,5 bar. • Tamaño de poro 150 kDa: 2,5 bar. • Tamaño de poro 300 kDa: 3,5 bar.

4.4.4 Procedimiento de limpieza

Como se citó en la introducción (Apartado 2.3.2), el ensuciamiento de las membranas es un factor muy importante en el rendimiento de las mismas. Por ello, transcurrido un tiempo es preciso limpiarlas. El procedimiento seguido, debido a la naturaleza inorgánica de la membrana, es una limpieza química con ácido y álcali, que se lleva a cabo según el procedimiento descrito por el fabricante:

1. Se hace circular agua durante 15 minutos con la válvula reguladora de caudal completamente abierta y la de permeado cerrada.

2. Se hace circular una disolución de NaOH al 25% en peso durante 30 minutos, cerrando la válvula para que haya una presión interior entre 2 y 3 bar. Se abre la llave de permeado cuando el manómetro de permeado indique una presión de 1 bar.

3. Se hace circular una disolución ácida durante 30 minutos a una presión entre 2 y 3 bar, manteniendo la llave de permeado abierta.

4. Se hace circular agua caliente durante 45 minutos, manteniendo todas las llaves abiertas al máximo.

4.5 Técnicas analíticas para la caracterización del agua

4.5.1 pH

El pH es un parámetro que da información sobre la basicidad o acidez de un medio determinado. Para la medición del pH se utilizó un equipo CRISON (Modelo BASIC 20) que funciona por electrometría y que tiene un electrodo de compensación de temperatura (Figura 4. 9). La muestra se coloca en vaso de precipitado con una mosca de agitación, y la lectura se realiza cuando la medida se haya estabilizado.

Figura 4. 9 pHmetro modelo BASIC 20 de la marca CRISON


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4.5.2 Conductividad

La conductividad es un parámetro que indica el contenido de sales disueltas en un medio determinado. Para la medida de conductividad se utilizó un equipo CRISON (Modelo microCM 2200) que funciona por electrometría y que tiene incorporado un compensador de temperatura dando la lectura de conductividad de la solución a 25 ºC (Figura 4. 10). El electrodo se coloca dentro del vaso de precipitado que contiene la muestra, se agita, y se realiza la lectura cuando se estabiliza.

Figura 4. 10 Conductímetro modelo microCM 2200

4.5.3 Determinación de sólidos

Los análisis de sólidos son importantes para evaluar el cumplimiento de las limitaciones que regulan su vertido. Además, en los casos en que se pretende reutilizar el agua residual, la normativa exige determinados requisitos de calidad del agua para su utilización en diversos usos. Las diferentes determinaciones de sólidos que se suelen realizar son:

A) Sólidos Sedimentables

B) Sólidos Totales

C) Sólidos en Suspensión (SS)

D) Sólidos Totales Disueltos (TSD)

En la Figura 4. 11 se muestra un esquema de las distintas fracciones de sólidos en un agua residual bruta.

Tratamiento del efluente en una instalación

Figura 4. 11 Clasificación de las fracciones sólidas

4.5.3.1 Sólidos Sedimentables

Se denomina sólidos sedimentables al material que se desprende de la fracción de sólidos en suspensión de agua residual en un periodo tiempo.

Procedimiento Volumétrico:

Se llena un cono de Imhoff hasta la marca 1 L con una muestra bien mezclada. Se deja sedimentar durante 45 minutos, removiendo a continuación suavemente las paredes del cono con una varilla o mediante rotamantiene en reposo 15 minutos más y se registra el volumen de sólidos sedimentados en el cono como mililitros por litro. Si la materia sedimentada contiene bolsas de líquido entre partículas gruesas, se evalúa el volumen de aquéllas y se resta delpráctico de la medición depende de la composición de la muestra y, en general, es del orden de 0.1 a 1.0 mL/L. En caso de producirse una separación de materiales sedimentables y flotables, no deben valormaterial sedimentable.

Equipos y materiales

• Cono Imhoff de 1L de capacidad.

En la Figura 4. 12 se muestra el montaje experimenanálisis.


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de las fracciones sólidas en agua bruta (Varó, 2012

Sólidos Sedimentables

Se denomina sólidos sedimentables al material que se desprende de la fracción de sólidos en suspensión de agua residual en un periodo determinado de

Procedimiento Volumétrico:

Se llena un cono de Imhoff hasta la marca 1 L con una muestra bien mezclada. Se deja sedimentar durante 45 minutos, removiendo a continuación suavemente las paredes del cono con una varilla o mediante rotamantiene en reposo 15 minutos más y se registra el volumen de sólidos sedimentados en el cono como mililitros por litro. Si la materia sedimentada contiene bolsas de líquido entre partículas gruesas, se evalúa el volumen de aquéllas y se resta del volumen de sólidos sedimentados. El límite inferior práctico de la medición depende de la composición de la muestra y, en general, es del orden de 0.1 a 1.0 mL/L. En caso de producirse una separación de materiales sedimentables y flotables, no deben valorarse estos últimos como

Cono Imhoff de 1L de capacidad.

se muestra el montaje experimental para este tipo de

de reciclaje de plástico con tinta

(Varó, 2012-2013)

Se denomina sólidos sedimentables al material que se desprende de la fracción determinado de

Se llena un cono de Imhoff hasta la marca 1 L con una muestra bien mezclada. Se deja sedimentar durante 45 minutos, removiendo a continuación suavemente las paredes del cono con una varilla o mediante rotación; se mantiene en reposo 15 minutos más y se registra el volumen de sólidos sedimentados en el cono como mililitros por litro. Si la materia sedimentada contiene bolsas de líquido entre partículas gruesas, se evalúa el volumen de

volumen de sólidos sedimentados. El límite inferior práctico de la medición depende de la composición de la muestra y, en general, es del orden de 0.1 a 1.0 mL/L. En caso de producirse una separación de

arse estos últimos como

tal para este tipo de


Curso 2012-2013

33

Figura 4. 12 Cono Imhoff

Procedimiento Gravimétrico:

Los sólidos sedimentables se determinarán por diferencia de los sólidos totales en suspensión y los sólidos no sedimentables.

4.5.3.2 Sólidos totales

Es la expresión que se aplica a los residuos de material que quedan en un recipiente después de la evaporación de una muestra y su consecutivo secado en estufa a temperatura determinada. Estos incluyen los sólidos en suspensión y los sólidos disueltos.

Para su determinación se introduce una muestra de volumen conocido en la estufa a 105ºC durante el tiempo necesario para que se elimine el agua, pesándose a continuación el residuo seco obtenido.


• Balanza modelo Explorer de la marca OHAUS. • Estufa modelos Selecta 209, de la marca Conterm. • Desecador (Nalgene) con gel de sílice • Vidrio de reloj

4.5.3.3 Sólidos en suspensión

Los sólidos en suspensión (SS) son los obtenidos tras la filtración de un volumen determinado de muestra a través de un filtro de fibra de vidrio (Whatman GF/C) con un tamaño nominal de poro de 0.45 μm. Para su cuantificación el filtro húmedo resultante se seca a una temperatura de 100-105


Curso 2012-2013

34

ºC y se introduce en un desecador. Estas dos últimas operaciones se repiten varias veces hasta que el peso de sólido sea constante.


• Balanza modelo Explorer de la marca OHAUS • Estufa modelos Selecta 209, de la marca Conterm • Desecador (Nalgene) con gel de sílice • Dispositivo de filtración a vacío (Figura 4. 2) • Discos filtrantes (Whatman GF/C) con tamaño nominal de poro de 0,45

μm • Vidrio de reloj

4.5.3.4 Sólidos disueltos

Es la porción de sólidos totales que atraviesan un filtro de tamaño de poro, área y espesor determinados.

Se seca a 105ºC el filtrado obtenido en el apartado anterior, midiéndose la masa de sólido seco que se obtiene.


• Balanza modelo Explorer de la marca OHAUS • Estufa modelos Selecta 209, de la marca Conterm • Desecador (Nalgene) con gel de sílice • Dispositivo de filtración a vacío • Discos filtrantes (Whatman GF/C) con tamaño nominal de poro de 0,45

μm • Vidrio de reloj

El montaje es el mismo que se muestra en la Figura 4. 2.

4.5.4 Tamaño de partícula

El tamaño de partículas es una variable importante a medir. Para ello se utiliza un analizador de partículas por dispersión de láser COULTER (Modelo LS 230), mostrado en la Figura 4. 13, utilizando el modelo óptico de Fraunhofer. El equipo trabaja a una longitud de onda de 750 nm para detectar diámetros de partículas entre 0.1 y 2000 μm por difracción de luz.


Curso 2012-2013

35

Figura 4. 13 Analizador de tamaño de partícula

Los pasos para la medición de tamaños de partículas de una muestra son los siguientes:

1) Inicialmente el instrumento efectúa una optimización de variables como la alineación del haz, la medición de fondo, etc.

2) Se adiciona la muestra en un vaso colector que contiene el equipo, hasta que alcanza la concentración adecuada (lo indica el equipo automáticamente).

3) El rayo láser ilumina la muestra dispersada. 4) Los fotodetectores detectan y miden la luz dispersada. 5) Los fotodetectores son escaneados y sus valores son convertidos en

valores digitales que se transmiten al ordenador. 6) El ordenador guarda los datos y muestra en pantalla un gráfico con los

valores de intensidad de luz por unidad de área. Mucha información adicional puede obtenerse con ayuda del software del equipo.

4.5.5 Materia orgánica

4.5.5.1 Contenido en carbono

El contenido en carbono se determina mediante combustión a 680ºC en un horno mufla, con catalizador de platino, analizándose después mediante infrarrojos el CO2 formado. En el mismo análisis se mide el Carbono Inorgánico (IC) presente en la muestra mediante acidificación y combustión a temperatura ambiente. Por diferencia se obtiene el Carbono Orgánico (OC). En este caso se utilizó el equipo que se muestra en la Figura 4. 14, correspondiente al modelo TOC-5000 de la casa Shimadzu.


Curso 2012-2013

36

Figura 4. 14 . Equipo utilizado para la medición del contenido en carbono

4.5.5.2 Demanda Química de Oxígeno

La demanda química de oxígeno (DQO) es una medida del oxígeno equivalente al contenido en materia orgánica de una muestra susceptible a la oxidación por un fuerte oxidante químico. Para determinarla, se usan dos métodos, el primero volumétrico y el segundo mediante kits preparados (Apartado 4.5.8).

El método volumétrico consiste en el calentamiento de un determinado volumen de muestra con dicromato potásico en exceso, en presencia de ácido sulfúrico durante dos horas. La materia orgánica se oxida y como resultado el dicromato (amarillo) se reduce a Cr3+ (verde). La medida se lleva a cabo por valoración del dicromato que no se ha reducido. En esta valoración se utiliza sulfato ferroso-amónico (sal de Mohr), en presencia de ferroína como indicador, que debido a la formación de un complejo con el ion ferroso vira a marrón rojizo.

Equipo y materiales

• Digestor Hach. • Material de vidrio para las valoraciones (bureta, matraz erlenmeyer)

La expresión para calcular la DQO es:

�� !� � "� � = (�# − �$). %�&' )* +,-. . 8000�$1*�2.&


Curso 2012-2013

37

donde Vb = volumen de sal de Mohr utiizado en la valoración del blanco (ml).

Vm= volumen de sal de Mohr utilizado en la valoración de la muestra (ml).

Nsal de Mohr= Normalidad de la sal de Mohr.

Vmuestra = volumen de la muestra en ml.

4.5.5.3 Demanda Biológica de Oxígeno

Es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, disuelta o en suspensión. Se utiliza para medir el grado de contaminación, normalmente se mide transcurridos cinco días de reacción (DBO5), y se expresa en miligramos de oxígeno por litro (mgO2/l).

Para la medida de la DBO5 se usará el método manométrico. El dispositivo a utilizar será el que se observa en la Figura 4. 15

Figura 4. 15 Dispositivo para la medición de DBO5. Izq: Esquema de funcionamiento. Dcha: equipo utilizado.

Las bases del método manométrico son las siguientes: esencialmente el método consiste en medir la presión del oxígeno contenido en la botella de incubación, antes y después del ensayo, y relacionar la depresión producida por el consumo del oxígeno presente, con los volúmenes en juego. La lectura de la disminución de presión, puede dar directamente el oxígeno consumido en mg/L lo que simplifica enormemente los cálculos. Para concentraciones


Curso 2012-2013

38

superiores a la escala del instrumento, se modifica el volumen de muestra de tal manera que empleando un factor adecuado, se obtenga igualmente un resultado directo. La producción deCO2 se absorbe con un álcali para que no interfiera en la medición de la presión y la presencia de agentes nitrificantes, puede inhibirse mediante la adición de, por ejemplo, azida sódica.

4.5.6 Surfactante

Como se describió en la introducción, el proceso de estudio utiliza una disolución de surfactantes catiónicos para eliminar las tintas de la superficie del plástico. Por lo tanto, es interesante saber qué proporción de esos compuestos pasan al agua residual.

Para la determinación de la cantidad de surfactante se utilizará una valoración potenciométrica, mediante el equipo de Metrohm. Esta valoración consiste en la neutralización del surfactante catiónico con otro aniónico, determinado por el fabricante del equipo.

El montaje experimental se muestra en la Figura 4.16.

.

Figura 4. 16 . Montaje experimental para la valoración potenciométrica.

El surfactante aniónico utilizado será una disolución 0,004 M de SDS (dodecilsufato sódico, surfactante aniónico). Se irá adicionando con una bureta, de forma que el equipo registre al potencial eléctrico en función del volumen adicionado. De esta forma se obtiene una curva cuyo punto de inflexión indica el volumen de SDS adicionado para neutralizar el surfactante catiónico. Para facilitar la determinación del punto de inflexión se hará la derivada de la curva, obteniéndose de esta forma un mínimo en el punto de determinación.

El cálculo de la concentración de surfactante se realiza con la siguiente ecuación:

34567897:9; <!�" = = ��. ��. ��$1*�2.&

donde, VSDS (mL): volumen de SDS adicionado en el punto de inflexión.

FC1: factor de conversión, 1mL de disolución de SDS equivale a 1,1535 mg de surfactante catiónico.


Curso 2012-2013

39

FC2: 1000; conversión a mg/L.

4.5.7 Determinación de las sales disueltas

Las sales disueltas son los sólidos disueltos medidos tal y como se indicó en el apartado 4.3.3.4.

4.5.7.1 Determinación de nitrato.

Se utilizará un método de determinación por espectrometría de absorción ultravioleta (Collos et al., 1999), ya que no precisa la adición de compuestos químicos.

Se prepara una curva de calibrado midiendo la absorbancia a 220nm de unos patrones de concentración conocida. Para conocer el contenido en nitrato en la muestra se mide su absorbancia a la longitud de onda anteriormente citada.

Equipo y materiales

• Espectrofotómetro UVmini 1240 de la casa Shimadzu.

4.5.7.2 Determinación de cloruros.

La determinación del Cl- presente se basa en la determinación de cloruro de plata por valoración, sal relativamente insoluble, detectando el punto de viraje por la aparición de un precipitado rojo de Ag2CrO4, compuesto que se usa como indicador.

Para el cálculo de la concentración de Cl- se usa la expresión:

�"><!� "� = = % · 35.5 · 1000 · (�$ − �#)�$1*�2.&

donde Vb = volumen de AgNO3 utilizado en la valoración del blanco (ml).

Vm= volumen de AgNO3 utilizado en la valoración de la muestra (ml).

Nsal de Mohr= Normalidad de la disolución valorante de AgNO3.

Vmuestra = volumen de la muestra en ml.

Equipo y materiales

• Material de vidrio para las valoraciones (bureta, matraz erlenmeyer)


Curso 2012-2013

40

4.5.7.3 Determinación de sulfatos.

El método se basa en la medida de la turbidez formada cuando a una disolución que contiene sulfato se le adiciona BaCl2, originándose un precipitado de sulfato de bario.

Se prepara una curva de calibrado midiendo la turbidez a 420nm de unos patrones de concentración de sulfato conocida. Para conocer el contenido en sulfatos en la muestra se mide su turbidez a la longitud de onda anteriormente citada.

Equipo y materiales

• Material de vidrio para las valoraciones (bureta, matraz erlenmeyer) • Espectrofotómetro UVmini 1240 de la casa Shimadzu.

4.5.8 Análisis con kits

Las determinaciones de Demanda Química de Oxígeno (DQO), nitrato (NO3-) y

surfactante se pueden realizar también mediante cubetas-test de Hach Lange. El procedimiento consiste en añadir la muestra a analizar en las cubetas y adicionar los reactivos específicos en cada caso. En el caso de la DQO es necesaria una digestión previa (tal y como se hace en el método volumétrico).

La utilización de kits sustituye la valoración por una lectura fotométrica, la cual está automatizada por un sistema de códigos de barras reconocidos por el fotómetro. La Figura 4. 17 muestra el equipamiento utilizado para dichas determinaciones.

Figura 4. 17 Reactor Hach y lector espectrofotométrico utilizados en los análisis con kits.

El uso de kits hace que no sea necesario el realizar cálculos, ya que el fotómetro proporciona directamente el resultado final en mg/l. Sin embargo, debido al elevado coste de los kits, su uso se limita a análisis que son muy difíciles de medir por los métodos descritos anteriormente (concentraciones muy bajas o muy altas, por ejemplo).


Curso 2012-2013

41

5. RESULTADOS

A continuación se detallan los resultados obtenidos en cada uno de los experimentos realizados.

5.1 Caracterización del efluente a tratar.

En primer lugar se muestran las principales propiedades de la corriente de agua a tratar, para comprobar cumple lo esperado según la bibliografía.

Se comparará con el análisis típico de un agua residual

5.1.1 Características físicas y químicas

En la Tabla 5. 1 aparecen las propiedades del efluente a tratar. Se cumple lo descrito en la introducción, ya que el agua tiene una gran cantidad de sólidos. La mayor parte de los mismos son sólidos tan pequeños que deben considerarse como sólidos disueltos. Para comprobar esta teoría, se lleva a cabo el análisis de tamaño de partícula, descrito en el apartado siguiente.

Los resultados obtenidos se comparan con los de un agua residual típica (Tchobanoglous et al., 2003b). El valor de todos los parámetros supera ampliamente el valor típico en agua residual.

Tabla 5. 1 Propiedades de la corriente a tratar.

Muestra Efluente a tratar Agua residual urbana

típica

Color Gris-verdoso intenso Apreciable a dilución

1:40

Inapreciable a dilución 1:40

pH 12,73 variable

Conductividad (µµµµS/cm) 32500 variable

Sólidos totales (mg/L) 39800 720

Sólidos no sedimentables (mg/L)

900 210

Sólidos sedimentables (mg/L)

5900 10

Sólidos disueltos (mg/L) 33000 500


Curso 2012-2013

42

5.1.2 Distribución de tamaño de partícula

La distribución de tamaño de los sólidos se puede apreciar en la Figura 5. 1 y en la Tabla 5. 2.

Figura 5. 1 Distribución de partículas para las últimas medidas

Existen dos tipos de partículas, las grandes (los pigmentos), de tamaño superior a 1 micra, y las de tamaño inferior a 1 µm: las sales disueltas, colorantes y surfactantes. El equipo utilizado no diferencia entre los tamaños más pequeños, aunque tal y como se puede ver en la Figura 5.1, la mayor parte de las partículas de tamaño inferior a 1 µm son menores de 0,5 µm, y por lo tanto, no son separables por el filtro utilizado en la determinación, de 0,45 µm.

Tabla 5. 2 Porcentajes de distribución para las últimas medidas

Distribución (%respecto al total)

Tamaño (µµµµm) Muestra 07 Muestra 08 media

0,1-1 49,6 47,0 48,3

1-4 29,9 29,3 29,6

4-10 19,8 24,0 21,9


Curso 2012-2013

43

5.1.3 Contenido en materia orgánica

La Tabla 5. 3 muestra el contenido en materia orgánica, que es elevado, como se indicó en la introducción y en la bibliografía (Verma, Dash, & Bunia, 2012).

Tabla 5. 3 Contenido en materia orgánica del efluente

Muestra Efluente a tratar Agua residual urbana típica

C inorgánico (ppm) 1150 -

C orgánico (ppm) 7150 160

DQO (mg/L) 31000 500

DBO5 (mgO 2/L) 4700 190

Tal y como cabía esperar, el contenido en materia orgánica es muy elevado, como se indicó anteriormente. La distribución del Carbono indica que la mayor parte de los compuestos presentes en el efluente son de origen orgánico. El contenido inorgánico procede de pigmentos de color oscuro.

5.1.4 Sales disueltas y surfactante

La concentración de las sales estudiadas, así como del surfactante se detalla en la Tabla 5. 4.

Tabla 5. 4. Contenido en sales y surfactante del efluente

Muestra Efluente a tratar Agua residual urbana típica

Cloruros (mg/L) 500 50

Sulfatos (mg/L) 610 30

Nitratos (mg/L) 290 0

Surfactante catiónico (mg/L) 1750 0


Curso 2012-2013

44

5.2 Determinación de la dosis óptima de coagulante

En este apartado se determina la dosis óptima de cada compuesto que se debe adicionar. Se estudian dos situaciones diferentes: a pH básico, tal y como sale el efluente del proceso y como se debería reutilizar y a pH neutro, como indica la legislación de vertidos.

5.2.1 Agua reutilizada

Para el pH de la muestra original (pH 13), el coagulante a utilizar es el sulfato férrico, Fe2(SO4)3, ya que es el que mejor funciona en medio básico.

Para las diferentes concentraciones se obtienen los resultados mostrados en la

Figura 5. 2.

Figura 5. 2 Jar test a pH 13

El mayor descenso de la turbidez, y la mayor reducción de color de la muestra se consigue con una dosis de 100 ppm de coagulante. Por tanto, se añade esta dosis a los experimentos posteriores.

0,00%

2,00%

4,00%

6,00%

8,00%

10,00%

12,00%

14,00%

0 20 40 60 80 100 120 140

Re

du

cció

n d

e l

atu

rbid

ez

Dosis de coagulante (ppm)

Ensayo Jar test a pH 13


Curso 2012-2013

45

5.2.2 Agua de vertido

Para pH neutro, el coagulante a utilizar es el sulfato de aluminio, Al2(SO4)3.

Para las diferentes concentraciones se obtienen los resultados mostrados en la Figura 5. 3.

Figura 5. 3 Jar test a pH7

El mayor descenso de la turbidez y la mayor reducción de color de la muestra se consigue con una dosis de 120 ppm de coagulante. Por tanto, se añade esta dosis a los experimentos posteriores.

En ambos experimentos la reducción es muy baja, por lo que el coagulante es insuficiente por sí mismo de eliminar los sólidos presentes en la muestra.

0,00%

2,00%

4,00%

6,00%

8,00%

10,00%

12,00%

14,00%

16,00%

0 50 100 150 200

Re

du

cció

n d

e l

a t

urb

ide

z

Dosis de coagulante (ppm)

Ensayo Jar test a pH 7


Curso 2012-2013

46

5.3 Determinación de la dosis óptima de floculante

A continuación se utiliza el método de Jar Test para determinar la concentración óptima de floculante que se debe utilizar.

5.3.1 Agua reutilizada

Figura 5. 4 Dosis óptima de floculante para cada floculante a pH 13

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z

Dosis de floculante (ppm)

AS-77

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


TE 4700 SH

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


CS-204

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


Ca(OH)2

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


CMC


Curso 2012-2013

47

5.3.2 Agua de vertido

Figura 5. 5 Dosis óptima de floculante para cada floculante a pH 7

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


AS-77

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

zDosis de floculante (ppm)

TE 4700 SH

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


CS-204

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

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ide

z


Ca(OH)2

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 50 100 150 200 250

Re

du

cció

n d

e t

urb

ide

z


CMC


Curso 2012-2013

48

. Las gráficas de la figura 5.5 representan curvas típicas de determinación de concentración óptima, con un aumento de la eliminación a dosis bajas hasta alcanzar el máximo y una posterior estabilización (o disminución) de la eliminación. A la vista de los resultados obtenidos, se consideran las siguientes concentraciones en Tabla 5. 5, correspondientes a la dosis de floculante que reduce la turbidez en mayor proporción.

Tabla 5. 5 . Dosis óptima de los floculantes empleados a pH 13.

FLOCULANTE CONC. Óptima pH13 (ppm)

CONC. Óptima pH7 (ppm)

AS-77 150 150 TE 4700 SH 100 100

CS-204 150 150 Ca(OH)2 100 150

CMC 150 150

5.3.3 Cálculo de la velocidad de sedimentación

Se toma la concentración óptima de cada floculante, resultado del apartado 5.2, y la segunda más efectiva y se calcula la velocidad de sedimentación.

Los resultados obtenidos para la variación de la altura de interfase con el tiempo se muestran de la Figura 5. 6 a la Figura 5. 10.

Figura 5. 6 Sedimentación con AS-77

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

0 50 100 150

Alt

ura

de

la

in

terf

ase

(cm

)

tiempo (min)

AS-77

AS-77 200 ppm

AS-77 150 ppm


Curso 2012-2013

49

Figura 5. 7 Sedimentación con TE 4700SH

Figura 5. 8 Sedimentación con CS-204

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

0 50 100 150

Alt

ura

de

la

in

terf

ase

(cm

)

tiempo (min)

TE 4700 SH

TE 4700 SH 150 ppm

TE 4700 SH 100 ppm

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Alt

ura

de

la

in

terf

ase

(cm

)

tiempo (min)

CS-204

TE 4700 SH 150 ppm

TE 4700 SH 100 ppm


Curso 2012-2013

50

Figura 5. 9 Sedimentación con CMC

Figura 5. 10 . Sedimentación con Ca(OH)2

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

0 20 40 60 80 100 120 140

Alt

ura

de

la

in

terf

ase

(cm

)

tiempo (min)

CMC

CMC 150 ppm

CMC 100ppm

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Alt

ura

de

la

in

terf

ase

(cm

)

tiempo (min)

Ca(OH)2

Ca(OH)2 100ppm

Ca(OH)2 200ppm


Curso 2012-2013

51

La velocidad de sedimentación para cada floculante es la que aparece en la Tabla 5. 6. Se ha tenido en cuenta la mayor de las dos velocidades obtenidas. Como era de esperar, en cada caso se obtiene para la concentración óptima calculada anteriormente.

Tabla 5. 6 . Velocidad de sedimentación para cada floculante

FLOCULANTE Concentración (ppm)

Velocidad (cm/min)

AS-77 150 0,162

TE 4700 SH 100 0,283

CS-204 150 0,183

CMC 150 0,258

Ca(OH)2 100 0,142

El floculante que hace que los sólidos sedimenten más rápido es el TE 4700SH, seguido de la CMC.

5.4 Sedimentación

En los siguientes apartados se compara la efectividad de los diferentes floculantes utilizados en la eliminación de los contaminantes del efluente a tratar. Para ello, se evaluará tanto su eficiencia en la reducción de la concentración de sustancias indeseadas como la velocidad a la que las eliminan.

A continuación se analiza el líquido sobrenadante para comprobar la efectividad de la sedimentación.

5.4.1 Características del agua reutilizada

5.4.1.1 Contenido en sólidos

En la Tabla 5.7 se muestran los sólidos presentes en el líquido sobrenadante para cada uno de los floculantes estudiados. Asimismo, se detalla la cantidad de sólido eliminado por cada uno.


Curso 2012-2013

52

Tabla 5. 7 Contenido en sólidos del líquido sobrenadante en la sedimentación.

Original AS-77 TE 4700 SH CS-204

Valor Reducción Valor Reducción Valor Reducción

Sólidos totales (mg/L) 39800 26200 34,0% 20200 49,1% 20000 49,5%

Sólidos sedimentables (mg/L) 900 65 98,9% 21 99,6% 10 99,8%

Sólidos no sedimentables (mg/L) 5900 410 55,4% 325 64,7% 330 64,1%

Sólidos disueltos (mg/L) 33000 25800 22,0% 19900 39,7% 19700 40,3%

Sólidos eliminados (mg/L) 13600 17700 19800

Tabla 5. 7 (cont.) Contenido en sólidos del líquido sobrenadante en la sedimentación.

En la Figura 5. 11 se muestra una comparación entre el porcentaje de eliminación de las distintas fracciones de sólidos por los floculantes. En dicha figura se puede ver cómo todos los floculantes eliminan prácticamente un 100% los sólidos sedimentables, como era de esperar, así como un alto porcentaje de los sólidos no sedimentables, siendo los mejores en este aspecto el CMC y el Ca(OH)2. Respecto a los sólidos más pequeños, los disueltos, se obtiene un porcentaje de eliminación aceptable, destacando el CMC y el CS-204.

Original CMC Ca(OH)2

Valor Reducción Valor Reducción

Sólidos totales (mg/L) 39800 19700 50,5% 26100 34,5%

Sólidos sedimentables (mg/L) 900 12 99,8% 55 99,1%

Sólidos no sedimentables (mg/L) 5900 290 68,5% 301 67,3%

Sólidos disueltos (mg/L) 33000 19387 41,3% 25700 22,1%

Sólidos eliminados (mg/L) 20100 13700


Figura 5.

5.4.1.2 Materia orgánica

Tabla 5. 8 . Eliminación de la materia orgánica en la

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

TE 4700 SH

Sólidos totales (mg/L)


Original Valor

C inorgánico (ppm) 1150


DQO (mg/L) 31000 29770

DBO5 (mgO 2/L) 4700 4538


Curso 2012-2013

53

Figura 5. 11 Sólidos eliminados en la sedimentación.

. Eliminación de la materia orgánica en la sedimentación.

TE 4700 SH CS-204 Ca(OH)2 CMC AS-77

Sólidos sedimentación ISólidos totales (mg/L) Sólidos sedimentables (mg/L)

Sólidos no sedimentables (mg/L) Sólidos disueltos (mg/L)

AS-77 TE 4700 SH Valor Reducción Valor Reducción Valor

968 15,7% 990 14,5% 1050

7013 1,9% 6120 14,5% 6540

29770 4,1% 26500 14,7% 2830

4538 3,5% 4060 13,7% 433


sedimentación.

77


CS-204 Valor Reducción

1050 8,6%

6540 8,5%

28300 8,8%

4330 7,9%


Tabla 5. 8 (cont.) Eliminación de la materia orgánica en la sedimentación

Original

C inorgánico (ppm) 1150

C orgánico (ppm) 7150

DQO (mg/L) 31000

DBO5 (mgO 2/L) 4700

En la tabla anterior (Tabla 5. materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos de sedimentación. De ella se puede extraer la idea de que los sólidos eli(apartado 5.4.1.1) no corresponden con la materia orgánica presente en la muestra, ya que los porcentajes de eliminación de ésta son muy inferiores a los de los sólidos. En la Figura 5. floculantes utilizados. Como se puede ver, los más efectivos en este apartado son la CMC y el TE 4700SH, que doblan al siguiente en efectividad.

Figura 5. 12 Materia orgánica eliminada en la sedimentación.

0%

2%

4%

6%

8%

10%

12%

14%

16%

18%

TE 4700 SH


Curso 2012-2013

54

Eliminación de la materia orgánica en la sedimentación

Original CMC Ca(OH) Valor Reducción Valor Reducción

1150 950 17,4% 1100 5,7%

7150 5900 17,4% 6750 5,6%

31000 25600 17,6% 29200 5,9%

4700 3900 17,5% 4500 4,6%

Tabla 5. 8) aparecen los resultados de los análisis de materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos de sedimentación. De ella se puede extraer la idea de que los sólidos eli

) no corresponden con la materia orgánica presente en la muestra, ya que los porcentajes de eliminación de ésta son muy inferiores a los

Figura 5. 12 aparece el porcentaje de eliminación para los Como se puede ver, los más efectivos en este apartado

son la CMC y el TE 4700SH, que doblan al siguiente en efectividad.

Materia orgánica eliminada en la sedimentación.

CS-204 Ca(OH)2 CMC AS-77

Materia orgánica

CO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

DBO5

(mg/L)



Ca(OH)2 Reducción

5,7%

5,6%

5,9%

4,6%

) aparecen los resultados de los análisis de materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos de sedimentación. De ella se puede extraer la idea de que los sólidos eliminados

) no corresponden con la materia orgánica presente en la muestra, ya que los porcentajes de eliminación de ésta son muy inferiores a los

aparece el porcentaje de eliminación para los Como se puede ver, los más efectivos en este apartado

son la CMC y el TE 4700SH, que doblan al siguiente en efectividad.


77

CO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

DBO5

(mg/L)


Curso 2012-2013

55

5.4.1.3 Sales disueltas y surfactante

Tabla 5. 9 . Eliminación de sales y surfactante en la sedimentación

Tabla 5. 9 (cont.) Eliminación de sales y surfactante en la sedimentación

Original AS-77 TE 4700 SH CS-204

Valor Reducción Valor Reducción Valor Reducción

Cloruros (mg/L) 500 420 16,9% 355 29,4% 355 29,4%

Sulfatos (mg/L) 610 480 21,0% 440 27,8% 550 9,7%

Nitratos (mg/L) 290 110 61,8% 120 59,0% 94 67,9%

Surfactante catiónico

(mg/L) 1750 880 49,90% 668 61,9% 731 58,2%

Original CMC Ca(OH)2 Valor Reducción Valor Reducción

Cloruros (mg/L) 500 426 15,31% 284 43,54%

Sulfatos (mg/L) 610 418 31,36% 536 11,99%

Nitratos (mg/L) 290 79 73,04% 111 62,12%


(mg/L) 1750 621 64,53% 912 47,92%


Figura 5. 13 Sales y surfactante eliminados en la sedimentación.

La Tabla 5. 9 y la Figura 5. surfactante en el proceso de sedimentación.

La cantidad de cloruros y sulfatos eliminados no es especialmente elevada, a excepción de los cloruros con el hidróxido de calcio, que superan el 40% de eliminación.

Los nitratos sí que se eliminan en mayor cantidad, llegando a superarse el 70% con el CMC.

Por último, la mayor parte del surfactante se elimina, siendo especialmente efectivos el TE 4700SHsurfactante queda neutralizado por las cargas aniónicas de los floculantes, precipitando en forma de sales.

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

TE 4700 SH

Cloruros (mg/L)

Nitratos (mg/L)


Curso 2012-2013

56

Sales y surfactante eliminados en la sedimentación.

Figura 5. 13 resumen la eliminación de sales disueltas y de surfactante en el proceso de sedimentación.

La cantidad de cloruros y sulfatos eliminados no es especialmente elevada, a os con el hidróxido de calcio, que superan el 40% de

Los nitratos sí que se eliminan en mayor cantidad, llegando a superarse el 70%

Por último, la mayor parte del surfactante se elimina, siendo especialmente efectivos el TE 4700SH y el CMC. Esto ocurre porque la mayor parte del surfactante queda neutralizado por las cargas aniónicas de los floculantes, precipitando en forma de sales.


Sales y surfactantesCloruros (mg/L) Sulfatos (mg/L)

Nitratos (mg/L) Surfactante (mg/L)


Sales y surfactante eliminados en la sedimentación.

resumen la eliminación de sales disueltas y de

La cantidad de cloruros y sulfatos eliminados no es especialmente elevada, a os con el hidróxido de calcio, que superan el 40% de

Los nitratos sí que se eliminan en mayor cantidad, llegando a superarse el 70%

Por último, la mayor parte del surfactante se elimina, siendo especialmente y el CMC. Esto ocurre porque la mayor parte del

surfactante queda neutralizado por las cargas aniónicas de los floculantes,

77


Curso 2012-2013

57

5.4.2 Características del agua de vertido

5.4.2.1 Contenido en sólidos

En la Tabla 5. 10 se muestran los sólidos presentes en el líquido sobrenadante para cada uno de los floculantes estudiados. Asimismo, se detalla la cantidad de sólido eliminado por cada uno.

Tabla 5. 10 Contenido en sólidos del líquido sobrenadante en la sedimentación.

Tabla 5. 10 (cont.) Contenido en sólidos del líquido sobrenadante en la sedimentación.


Sólidos totales (mg/L) 39800 23600 40,9% 25500 35,9%

Sólidos sedimentables

(mg/L) 900 121 97,9% 235 95,9%

Sólidos no sedimentables

(mg/L) 5900 232 74,8% 380 58,7%

Sólidos disueltos (mg/L) 33000 23200 29,8% 24900 24,7%

Sólidos eliminados

(mg/L) 16200 14300

Original AS-77 TE 4700 SH CS-204 Valor Reducción Valor Reducción Valor Reducción



(mg/L) 900 392 93,3% 375 93,6% 20 99,7%

Sólidos en suspensión

(mg/L) 5900 332 63,9% 232 74,8% 245 73,4%

Sólidos disueltos

(mg/L) 33000 25700 22,2% 25000 24,2% 24505 25,8%

Sólidos eliminados

(mg/L) 13400 14100 15000


En la Figura 5. 14 se muestra una comparación entre el porcentaje de eliminación de las distintas fracciones de sólidos por los floculantes.comparan los resultados con los obtenidos a pH 13, no existen dsignificativas en lo que a eliminación de sólidos se refiere.

Figura 5. 14 Sólidos eliminados en la sedimentación

5.4.2.2 Materia orgánica

Tabla 5. 11 . Eliminación de la materia

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

TE 4700 SH



Original Valor

C inorgánico (ppm) 1150 110


DQO (mg/L) 31000 29

DBO5 (mgO2/L) 4700 45


Curso 2012-2013

58

se muestra una comparación entre el porcentaje de eliminación de las distintas fracciones de sólidos por los floculantes.comparan los resultados con los obtenidos a pH 13, no existen dsignificativas en lo que a eliminación de sólidos se refiere.

Sólidos eliminados en la sedimentación a pH 7

. Eliminación de la materia orgánica en la sedimentación.

CS-204 Ca(OH)2 CMC AS

Sólidos sedimentación II

Sólidos totales (mg/L) Sólidos sedimentables (mg/L)

Sólidos no sedimentables (mg/L) Sólidos disueltos (mg/L)

AS-77 TE 4700 SH Valor Reducción Valor Reducción Valor

1100 4,1% 990 13,8% 102

6790 5,0% 6130 14,2% 641

29600 4,7% 26250 15,4% 291

4540 3,5% 4060 13,7% 433


se muestra una comparación entre el porcentaje de eliminación de las distintas fracciones de sólidos por los floculantes. Si se comparan los resultados con los obtenidos a pH 13, no existen diferencias

a pH 7.

orgánica en la sedimentación.

AS-77


CS-204 Valor Reducción

1020 10,9%

6410 10,3%

29100 6,2%

4330 7,8%


Tabla 5. 11 (cont.) Eliminación de la materia orgánica en la sedimentación

En la tabla anterior (Tabla 5. materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos desedimentación a pH neutroeliminación para los floculantes utilizados.

Figura 5. 15 Materia orgánica eliminada en la sedimentación.

0%

2%

4%

6%

8%

10%

12%

14%

16%

18%

TE 4700 SH

C inorgánico (ppm)

C orgánico (ppm)

DQO (mg/L)

DBO5

(mgO2/L)


Curso 2012-2013

59


Tabla 5. 11) aparecen los resultados de los análisis de materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos de

a pH neutro. En la Figura 5. 15 aparece el porcentaje de eliminación para los floculantes utilizados.



Materia orgánica

CO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

DBO5

(mg/L)


1150 970 15,2% 1050 8,4

7150 5911 17,33% 6660 6,9

31000 25800 17,0% 28700 7,5%

4700 3880 17,5% 4490 4,6



) aparecen los resultados de los análisis de materia orgánica realizados al líquido sobrenadante de los experimentos de

aparece el porcentaje de


CO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

DBO5

(mg/L)

Reducción

4%

9%

7,5%

6%


Curso 2012-2013

60

La eliminación de materia orgánica es similar a ambos pHs. Esto es lógico, ya que como se ha comentado anteriormente, la materia orgánica se encuentra en los sólidos disueltos.

5.4.2.3 Sales disueltas y surfactante

Tabla 5. 12 Eliminación de sales y surfactante en la sedimentación a pH7.

Tabla 5. 12 (cont.) Eliminación de sales y surfactante en la sedimentación a pH7.

Original AS-77 TE 4700 SH CS-204 Valor Reducción Valor Reducción Valor Reducción

Cloruros

(mg/L) 500 415 17,5% 361 28,2% 322 36,0%

Sulfatos

(mg/L) 610 492 19,2% 430 29,4% 534 12,32%

Nitratos

(mg/L) 290 94 67,9% 54 81,5% 88 70,0%

Surfactante

catiónico

(mg/L)

1750 895 48,9% 681 61,1% 702 60,0%


Cloruros

(mg/L) 500 421 16,30% 301 40,2%

Sulfatos

(mg/L) 610 411 32,51% 547 10,2%

Nitratos

(mg/L) 290 53 81,91% 101 65,5%

Surfactante

catiónico

(mg/L)

1750 653 62,71% 922 47,3%


Figura 5. 16 Sales y surfactante eliminados en la

La Tabla 5. 12 y la Figura 5. surfactante en el proceso de sedimentación.

El porcentaje de eliminación para los cloruros y sulfatos es similar al obtenido a pH 13, siendo bajo para todos los floculantes.

En el caso de los nitratos, se obtienen mejores resultados a pH neutro que a pH básico. Se alcanzan porcentajes de eliminación superiores al 80% con el TE 4700SH y la CMC.

En el surfactante no hay diferencia de eliminación apreciable respecto al pH básico, manteniéndose un porcentaje entre el

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

TE 4700 SH


Curso 2012-2013

61

Sales y surfactante eliminados en la sedimentación

Figura 5. 16 resumen la eliminación de sales disueltas y de oceso de sedimentación.

El porcentaje de eliminación para los cloruros y sulfatos es similar al obtenido a pH 13, siendo bajo para todos los floculantes.

En el caso de los nitratos, se obtienen mejores resultados a pH neutro que a porcentajes de eliminación superiores al 80% con el TE

En el surfactante no hay diferencia de eliminación apreciable respecto al pH básico, manteniéndose un porcentaje entre el 47 y el 60%.


Sales y surfactantes

Cloruros (mg/L) Sulfatos (mg/L)



sedimentación a pH7.

resumen la eliminación de sales disueltas y de

El porcentaje de eliminación para los cloruros y sulfatos es similar al obtenido

En el caso de los nitratos, se obtienen mejores resultados a pH neutro que a porcentajes de eliminación superiores al 80% con el TE

En el surfactante no hay diferencia de eliminación apreciable respecto al pH


Curso 2012-2013

62

5.5 Filtración

Se analiza el filtrado de un sistema de filtración a vacío, similar al que se describió en el apartado 4.2, tras la adición del coagulante.

5.5.1 Características físicas

Tabla 5. 13 . Variación en las características del agua tras la filtración.

Inicial Filtrado Reducción

pH 12,73 12,22 4,0%

Conductividad ( µµµµS/cm) 32500 24219 25,5%

Color (dilución 1:40) Muy visible Apreciable -

Se obtiene una apreciable disminución en la conductividad eléctrica, debida principalmente a la posible eliminación de parte del surfactante, adherido a los sólidos eliminados en la filtración.

El pH no se ve afectado, ya que las especies que lo controlan siguen presentes en el filtrado, al estar disueltas en el agua.

5.5.2 Sólidos

Tabla 5. 14. Sólidos eliminados en la filtración

Inicial Filtrado Reducción

Sólidos totales (mg/L) 39800 31400 21,1%

Sólidos no sedimentables (mg/L) 900 620 32,5%

Sólidos sedimentables (mg/L) 5900 3450 40,8%

Sólidos disueltos (mg/L) 33000 27330 17,3%

Como se aprecia en la Tabla 5. 14 la filtración no resulta especialmente efectiva en este caso, ya que la mayor parte de los sólidos presentes en el agua a tratar tienen un tamaño inferior al diámetro de poro (0,45 mm) utilizado en este tipo de proceso. Los sólidos en suspensión y sedimentables no eliminados son demasiado pequeños o son el resultado de la descomposición de agregados más grandes, que sí serían filtrables, pero que con la presión se deshacen en partículas más pequeñas.


Curso 2012-2013

63


Tabla 5. 15 Materia orgánica eliminada en la filtración

Original Filtrado Reducción

C inorgánico (ppm) 1150 748 17,4%

C orgánico (ppm) 7150 948 10,6%

DQO (mg/L) 31000 27400 11,8%

DBO5 (mgO 2/L) 4700 4210 10,4%

Como cabe esperar, la mayor parte de la materia orgánica está presente en partículas tan pequeñas que no es posible eliminarlas mediante la filtración simple, resultando en una disminución de DQO y DBO5 de aproximadamente el 10%. Este porcentaje es del rango de los obtenidos en los procesos de sedimentación, situándose a medio camino entre los floculantes que menos eliminan y los que más.


Tabla 5. 16 Sales disueltas y surfactante eliminados en la filtración

Original Filtrado Reducción

Cloruros (mg/L) 500 373 25,8%

Sulfatos (mg/L) 610 463 23,0%

Nitratos (mg/L) 290 123 58,0%

Surfactante catiónico (mg/L) 1750 322 81,6%

Si se comparan los valores de la tabla 5.17 con los que se obtuvieron en los experimentos de sedimentación, se obtiene una menor eliminación de sales, especialmente los nitratos. El surfactante se elimina sustancialmente mejor mediante filtración, principalmente por la oclusión de los poros por los pigmentos y colorantes, a los que queda adherido.


Curso 2012-2013

64

5.6 Ultrafiltración

En los siguientes apartados se analiza el permeado obtenido en los experimento de ultrafiltración. Como se describió anteriormente, se utilizan tres tamaños de membrana para evaluar la importancia del tamaño de poro.

5.6.1 Características físicas

Tabla 5. 17 . Variación en las características del agua tras la filtración.

Inicial

Permeado 300 kDa

Reducción Permeado 150 kDa

Reducción Permeado

15 kDa Reducción

pH 12,73 12,21 12,31 3,30% 12,02 5,58% 11,62

Conductividad (µµµµS/cm)

32500 23700 27,08% 21700 33,23% 19310 40,58%

Color (dilución 1:40)

Muy visible

Apreciable - Apenas visible

Transparente

La reducción de la conductividad es superior a la de la filtración.

Sin embargo, el pH no se ve afectado, manteniéndose casi constante sea cual sea el tamaño de poro de la membrana.

5.6.2 Sólidos

Tabla 5. 18 Sólidos eliminados en la UF

Inicial

Permeado 300 kDa


Reducción Permeado

15 kDa Reducción



(mg/L) 900 3100 46,5% 2200 62,3% 60 98,9%

Sólidos no sedimentables

(mg/L) 5900 480 48,1% 300 68,5% 160 82,6%

Sólidos disueltos

(mg/L) 33000 25100 23,9% 17800 45,9% 13600 65,8%

Sólidos eliminados

(mg/L) 9500 19500 25980

Como se aprecia en la Tabla 5. 18, la eliminación de sólidos en el tamaño más grande de poro es inferior a la sedimentación, en el intermedio es similar y en el pequeño es superior. La diferencia radica en la eliminación de los sólidos disueltos, cuya eliminación es superior. Como es lógico, los resultados son mejores que en la filtración simple, ya que el tamaño de poro es menor. En la


Figura 5. 17 se representan los porcentajes de eliminación de sólidos de los procesos de filtración y ultrafiltración.

Figura 5. 17 Eliminación de sólidos en procesos de filtración


Tabla 5.

Inicial

Permeado 300 kDa

C inorgánico

(ppm) 1150 932

C orgánico

(ppm) 7150 2390

DQO (mg/L) 31000 11800

DBO5 (mgO2/L) 4700 1810

Tal y como se vio en apartados anteriores, la mayor parte de la materia orgánica se encuentra en los sólidos disueltos. Como con la eliminan estos sólidos en mayor medida que con los otros procesos, se obtiene una mayor reducción de la materia orgánica presente. Cabe destacar que con el tamaño de poro más pequeño de los disponibles se obtiene una eliminación de más del 90% de la DQO y la DBO

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Filtración




Sólidos disueltos (mg/L)


Curso 2012-2013

65

se representan los porcentajes de eliminación de sólidos de los iltración y ultrafiltración.

Eliminación de sólidos en procesos de filtración

Tabla 5. 19 Materia orgánica eliminada en UF.

Permeado


Reducción Permeado

15

18,8% 675 41,2%

66,6% 1730 75,8%

62,1% 8520 72,6% 1970

61,5% 1310 72,1%

Tal y como se vio en apartados anteriores, la mayor parte de la materia orgánica se encuentra en los sólidos disueltos. Como con la ultrafiltración se eliminan estos sólidos en mayor medida que con los otros procesos, se obtiene una mayor reducción de la materia orgánica presente. Cabe destacar que con el tamaño de poro más pequeño de los disponibles se obtiene una eliminación

el 90% de la DQO y la DBO5 presentes, así como del carbono

Filtración UF 300 kDa UF 150 kDA UF 15 kDa

Sólidos filtración




Sólidos disueltos (mg/L)


se representan los porcentajes de eliminación de sólidos de los

Eliminación de sólidos en procesos de filtración

Permeado 15 kDa

Reducción

403 64,9%

153 97,9%

1970 93,6%

303 93,6%

Tal y como se vio en apartados anteriores, la mayor parte de la materia ultrafiltración se

eliminan estos sólidos en mayor medida que con los otros procesos, se obtiene una mayor reducción de la materia orgánica presente. Cabe destacar que con el tamaño de poro más pequeño de los disponibles se obtiene una eliminación

presentes, así como del carbono

UF 15 kDa


orgánico. En la Figura 5. filtración simple y la ultrafiltración.

Figura 5. 18 Eliminación de materia orgánica en procesos de filtración


Tabla 5. 20 Sales disueltas y surfactante eliminados en la filtración

Inicial

Permeado 300 kDa

Cloruros (mg/L) 500 63

Sulfatos (mg/L) 610 23

Nitratos (mg/L) 290 9


(mg/L) 1750 39

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Filtración

CO (mg/L)

DQO (mg/L)

DBO (mg/L)


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Figura 5. 18 se puede ver la gran diferencia que hay entre la ple y la ultrafiltración.

Eliminación de materia orgánica en procesos de filtración

.4 Sales disueltas y surfactante

Sales disueltas y surfactante eliminados en la filtración

Permeado 300 kDa


Reducción Permeado

15

87,6% 50 90,0%

96,3% 13 97,8%

97,1% 4 98,8%

97,8% 8 99,5%


Materia orgánica filtración

CO (mg/L)

DQO (mg/L)

DBO (mg/L)


se puede ver la gran diferencia que hay entre la

Eliminación de materia orgánica en procesos de filtración

Sales disueltas y surfactante eliminados en la filtración

Permeado 15 kDa

Reducción

44 91,2%

1,20 99,8%

0,39 99,8%

0,71 99,9%


En la Figura 5. 19 se comprueba la alta efectividad de la ultrafiltración en la eliminación de las sales disueltas en el efluente en comparación con los otros procesos. El surfactante también se elimina casi poun sistema de filtración simple.

Figura 5. 19 Eliminación de

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Filtración


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se comprueba la alta efectividad de la ultrafiltración en la eliminación de las sales disueltas en el efluente en comparación con los otros procesos. El surfactante también se elimina casi por completo, aun sistema de filtración simple.

Eliminación de sales disueltas y surfactante en procesos de filtración


Sales disueltas y surfactanteCloruros (mg/L) Sulfatos (mg/L)



se comprueba la alta efectividad de la ultrafiltración en la eliminación de las sales disueltas en el efluente en comparación con los otros

r completo, aun utilizando

en procesos de filtración

UF 15 kDa


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6. IMPLANTACIÓN INDUSTRIAL

En este capítulo se realizará la simulación del proceso de implantación en una industria de reciclado de plástico. Para ello, se ha trabajado con los miembros de la empresa Olax22 en el diseño de la planta, el escalado de los equipos y el cálculo de los flujos entre los mismos. Posteriormente, se hace un cálculo de los costes de implantación y operación de los tratamientos adoptados en el Apartado 6.

6.1 Planta de tratamiento

En la figura 6.1 se muestra un esquema de la planta de tratamiento de plástico, con las corrientes que se utilizan.

Figura 6. 1 Esquema de la planta de tratamiento de plástico

Como se puede ver en la figura anterior, si el agua no se reutilizase, se incrementaría el consumo de agua bruta un 200%, de 0,5 m3/h a 1,5m3/h.

Con esta cantidad de agua se pueden limpiar entre 200 y 300 kg de plástico por hora, dependiendo de la naturaleza del material.

Hay que tener en cuenta que se produce una pérdida de agua de aproximadamente 0,5 m3/h de agua. Esta pérdida es resultado de la humedad del plástico, pérdidas en el reactor (salpicaduras, humedad en las paredes), en la malla separadora y en las conducciones. La mayor parte se recupera en el proceso de secado del plástico, por lo que se puede reintroducir en el proceso, aunque esto se escapa del presente trabajo.


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6.2 Dimensionado de equipos

Para el cálculo de los equipos se debe tener en cuenta un caudal de diseño, que como se citó en el apartado anterior es de 1 m3/h. Por motivos de seguridad y de posibles ampliaciones, se estimarán 1,5 m3/h.

6.2.1 Sedimentación

En este caso hacen falta los siguientes equipos:

• Equipos de dosificación de reactivos (depósito y bomba).

• Tanques de mezclado (con agitación).

• Bomba de alimentación al sistema. Se colocarán dos bombas en paralelo, de forma que el proceso no se pare durante operaciones de mantenimiento.

• Sedimentador. Se ha seleccionado un modelo rectangular simple, similar a los desarenadores. Asimismo, para reducir el tiempo de permanencia se utilizarán dos sedimentadores en paralelo, con uno en reserva para poder llevar a cabo tareas de mantenimiento. Un esquema del sedimentador con sus equipos auxiliares se puede ver en la Figura 6.2

Figura 6. 2 Esquema de los equipos de coagulación.floculación

A la hora de hacer cálculos, se asemejará el sedimentador a un paralelepípedo, de forma que las dimensiones del mismo sean las de la Tabla 6. 1. Éstas se obtienen fijando el ancho del equipo, y utilizando las relaciones entre las dimensiones, caudal y velocidad de sedimentación para el resto de magnitudes.

Tabla 6. 1 Dimensiones de los sedimentadores

Volumen (m 3) 5,4

Ancho (m) 1,2

Largo (m) 4,5

Profundidad (m) 1,0

Tiempo de residencia (h) 5,2


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Para el cálculo de las bombas de coagulante y floculante, la dosificación de cada compuesto se realiza a partir de una disolución de concentración de 10000 mg/L.

El volumen del depósito se obtiene para el consumo total de reactivos durante un período de 5 días.

Tabla 6. 2 Dimensionamiento de los equipos auxiliares

Equipo Cnecesaria (mg/L) Qlínea (L/h) Qdosificación (L/h) Bomba coagulante 100

1500 15

Bomba floculante 100 15

Necesidad diaria

(L) Necesidad 5 días (L)

Depósito coagulante 360 1800 Depósito floculante 360 1800

6.1.2 Ultrafiltración

En este caso hay que realizar la extrapolación de los resultados obtenidos para el caudal de permeado en los apartados anteriores a membranas de mayor tamaño que la utilizada en los experimentos. El caudal de diseño será el de permeado, que la empresa fija en un 10% del caudal total, sobredimensionado (0,15 m3/h).

Para la membrana seleccionada, de 15 kDa, las características del equipo utilizado en el laboratorio son las de la tabla 6.3:

Tabla 6. 3 Dimensiones de la membrana utilizada en el laboratorio

Longitud (m) 0,60 Diámetro (m) 0,05

Diámetro de tubo (mm) 2,0 Número de tubos 20

FLUX (l/m 2.h) 3,70

A la hora de un tratamiento industrial, sería más útil utilizar membranas más grandes. Como orientación, se toman membranas de 1 metro de longitud (recomendadas por el fabricante). Para el cálculo del resto de magnitudes, se toma como constante el FLUX, obteniéndose el diámetro de la membrana, y con él, el número de tubos que tendrá.

Tabla 6. 4 Dimensiones de la membrana utilizada en la planta

Longitud (m) 1,0 Diámetro (m) 0,2

Diámetro de tubo (mm) 2,0 Número de tubos 80

FLUX (l/m 2.h) 3,70

En estas condiciones hacen falta 80 membranas de ultrafiltración para conseguir un caudal de salida de 0,15 m3/h.


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72

6.3 Estudio económico

Se utiliza la guía proporcionada por Fernández (2004) para la estimación de costes, basada en la obtención de las distintas partidas que componen los costes a partir del porcentaje del inmovilizado (presupuesto total del proyecto). Los únicos costes de operación que se obtienen directamente son los de los servicios auxiliares, en forma de energía eléctrica. Estrictamente, este método sólo se puede aplicar a plantas enteras, pero se ha realizado para dar una idea de lo que cuesta esta parte del proceso.

El coste de producción está constituido por varias partidas que pueden depender o no de la capacidad productiva (costes fijos o costes variables). Entre estas partidas encontramos:

Materias primas Laboratorio

Mano de obra directa Envasado

Patentes Expedición

Mano de obra indirecta Directivos y técnicos

Servicios generales Amortización

Suministros Alquileres

Mantenimiento Impuestos

Seguros

No se han calculado los Gastos Generales de Administración y Ventas, ya que si no es muy estricto calcular los costes de fabricación de solamente una parte de la planta, calcular los Gastos Generales no tiene sentido, ya que se refieren al producto en general, y dependen de los costes de fabricación totales, de los que no se puede tener conocimiento. Por supuesto, se podría hallar la parte correspondiente al sistema considerado, pero carecería de sentido, ya que, como su nombre indica, son gastos generales, y no de cada proceso. Por otra parte, como materia prima se incluyen los productos químicos esenciales y de uso continuado (coagulante y floculante). De esta forma, en el presente apartado sólo se considerarán los costes de operación de aquellas partidas que contribuyen directamente al funcionamiento del proceso productivo (costes directos de operación) y que son las siguientes:

Materias primas Amortización

Mano de obra directa Suministros

Servicios generales Mantenimiento


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6.3.1 Consideraciones iniciales

Como se ha indicado, a la hora de hacer la estimación de costes, hay que basarse en el montante del inmovilizado. En este caso, este concepto corresponde al coste de los equipos e instalaciones necesarios en cada proceso.

6.3.1.1 Sedimentación

La construcción en hormigón recubierto de los tres sedimentadores supone un coste de 5470€.

Los equipos auxiliares anteriormente citados suman un total de 1880€.

6.3.1.2 Ultrafiltración

El coste de este quipo, incluyendo los bastidores para soportar las membranas seria de 32000€.

Los equipos auxiliares imputables a este proceso será la bomba de impulsión (por duplicado) y el sistema de limpieza. El coste de estos equipos se estima en 1240€.

6.3.2 Cálculo de los costes de operación

6.3.2.1 Materia prima

Como materias primas se incluyen el coagulante (Fe2(SO4)3), cuyo precio es de 0,5 €/kg y el floculante seleccionado, TE 4700SH, con un precio de 1,25 €/kg.

Según los caudales mostrados en la Tabla 6.2, el consumo diario será el de la Tabla 6.5.

Tabla 6. 5 Consumo diario de compuestos químicos

Consumo diario (kg)

Coagulante Fe2(SO4)3 3,60

Floculante TE 4700SH 3,60

6.3.2.2 Mano de obra directa

Como mano de obra directa se considera la labor de aquellos operarios cuya labor se encuentre integrada en el proceso de producción. Se considera suficiente la presencia de un operario, que además sólo destinará un 10% de su tiempo al trabajo en los procesos de tratamiento del efluente. Según el Convenio Colectivo General de la Industria Química, se asigna a los trabajadores a tiempo completo un salario mínimo anual de 13529 €. Como se trabajan 24 horas al día, los siete días de la semana, serán necesarios 5 empleados en la instalación en turnos rotatorios (40 horas semanales por trabajador), según el cálculo:


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957B7C7�D5;E = 7 �í7EE;!7:7 ∙ 24 ℎD57E�í740 ℎD57EE;!7:7

= 4,2 957B7C7�D5;E ≈ 5 957B7C7�D5;E

6.2.2.3 Servicios generales

En servicios generales se incluyen aquellos suministros de bienes tales como agua corriente, vapor, electricidad… necesarios para el funcionamiento del sistema. En este proceso se utiliza tan solo el servicio eléctrico dentro de este apartado.

El coste total del servicio eléctrico se calcula como la suma de un coste fijo y uno variable:

Coste = Coste fijo + Coste variable

donde:

Coste variable = Potencia instalada x Término de potencia

Coste variable = Consumo eléctrico x Término de energía

Por lo tanto, este coste depende de los equipos instalados.

6.3.2.4 Suministros

Se estimarán sus gastos anuales como 1,5 % del inmovilizado (Fernández, 2004).

6.3.2.5 Mantenimiento

Los gastos de mantenimiento hacen referencia a aquellos costes relacionados con las revisiones periódicas y la sustitución de elementos del sistema, a fin de mantener en condiciones aptas dichos elementos.

Los elementos que requieren un mantenimiento más frecuente son los equipos rotatorios, es decir, las bombas y los compresores, así como las membranas de ultrafiltración.

Se estimará como 4% del inmovilizado anualmente para la sedimentación, y del 8% para la ultrafiltración, incluyendo los equipos de limpieza.

6.3.2.6 Amortización

La amortización es la deducción, como gasto, de la depreciación que sufren los distintos elementos del activo, tanto material como inmaterial, debido a su uso. En este caso se ha utilizado un coeficiente de amortización del 15%.


6.3.3 Costes anuales

En la tabla siguiente se detallan los costes de los diferentes apartados para los procesos estudiados. En la figura se observa la aportación de cada partida al coste anual de operación.

Tabla 6. 6

Como se puede observar en la figura los costes anuales de explotación es la mano de obra, seguida de los servicios generales. En la ultrafiltración cobra importancia la amortización de los equipos, ya que estos tienen un coste muy superior a los utilizados en la sedimentación.

Concepto

Materia prima

Mantenimiento

PersonalServicios generales

Amortización

Suministros

Total

2,4%

16,6%

8,8%

0,9% 17,1%

Costes de operación sedimentación

Figura 6. 3 Distribución de los costes de operación para cada proceso.


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En la tabla siguiente se detallan los costes de los diferentes apartados para los s estudiados. En la figura se observa la aportación de cada partida al

coste anual de operación.

Costes anuales de los procesos estudiados

Como se puede observar en la figura 6.3, la partida que más influencia tiene en explotación es la mano de obra, seguida de los servicios

generales. En la ultrafiltración cobra importancia la amortización de los equipos, ya que estos tienen un coste muy superior a los utilizados en la sedimentación.

Coste (€/año)

Concepto Sedimentación Ultrafiltración

Materia prima 2140 0

Mantenimiento 295 3200

Personal 6765 6765

Servicios generales 2080 2560

Amortización 1100 4800

Suministros 110 485

Total 12490 17810

14,4%

27,0%

2,7%

Costes de operación UF

2,4%

54,2%

operación sedimentación

Mantenimiento

Personal

Servcios generales

Amortización

Suministros

Materia prima

Distribución de los costes de operación para cada proceso.


En la tabla siguiente se detallan los costes de los diferentes apartados para los s estudiados. En la figura se observa la aportación de cada partida al

, la partida que más influencia tiene en explotación es la mano de obra, seguida de los servicios

generales. En la ultrafiltración cobra importancia la amortización de los equipos, ya que estos tienen un coste muy superior a los utilizados en la sedimentación.

18,0%

38,0%

2,7%

Costes de operación UF

Distribución de los costes de operación para cada proceso.


La inversión global del tratamiento de agua residual del tratamiento de plástico es de aproximadamente cada apartado el que se muestra en la Tabla distribución de ambos procesos combinados.

Tabla 6. 7 Costes de operación para el proceso global de tratamiento

Serv

Figura 6. 4 Distribución de

6.3.4 Ahorro de surfactante

Como se puede observar en el una concentración de 680 mg/L de surfactante, que se reintroduce en el proceso productivo. De esta forma se recuperan 24 kg de surfactante a día. Al precio que se compra este, el trunos 40000 €.

15,3%

19,5%

1,9%


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La inversión global del tratamiento de agua residual del tratamiento de plástico aproximadamente 40600 € (Apartado 6.3.1), y el coste de operación de

cada apartado el que se muestra en la Tabla 6.7. En la Figura 6. distribución de ambos procesos combinados.

Costes de operación para el proceso global de tratamiento

Concepto Coste (€/año)

Materia prima 2140

Mantenimiento 3495

Personal 13530

Servicios generales 4640

Amortización 5900

Suministros 590

Total 30300

de costes de operación para la combinación de los procesos

Ahorro de surfactante

Como se puede observar en el Apartado 5.4.3, el líquido sobrenadante tiene una concentración de 680 mg/L de surfactante, que se reintroduce en el proceso productivo. De esta forma se recuperan 24 kg de surfactante a día. Al precio que se compra este, el tratamiento de agua supone un ahorro anual de

11,5%

44,7%

1,9%

7,1%

Costes de operación

Mantenimiento

Personal

Servcios generales

Amortización

Suministros

Materia prima


La inversión global del tratamiento de agua residual del tratamiento de plástico , y el coste de operación de

. aparece la

Costes de operación para el proceso global de tratamiento

costes de operación para la combinación de los procesos

4.3, el líquido sobrenadante tiene una concentración de 680 mg/L de surfactante, que se reintroduce en el proceso productivo. De esta forma se recuperan 24 kg de surfactante a día. Al

atamiento de agua supone un ahorro anual de

Mantenimiento

Servcios generales

Amortización

Suministros

Materia prima


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7. CONCLUSIONES

En este apartado se analizan los resultados obtenidos, con el fin de comprobar si se cumplen los objetivos planteados en el Capítulo 3.

7.1 Reutilización del agua tratada

En primer lugar, se trata la reintroducción del agua tratada en el proceso productivo. Recapitulando los objetivos de esta parte del tratamiento, se debe conseguir un agua que no tenga color, ni sólidos en suspensión ni gruesos (sedimentables), manteniendo elevada la concentración de surfactantes, compuestos por lo general muy caros. Para ello se implantará un tratamiento lo más sencillo posible, basado en métodos físico-químicos: filtración o sedimentación previa adición de coagulantes (y floculantes en el caso de la sedimentación).

Hay que indicar es que la neutralización del efluente no es necesaria, ya que un pH básico se adapta mejor a las características del proceso de deinking (Chotipong et al., 2006). Además, el pH no es un factor influyente en estos procesos, como se puede apreciar en el apartado 5.3 y 5.4. De esta forma, el coagulante utilizado es el Sulfato férrico, cuya concentración óptima se determinó en el Apartado 5.3 en 100 ppm.

El primer punto de interés es el color de la disolución. En el caso de la filtración no se eliminan todos los pigmentos, por lo que el color es aún parecido al del efluente inicial. En el caso de la sedimentación se elimina el color verdoso inicial, quedando un líquido anaranjado, fruto de los sólidos disueltos (colorantes). El color no se elimina independientemente del floculante o la dosis empleados, por lo que este no es un punto importante a la hora de seleccionar uno u otro.

Desde el punto de vista de la eliminación de sólidos en suspensión, el proceso de filtración es mucho menos efectivo que la sedimentación (21,1% frente a un promedio para los floculantes del 64%). Entre los floculantes empleados, no hay grandes diferencias, ya que casi todos eliminan aproximadamente el 65% de los sólidos. El único que se desvía es el AS-77, con tan sólo el 55% de eliminación. Por lo tanto, este apartado sirve para descartar el uso de este floculante.

La eliminación de sólidos sedimentables es inefectiva en la filtración, al romperse los sólidos por efecto de la presión. Como es lógico, los sólidos sedimentables se eliminan por completo en los procesos de sedimentación. No existen diferencias entre el empleo de los diferentes floculantes, por lo que hay que fijarse en otros aspectos para determinar cuál de ellos es el que se debe utilizar. Para ello, se comparan los sólidos disueltos, siendo los eliminados con el Ca(OH)2 (22,1%) muy inferiores a los eliminados con los otros tres (aproximadamente el 40%).

Respecto a la eliminación de surfactante, la filtración deja tan sólo el 19% del surfactante en el líquido filtrado. Desde el punto de vista de la recuperación,


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este valor es insuficiente. En la sedimentación se elimina aproximadamente el 60% del surfactante. Esta eliminación es superior a la que se desea, pero significa la recuperación del 40% del compuesto. El resto de surfactante podría ser recuperable mediante la reabsorción del mismo a partir del sólido seco, proceso que actualmente se encuentra en estudio por parte de Olax22.

Por otra parte, el problema del tratamiento es la baja eliminación de la materia orgánica. El COT se reduce en un 14,5% aproximadamente y la DQO en un 15%. Como esta materia orgánica procede de los pigmentos y de los surfactantes, habrá que estudiar si los restos afectarán al proceso productivo. Para comprobar la utilidad del tratamiento se deberían realizar pruebas m´s exhaustivas del proceso utilizando el sobrenadante y mezclas en distinta proporción de sobrenadante y agua limpia.

Las sales presentes en el efluente proceden también de los pigmentos, por lo que su eliminación también es importante. Con el tratamiento de sedimentación, se elimina aproximadamente un 40% de las sales, llegando al 61% de los nitratos. Al igual que ocurre con la materia orgánica, se debería estudiar su influencia en el proceso.

Por lo tanto, se recomienda el uso de la sedimentación, ya que es un proceso muy sencillo, de fácil implantación y control. Es lo suficientemente efectivo para que el agua una vez tratada sea reutilizada en el deinking.

Como floculante se debería utilizar el TE 4700SH. Aunque el CS-204 y la Carboximetilcelulosa dan resultados similares, el TE 4700SH es más económico que la CMC, y la dosis necesaria es inferior a la del CS-204, 100 ppm frente a 150 ppm, tal y como aparece en el apartado 5.3, en la Tabla 5. 5.

Para este floculante se obtiene una reducción del 44,5% en los sólidos totales, la eliminación casi por completo de los sedimentables (99,23%), un 64,7% de reducción de los sólidos en suspensión y un 34,3% de los sólidos disueltos.

7.2 Vertido del agua tratada

Para el vertido, hay que remitirse a la Ley que dicta las concentraciones aceptables por los diferentes contaminantes presentes en el agua a tratar, cuyos límites se muestran en la Tabla 7. 1. El mayor problema que presenta el agua con tinta y surfactante es el elevado valor de DQO, color y la presencia del propio surfactante.

El problema principal que presentan los tratamientos de filtración y sedimentación (a cualquier pH) es que no eliminan la materia orgánica, ya que esta se presenta en forma de sólidos disueltos, menores de 0,45µm de diámetro. El resto de parámetros sí que se cumplen, excepto la conductividad, producto también de la elevada concentración de sólidos disueltos.

El tratamiento que más se acerca a los valores que indica la Ley es la ultrafiltración. Los tamaños más grandes de membrana no consiguen eliminar la materia orgánica de manera eficiente como para que la concentración se


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acerque a la exigida por la legislación. Sin embargo, con la membrana de 15 kDa la DQO ya se acerca al rango permitido, siendo aún así el doble de la exigida.

Los sólidos y sales disueltas estudiados quedan por debajo de los límites establecidos con cualquier tamaño de membrana que se use. Por otra parte, el surfactante sólo se elimina lo suficientemente con la membrana más pequeña. Este surfactante quedará en la solución concentrada (rechazo) que sale de la membrana, siendo su recuperación objeto de estudio por parte de Olax22 S.L, como se indicó anteriormente.

El color se elimina mucho mejor en la ultrafiltración, siendo inapreciable en el permeado de la ultrafiltración con la membrana de 15 kDa de tamaño de poro.

Tabla 7. 1 Comparación entre la legislación y el permeado a 15 kDa

Parámetro Concentración media diaria

Concentración tras UF a 15 kDa

pH 5,5-9 11,6

Conductividad (mS/cm) 3000 19310

Sólidos en suspensión (mg/l) 500 160

Sólidos sedimentables (mg/l) 15 60

DQO (mg/l) 1000 1970

Cloruros (mg/l) 800 44

Sulfatos (mg/l) 1000 1,20

Nitratos (mg/l) 50 0,39

Surfactante (mg/l) 6 0,71

Para solucionar los problemas que no se consigue eliminar con la ultrafiltración se podrían efectuar las siguientes acciones:

• El pH superior al límite no es un problema, porque se puede neutralizar la corriente añadiendo un ácido, como clorhídrico o sulfúrico ya que la concentración de ambos iones es muy inferior al límite.

• La conductividad eléctrica es muy superior al límite, fruto de sales disueltas que no han sido estudiadas (Na+, CaCO3

2-…). Se podría reducir mediante el uso de Ósmosis Inversa.

• Como la concentración de surfactante es lo suficientemente baja, se puede utilizar un tratamiento biológico que elimine la carga orgánica (DQO) en exceso, sin presentar problemas para los microorganismos.


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