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UNIVERSIDAD SIMÓN BOLÍVAR
DECANATO DE ESTUDIOS PROFESIONALES COORDINACIÓN DE INGENIERÍA QUÍMICA
EVALUACIÓN DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE
BASSUSSARRY UTILIZANDO BIORREACTORES DE MEMBRANAS
Por: Laura Melissa Victoria Guerra Reyes
PROYECTO DE GRADO Presentado ante la Ilustre Universidad Simón Bolívar
como requisito parcial para optar al título de Ingeniero Químico
Sartenejas, marzo 2011
UNIVERSIDAD SIMÓN BOLÍVAR
DECANATO DE ESTUDIOS PROFESIONALES COORDINACIÓN DE INGENIERÍA QUÍMICA
EVALUACIÓN DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE
BASSUSSARRY UTILIZANDO BIORREACTORES DE MEMBRANAS
Por: Laura Melissa Victoria Guerra Reyes
Realizado con la asesoría de: Tutor Académico: Prof. Fernando Morales Prof. Jes la Cour Jansen
PROYECTO DE GRADO Presentado ante la Ilustre Universidad Simón Bolívar
como requisito parcial para optar al título de Ingeniero Químico
Sartenejas, marzo 2011
iv
RESUMEN
Hasta finales del año 2009, La Station d’épuration d’Arcangues-Bassussarry fue una planta
convencional de lodos activados para el tratamiento de aguas residuales provenientes de dos
comunidades cercanas, Arcangues y Bassussarry. Debido al aumento en el volumen de aguas
negras producido por estas poblaciones, fue necesario rediseñar la planta para incrementar su
capacidad de 3100 PE a 9370 PE. Debido a las limitaciones en cuanto al área disponible para la
remodelación y a las rigurosas especificaciones para su descargue y reuso, la metodología de
tratamiento tuvo que ser reemplazada por la tecnología de biorreactores de membranas. La
compañía Alfa Laval, de origen Sueco, estuvo a cargo de la instalación de los módulos.
El rendimiento de la planta fue evaluado durante dos etapas distintas: la puesta en marcha de
la planta y en condiciones próximas al estado estacionario. El proceso biológico, el sistema de
filtración y el consumo energético fueron los principales focos de investigación. La operación del
proceso fue evaluada de acuerdo a las concentraciones de DQO, SS, NH4-N, NO3-N, y NT en el
efluente y de acuerdo a la reducción microbiana lograda por las membranas. El estatus
microbiológico fue medido en términos de unidades formadoras de colonias por cada 100 ml de
Escherichia coli, coliformes totales y de bacterias totales viables (capaz de crecer y desarrollarse).
Adicionalmente, se midió la velocidad de nitrificación/denitrificación producida por la biomasa
de un sistema con MBR y fue comparada con la actividad reportada para la biomasa obtenida de
los sistemas convencionales de lodos activados. Por otra parte, como los biorreactores de
membranas han sido clasificados como una tecnología de alta demanda energética, se realizó una
evaluación del consumo energético generado por todo el proceso en Bassussarry.
Los resultados de las mediciones de los parámetros analíticos mostraron que el proceso estaba
en un estado próximo a alcanzar todos los requerimientos asociados con la descarga y reuso del
agua tratada, declarados por la Dirección departementale de l’Equipement et de l’Agriculture
Pyrenees-Atlantiques. El promedio de las concentraciones de DQO y DBO en el efluente fueron
29 mg/L y 3 mg/L respectivamente, logrando con ello eficiencias de remoción de 95% y 98%
respectivamente. La concentración de amonio en el efluente estuvo siempre por debajo de 0,5
mg/L. Sin embargo, deficiencias en las condiciones de operación establecidas se tradujeron en
deficiencias en el proceso de denitrificación y con ello concentraciones de nitrato en el efluente
superiores a 10 mg/L.
v
En cuanto al estatus bacteriológico en el permeado, se observó que estuvieron parcialmente
desviados de los esperados para un sistema de biorreactores de membranas de placas planas, con
un tamaño de poro nominal de 0,2 µm. Se observó la presencia constante de coliformes totales,
con un promedio de 1600 CFU/100 mL. Lo mismo fue observado para las bacterias viables
totales, con un promedio de 8750 CFU/100mL.
Los módulos de los biorreactores de membranas de la compañía Alfa Laval tipo MFM300
fueron evaluados usando datos del permeado, la presión transmembrana y la permeabilidad,
recolectada durante los primeros cinco meses de operación. A partir de gráficos realizados con
promedios de 30 min para cada uno de estos parámetros, se pudo observar un sistema estable
capaz de operar con bajos valores de presión transmembrana y que lograba altos valores de
permeabilidad, superiores a 1000 L/m2*h*bar. Los biorreactores tuvieron la capacidad de
sostener la filtración a pesar de la repentina descarga ocurrida el 17 de febrero, la cual introdujo
al proceso una gran cantidad de sustancias de composición desconocida las cuales generaron un
salto en la carga sobre la planta. Para solventar las irregularidades y estabilizar el sistema de
filtración, se ejecutaron lavados químico y físicos para eliminar la materia irreversible en la
estructura interna de las membranas.
La evaluación de los requerimientos de potencia para todas las instalaciones eléctricas
involucradas con la ejecución del proceso, mostraron que operando a su máxima capacidad el
consumo energético era de 1 kWh/m3, lo que muestra un valor moderado al ser comparado con
tecnologías con capacidades similares a las ofrecidas por los biorreactores de Alfa Laval. Sin
embargo, las membranas ocupan el 38% del consumo energético total en el proceso.
vi
AGRADECIMIENTOS
Me considero una persona afortunada. Por medio de este proyecto, pude identificar mi pasión
académica en la cual me gustaría profundizar y hacer parte de mi futuro como profesional.
Me gustaría agradecer a mi supervisor Jes la Cour Jansen, quien fue el punto de comienzo de
esta aventura. Por compartir sus vastos conocimientos, ser un fuerte apoyo académico y tener la
paciencia a lo largo de todo el desarrollo de mi trabajo de tesis.
Estoy especialmente agradecida con Jessica Bengtsson y Nicolas Heinen, por hacerme parte
de su equipo de trabajo dentro del proyecto y por toda la confianza que depositaron en mi. Sus
comentarios, consejos y apoyo fueron una fuente inagotable de motivación a lo largo de mi
trabajo.
A la compañía Alfa Laval, por haberme suplido con todo el equipo necesario y por ofrecerme
la facilidad de disfrutar mi estadía en Bayonne, Francia.
Me gustaría agradecer a Ylva y Gertrud por todas sus enseñanzas, paciencia y por toda la
ayuda que me ofrecieron para obtener el material necesario para poder realizar los análisis
pautados para mi estudio. Ylva, muchas gracias por toda la atención durante mi estadía en
Francia, fue un apoyo esencial durante mis actividades en el Laboratorio en la planta.
A Gilles Borges, y a todo el equipo de Lyonnaise des Eaux, por toda su ayuda y gran
generosidad durante mi estadía en Bassussarry.
A Hélène Cazes y a todo el equipo de LOÏRA, compañía responsable de la construcción de la
planta, por todo su apoyo y hospitalidad mientras estuve trabajando en Bassussarry.
A Silvia Juncà y Aude Baillon-Dhumez por las interesantes discusiones y todos los feedback
constructivos hacia mi trabajo.
Finalmente, quisiera agradecer al Profesor Fernando Morales, tutor de mi tesis en Venezuela,
por todas las sugerencias necesarias para la culminación exitosa de mi proyecto de grado en la
Universidad Simón Bolívar. Junto con mis tutores en el exterior, representa para mí una fuente de
motivación y ejemplo a seguir por toda la pasión y entrega hacia su profesión.
vii
LISTA DE ABREVIACIONES
AS – Lodos activados
DBO – Demanda biológica de oxígeno
DQO – Demanda bioquímica de oxígeno
CASp – Proceso convencional de lodos activados
CIP – Limpieza in situ (Clean in place)
CFU – Unidades formadoras de colonias
FS – membranas de configuración plana (Flat sheet)
HF – membranas de configuración de fibra hueca (hollow fiber)
IVFD – Índice volumétrico de fangos diluidos
iMBR – Biorreactores de membranas internas
Jc – Permeado crítico
Jnet – Permeado medido inmediatamente después del lavado
K – Permeabilidad
LMH – Litros por metro cuadrado por hora
LVR – Reducción logarítmica decimal
MBR – Biorreactores de membranas
MF – Microfiltración
PE – Población equivalente
TMP – Presión transmembrana
PVDF – Polifluoruro de vinilo
R – Resistencia
Re – Número de Reynolds
SADm – Demanda de aireación especifica por área de la membrana
sMBR – Configuración de biorreactores externa
SS – Sólidos suspendidos
TSC – Tiempo de succión capilar
UF – Ultrafiltración
VLR – Velocidad de carga volumétrica (Volumetric loading rate)
WWTP – Planta de tratamiento de aguas residuales
viii
ÍNDICE GENERAL
RESUMEN iv
AGRADECIMIENTOS vi
LISTA DE ABREVIACIONES vii
ÍNDICE GENERAL viii
INDICE DE TABLAS xi
INDICE DE FIGURAS xii
INTRODUCCION 1
CAPÍTULO I: TRATAMIENTO CONVENCIONAL DE LODOS ACTIVADOS 4
1.1. Tratamiento mecánico 4
1.2. Tratamiento biológico 5
1.2.1. Eliminación biológica de materia orgánica 6
1.2.2. Eliminación biológica de nitrógeno 7
1.2.2.1. Nitrificación 8
1.2.2.2. Denitrificación 9
1.3. Tratamiento químico 10
CAPÍTULO II: PROCESO DE SEPARACION CON MEMBRANAS 11
2.1. Material de las membranas 11
2.2. Clasificación de las membranas 12
2.3. Configuración de las membranas 14
2.3.1. Membranas de configuración plana 14
2.3.2. Membranas de configuración tubular 16
2.4. Parámetros claves para procesos con membranas: flujo de permeado, resistencia y
permeabilidad
17
2.5. Fenómeno de concentración polarizada y ensuciamiento en las membranas 18
CAPÍTULO III: SISTEMAS DE BIORREACTORES DE MEMBRANAS 20
3.1. Características de las membranas en los MBR 21
3.2. Configuraciones de los MBR 22
3.3. Características de los biorreactores de membranas 25
3.4. Configuración del biorreactor de membranas en el presente estudio: Hollow sheet 27
ix
MFM
3.5. Parámetros de los MBR para control y evaluación 29
3.5.1. Flujo de permeado y presión transmembrana 29
3.5.2. Flujo crítico 29
3.5.3. Tiempo de retención de sólidos (SRT) y tiempo de residencia hidráulico (HRT) 30
3.6. Potencial desinfectante de los biorreactores de membranas 31
3.7. Características de los lodos de sistemas operando con MBR 32
3.7.1. Tamaño de los flóculos 32
3.7.2. Viscosidad 33
3.7.3. Productos microbianos solubles (SMP) y sustancias poliméricas extracelulares
enlazadas (EPS)
33
3.8. Sedimentabilidad y deshidratabilidad de la biomasa en los sistemas con MBR 35
3.9. Protocolos de limpieza 37
3.10. Consumo energético en la tecnología de los MBR 38
CAPITULO IV: PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS MUNICIPALES DE
BASSUSSARRY
40
4.1. Condiciones operativas del proceso 46
4.2. Condiciones de operación en el sistema de MBR 48
CAPITULO V: METODOLOGIA DE EVALUACION 49
5.1. Protocolo para la toma de muestras y frecuencia 49
5.2. Métodos de análisis 49
5.3. Análisis de los parámetros de la biomasa 49
5.4 Cuantificación del nivel bacteriológico 50
5.5. Consumo energético/evaluación de costos operativos y de mantenimiento 50
CAPITULO VI: RESULTADOS DE LA EVALUACION 51
6.1. Situación en la planta de tratamiento Bassussarry 51
6.2. Etapas de evaluación: puesta en marcha de la planta y aproximación a condiciones
de estado estacionario
52
6.2.1. Período de puesta en marcha de la planta 52
6.2.2. Condiciones próximas al estado estacionario 55
6.3. Desempeño de los procesos biológicos para los sistemas con MBR 56
x
6.3.1. Remoción de nutrientes y materia orgánica 56
6.4. Velocidad de nitrificación y denitrificación 61
6.5. Reducción bacteriana 62
6.6. Características del sistema de filtración 65
6.7. Deshidratabilidad y sedimentabilidad de la biomasa en un sistema con MBR 70
CAPITULO VII: DISCUSION 73
7.1. Desempeño del proceso 73
7.2. Remoción bacteriana 77
7.3. Evaluación de la deshidratabilidad: biomasa de los MBR 78
7.4. Rendimiento del sistema de filtración 79
CAPITULO VIII: EVALUACION DEL CONSUMO ENERGETICO /LOS COSTOS
DE OPERACIÓN Y DE MANTENIMIENTO
82
CONCLUSIONES 91
RECOMENDACIONES 93
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS 94
APÉNDICE A 99
APÉNDICE B 103
APÉNDICE C 105
APÉNDICE D 107
APÉNDICE E 110
APÉNDICE F 112
APÉNDICE H 114
xi
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1.1 Influencia del diámetro y la densidad de las partículas en el tiempo que se
requiere para sedimentar 1 m de profundidad
10
Tabla 3.1 Comparación entre la configuración sumergida y la externa 24
Tabla 4.1 Parámetros de diseño obligatorios para el sistema de tratamiento 41
Tabla 4.2 Especificaciones y condiciones operativas en Bassussarry 47
Tabla 4.3 Condiciones operativas en los biorreactores de membrana 48
Tabla 6.1 Características de las aguas residuales municipales en Bassussarry 51
Tabla 6.2 Cronograma de los eventos ocurridos durante los primeros cinco meses de
operación
52
Tabla 6.3 Estado microbiológico de las aguas municipales en Bassussarry 63
Tabla 6.4 Situación microbiana: afluente, permeado y efluente 63
Tabla 6.5 Porcentaje de materia seca después de filtración y compresión para la biomasa
de MBR
71
Tabla 6.6 Índice volumétrico del fango diluido 72
Tabla 8.1 Requerimiento de potencia para un sistema con MBR aplicado en el
tratamiento de agua municipales
83
Tabla 8.2 Costos capitales para un sistema con MBR operando en aguas municipales 86
Tabla 8.3 Costos operacionales y de mantenimiento para el tratamiento de aguas
residuales municipales
87
Tabla 8.4 Precios estimados para el primer semestre del año 2010 87
Tabla 8.5 Requerimiento de potencia para un sistema de MBR operado para el
tratamiento de aguas residuales municipales
88
Tabla B.1 Concentraciones de los parámetros medidos en el afluente 103
Tabla B.1 Concentraciones de los parámetros medidos en el efluente 104
xii
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura I.1 Mapa del suroeste de Francia, Comunidades de Bassussarry y Arcangues… 2
Figura 2.1 Membranas asimétricas. Sección transversal de una membrana de ultrafiltración 13
Figura 2.2 Membranas de película delgada compuesta, TFC 14
Figura 2.3 Modelos de la configuración tipo espiral y su estructura interna 15
Figura 2.4 Ruta del flujo en una configuración en espiral 16
Figura 3.1 Caracterización de un sistema de tratamiento con MBR 20
Figura 3.2 Kubota, unidades de módulos de configuración sumergida 26
Figura 3.3 Zenon Cartridge ZeeWeed 500c 27
Figura 3.4 Sección transversal de un elemento correspondiente a una membrana plana de
PVDF con un soporte de polietileno
28
Figura 3.5 Módulos de tipo MFM100, 200 and 300 producidos por Alfa Laval 28
Figura 3.6 Potencial de retención de acuerdo al tamaño de las partículas 32
Figura 4.1 Esquema de las zonas de la Planta de Tratamiento de Bassussarry 40
Figura 4.2 Tamices rotatorios 42
Figura 4.3 Vista frontal de la planta 43
Figura 4.4 Vista de las dos mitades del tanque biológico 43
Figura 4.5 Sección de filtración. Cinco celdas con dos módulos Alfa Laval MFM300 44
Figura 4.6 Vista frontal de la válvula ubicada después del tanque TMP 46
Figura 6.1 Espuma viscosa marrón 54
Figura 6.2 Espuma blanquecina en el efluente 54
Figura 6.3 Concentración de DQO en el afluente, efluente y eficiencias de remoción 57
Figura 6.4 Concentración de DBO en el afluente, efluente y eficiencias de remoción 58
Figura 6.5 Concentración de sólidos suspendidos en el afluente y en el efluente 58
Figura 6.6 Concentración de NH4-N en el afluente, efluente y eficiencias de remoción 59
Figura 6.7 Concentración de nitrógeno total en el afluente, efluente y eficiencias de
remoción y concentración de nitrato en el efluente
60
Figura 6.8 Concentración de fósforo total en el afluente y en el efluente 61
Figura 6.9 Velocidad de Nitrificación/Denitrificación y Temperatura promedio para los
días de medición
62
xiii
Figura 6.10 Reducción decimal logarítmica para E.coli, Coliformes totales y
microorganismos viables totales
64
Figura 6.11 Promedio de 24 h para la presión transmembrana durante los primeros cinco
meses de operación
66
Figura 6.12 Promedio de 30 min para los valores de TMP registrados durante el período de
prueba
66
Figura 6.13 Promedio de 24 h para permeabilidades logradas por el sistema de filtración 67
Figura 6.14 Promedio de 30 min para las permeabilidades logradas por el sistema de
filtración
68
Figura 6.15 Promedio diario para los valores de permeado registrados durante el periodo
de prueba
69
Figura 6.16 Promedio de 30 min para los valores de permeado registrados durante el
periodo de prueba
69
Figura 6.17 Volumen de agua tratado diariamente durante el período de prueba 70
Figura 8.1 Requerimiento energético porcentual por zona operando a un tercio de su
máxima capacidad
84
Figura 8.2 Requerimiento energético porcentual por zona operando a su máxima capacidad 84
Figura 8.3 Requerimiento energético porcentual por zona operando a un tercio de su
máxima capacidad (Alfa Laval)
89
Figura 8.4 Requerimiento energético porcentual por zona operando a un tercio de su
máxima capacidad (Alfa Laval)
89
Figura D.1 Montaje para la medición de la tasa de nitrificación 108
Figura E.1 Cápsulas de Petri para la incubación de Coliformes totales y Escherichia coli 111
Figura H.1 Vista lateral de la planta de tratamiento en Bassussarry 114
Figura H.2 Instalación de los módulos de Alfa Laval MFM300 114
Figura H.3 Módulos Alfa Laval tipo MFM300 115
Figura H.4 Espuma blanquecina en el efluente 115
Figura H.5 Espuma en los compartimientos de las membranas 116
Figura H.6 Bombas de redistribución interna de agua 116
Figura H.7 Centrifugador Alfa Laval 117
INTRODUCCIÓN
El agua es un recurso finito y fuente esencial de vida. Como es un recurso natural limitado,
debe ser administrado y reciclado apropiadamente. Desde que el hombre concientizó y valoró su
importancia, se han hecho esfuerzos para mejorar su manejo, con especial énfasis en los procesos
de distribución, almacenamiento y saneamiento. El crecimiento acelerado de la población ha
representado un reto en cuanto a gestión del agua se refiere.
El tratamiento de aguas residuales abarca un amplio universo de temas. Existen muchas
técnicas de saneamiento, sin embargo aún no se ha desarrollado un tratamiento ―panacea‖ capaz
de adaptarse a todas las condiciones presentes: clima, espacio, tiempo entre otras, y que al mismo
tiempo sea capaz de cumplir con todas las demandas legislativas, energéticas, ambientales y
económicas que permitan su aplicación.
En los últimos 10 años ha surgido un interés especial en los procesos de separación por medio
de membranas aplicados para tratamiento de aguas residuales. Ahora bien, si partimos de la
definición general de membranas: material con propiedades específicas que le confieren cierto
grado de selectividad, parece posible purificar aguas contaminadas.
En el suroeste de Francia, las comunidades de Biarritz, Bayonne y Anglet se fusionaron
formando una comunidad conocida como Communaute d’Agglomeration de Bayonne-Anglet-
Biarritz. Bassussarry es una planta de depuración ubicada en Cambo, a unos pocos kilómetros del
aeropuerto de Biarritz. Esta planta recibe aguas de dos comunidades adyacentes, Arcangues y
Bassussarry. En la Figura I.1 se puede observar un mapa alusivo a tales comunidades.
Biarritz es una ciudad pequeña caracterizada por su belleza natural y reconocida como una
ciudad de verano. Esta característica unida al crecimiento natural de la población generó el
incremento de la producción de aguas negras ocasionando la saturación de la estación de
depuración ya existente.
Usando la técnica de lodos activados, la estación de Bassussarry era capaz de tratar cantidades
equivalentes a 3100 PE. Sin embargo, debido a la sobrecarga generada principalmente durante la
época de verano, la planta de tratamiento perdió la capacidad de funcionar apropiadamente. En
búsqueda de una solución, Bassussarry fue rediseñada para incrementar su capacidad de 3100 PE
a 9370 PE.
2
Limitaciones de espacio y desempeño, fueron las causas principales de que el método de
lodos activados dejase de ser una solución óptima para las condiciones presentes en Bassussarry.
Alfa Laval MBR fue la tecnología seleccionada debido a su potencial de cubrir las demandas y
proveer un efluente de alta calidad aun en un rango reducido.
Este estudio se enfoca en la evaluación del rendimiento del proceso biológico y del sistema de
filtración, controlando para ello parámetros como el permeado, la caída de presión
transmembrana y permeabilidad. Adicionalmente, como el consumo de energético de los
biorreactores de membranas representa el principal punto débil de este tipo de tecnología, se
realizó una evaluación energética del sistema instalado en Bassussarry, analizándose los costos de
operación y mantenimiento.
Figura I.1. Mapa del suroeste de Francia, Comunidades de Bassussarry y Arcangues.
Objetivos
La planta de depuración de Bassussarry fue rediseñada para reemplazar el sistema
convencional de lodos activados por la tecnología de biorreactores de membranas, el cual se hizo
operativo a partir de enero 2010.
Este estudio tuvo tres objetivos principales:
3
o Evaluar el funcionamiento del proceso biológico en el tratamiento de aguas municipales
usando la tecnología de Alfa Laval, biorreactores de membranas.
o Evaluar el desempeño del sistema de filtración en términos del flujo de permeado, TMP y
permeabilidad, por medio de data recolectada durante los cinco primeros meses de
operación.
o Realizar un estudio económico y energético del proceso aplicado en Bassussarry.
Limitaciones
La planta de Bassussarry fue puesta en operación en enero 2010, y el proceso de instalación no
finalizó sino hasta marzo 2010. Si bien los resultados de esta evaluación pueden dar una idea del
desempeño del proceso en el tratamiento de aguas municipales, debe tomarse en cuenta que el
proceso evaluativo fue realizado durante los primeros meses de operación, es decir durante el
arranque de la planta, lo que implicó un periodo de transición en el que fue difícil demostrar la
capacidad real que el proceso alcanzaría en condiciones estacionarias. Por otra parte, algunas
fallas técnicas y de operación fueron causantes de situaciones atípicas en la planta.
CAPÍTULO I TRATAMIENTO CONVENCIONAL DE LODOS ACTIVADOS
Las aguas residuales están constituidas por una gran diversidad de partículas biológicas, no
biológicas y sustancias solubles. Las más comunes son: sólidos suspendidos, agentes oxidantes,
componentes nitrogenados, fósforo orgánico e inorgánico, bacterias, virus, parásitos, esporas,
metales, entre otros compuestos con efectos perjudiciales al medio ambiente.
Todas estas sustancias tienen un amplio rango de tamaños, por lo cual pueden ser clasificadas
como sustancias disueltas, sustancias coloidales o partículas. Los conceptos de higiene y salud,
junto con la escasez de agua y las crecientes restricciones ambientales, han generado la
necesidad de diseñar sistemas de tratamiento de agua para mitigar la producción de aguas
contaminadas y producir un producto que garantice la posibilidad de poder ser reutilizado sin
ocasionar riesgos a la salud.
Existen muchas tecnologías para tratar el agua en sistemas a gran escala, pero en cuanto a
aguas municipales se refiere el tratamiento mediante lodos activados es el más común y la
sección a continuación se enfocará en la descripción de este método. En general, el tratamiento de
aguas residuales, está constituido por tres pasos fundamentales: tratamiento mecánico,
tratamiento biológico y tratamiento químico.
1.1. Tratamiento mecánico
En el tratamiento mecánico, las partículas gruesas como ramas, palitos, cabellos, comida y
otros materiales, son removidos por medio de rejillas y/o trampas de arena. Los orificios de las
rejillas tiene un tamaño entre 3 y 20 mm, lo cual implica que partículas relativamente grandes
pasan a la otra etapa del proceso, la trampa de arena (Kemira, 2003) luego, el resto de los sólidos
suspendidos sedimentan en un tanque se sedimentación, conocido como clarificador primario. La
5
materia sólida sedimentada en el primer clarificador es denominada lodo primario. Generalmente
el tratamiento mecánico remueve el 50 y 60% de la materia suspendida y 30% del DBO.
1.2. Tratamiento biológico
El segundo paso está diseñado para degradar materia orgánica por medio de microorganismos.
Si el sistema provee las condiciones adecuadas de temperatura y pH, y la composición de la
alimentación es de alta calidad, entonces la materia orgánica y los microorganismos podrán
interactuar simbióticamente promoviendo el crecimiento biológico. La etapa biológica requiere
un paso subsecuente de sedimentación, en el cual una pequeña porción de la biomasa acumulada
es removida como lodo en exceso.
Los microorganismos presentes en las aguas residuales son de origen natural y provienen del
aire, suelo y diferentes animales. Los microorganismos en el agua pueden ser divididos dentro de
los siguientes grupos (Henze et al. 2002):
Bacterias: las bacterias que se usan en esta etapa no son las bacterias usuales de tipo
patogénicas. Sus funciones principales involucran la degradación de la materia orgánica
disuelta y la adsorción de partículas coloidales suspendidas. Adicionalmente,
contribuyen a la degradación de la materia orgánica suspendida por medio de la
producción de exoenzimas. Las bacterias pueden ser divididas en tres grupos (Kemira,
2003):
o Bacterias libres: este tipo de bacterias son tan pequeñas que no pueden asentarse
como sedimentos. Es por ello que son expulsadas o ingeridas por otros
microorganismos. Si éstas no son removidas durante el proceso, el agua tratada
tendrá una apariencia turbia.
o Bacterias formadoras de flóculos: constituyen la composición principal de la
biomasa. Son capaces de crecer en conglomerados gracias a su estructura viscosa
por lo cual pueden formar partículas grandes conocidas como bioflocs. Este tipo
de bacterias crece más lentamente que las bacterias libres, y por consiguiente
requieren de tiempos de retención más prolongados.
o Bacteria filamentosa: (a veces la más problemática), se caracteriza por crecer en
líneas y formar largos filamentos parecidos a los cabellos. Esta bacteria es
6
responsable de lodos flotantes, disminuyendo su capacidad para ser
deshidratados y su capacidad de sedimentar.
Hongos
Algas, se encuentran usualmente en la superficie del agua, donde existe presencia de
nutrientes y de luz.
Protozoarios y metazoarios, son los responsables de llevar a cabo muchos procesos del
tratamiento. Pueden nutrirse de restos de bacterias, algas y hongos. Son
microorganismos similares a los gusanos penetrando a la biomasa, lo cual mejora la
penetración de agua y mejora el tratamiento.
1.2.1. Eliminación biológica de materia orgánica
En general, la materia orgánica puede sufrir diferentes cambios:
No sufrir ningún tipo de reacción. Materia no biodegradable o inerte.
Se oxida para formar compuestos de baja energía como dióxido de carbono, agua y
liberación de energía.
Se convierte en otro tipo de materia orgánica por hidrólisis, en el cual moléculas grandes
son convertidas en moléculas más pequeñas. El proceso de hidrólisis es normalmente
lento comparado con el crecimiento biológico, por lo cual es el paso limitante del proceso
biológico dentro del tratamiento.
Puede ser asimilado en biomasa. Proceso conocido como crecimiento biológico. Los
microorganismos heterótrofos que están presenten en el agua, aprovechan la energía
liberada durante el proceso de oxidación para sintetizar biomasa, la cual es una mezcla de
microbios y materia orgánica.
Muerte celular, las bacterias dentro del sistema tiene una tasa de muerte la cual es esencial
para la conversión en el proceso biológico. Los microorganismos muertos añaden materia
de muy lenta biodegradación en el sistema. Esta materia es hidrolizada para luego
desarrollarse causando consumo de oxígeno o de nitratos.
La materia orgánica presente en el agua residual en un sistema de lodos activados, sirve
como sustrato a las bacterias heterótrofas del licor de mezcla. La eliminación de la materia
orgánica presente en el agua residual en contacto con lodos activados, se produce a través de las
siguientes etapas (Wanner, 1997):
7
1. Retención de las partículas en la estructura del flóculo de los lodos activados.
2. Adsorción del material coloidal.
3. Biosorción, la cual consiste en el almacenamiento celular de compuestos orgánicos
solubles de elevado peso molecular.
4. Asimilación y acumulación intracelular de sustancias fácilmente biodegradables.
5. Respiración endógena de la biomasa cuando existen limitaciones de sustrato
biodegradable.
Los microorganismos presentes en las aguas residuales tienen la capacidad de utilizar
moléculas muy pequeñas y simples para su crecimiento. El crecimiento biológico integra la
producción de biomasa. En este proceso, los microorganismos usan el oxígeno disuelto para
oxidar la materia orgánica produciendo agua y dióxido de carbono. La energía generada durante
esta reacción será aprovechada para su crecimiento. Esta reacción bioquímica puede ser escrita
como:
C18H19O9N + 8,8 O2 + 0,74 NH3 1,74 C5H7NO2 + 9,3 CO2 + 4,52 H2O (1.1)
El crecimiento aeróbico tiene una eficiencia energética, β de 55-60%. Esta constante es un
parámetro que mide la relación entre la cantidad de biomasa producida y la cantidad de sustrato
consumido, y varía con el tipo de agua residual y la carga en la planta (Henze et al. 2002).
Varios factores influyen en el proceso de conversión aeróbico heterotrófico, de los cuales los
de mayor impacto son: temperatura, oxígeno, pH, sustancias tóxicas, y la concentración de
nitrógeno y fósforo.
1.2.2. Eliminación biológica de nitrógeno
La presencia de nitrógeno en las descargas de aguas residuales puede ser perjudicial por
varias razones: el amoníaco libre es tóxico para muchos microorganismos marinos, el nitrógeno
amoniacal ejerce una demanda de oxígeno elevada (4,57 mg O2/mg NH+4-N oxidado). La
toxicidad del amoníaco en solución es directamente atribuible a la especie, NH3, cuya
concentración aumenta con el pH y la temperatura del agua (Horan, 1993; Sedlak, 1991).
8
El nitrógeno contenido en las aguas residuales municipales se presenta principalmente en
forma de nitrógeno orgánico y nitrógeno amoniacal. Generalmente, el primero es hidrolizado,
mediante el proceso conocido como amonificación, para producir formas amoniacales. Es por
ello que, el nitrógeno en aguas residuales se encuentra en su mayoría en forma de nitrógeno
amoniacal. La eliminación del mismo en la planta se produce mediante dos procesos
consecutivos: nitrificación y denitrificación.
1.2.2.1. Nitrificación
Es un proceso microbiológico que convierte los iones amonio en nitritos y eventualmente los
nitritos en nitratos. El proceso toma lugar si las bacterias nitrificadoras se encuentran presentes en
el medio y si existe una mínima concentración de oxígeno en el sistema. La oxidación de amonio
puede ser escrita en dos pasos, como se muestra en la siguiente expresión:
NH4+ + 1,5 O2 NO2
- + 2H+ + H20 Paso 1 (1.2)
NO2- + 0,5 O2 NO3
- Paso 2 (1.3)
NH4+
+ 2 O2 NO3- + 2H+ + H2O (1.4)
El amoníaco que está en equilibrio con el amonio es oxidado por un grupo de bacterias
referido como oxidadores de nitritos. Luego, el paso inmediato es la oxidación de los nitratos por
otro grupo de microorganismos conocido como oxidadores de nitratos. La energía liberada
durante la oxidación de amonio es equivalente a ΔG° = - 270 kJ/mol NH4+-N, mientras que la
energía liberada durante la oxidación del nitrito es de ΔG° = - 80 kJ/mol NO2--N. La energía que
obtienen las bacterias nitrificantes con estas reacciones es muy escasa, por lo que su velocidad de
crecimiento es muy lenta.
La mayoría de las bacterias nitrificadoras son de carácter autótrofas, por lo cual utilizan el
dióxido de carbono como fuente de carbono.
En el proceso de oxidación de amonio, el crecimiento se expresa como:
15 CO2 + 13 NH4+ 10 NO2
- + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H20 (1.5)
9
En el proceso de oxidación de nitrito, el crecimiento se expresa como:
5 CO2 + NH4+ + 10 NO2
- + 2 H20 10 NO3- + C5H7NO2 + H+ (1.6)
Teniendo en cuenta los procesos de obtención de energía y de síntesis celular, y usando un
coeficiente de producción de 0,14 gDQO/g NH4+-N oxidado y de 0,02 gDQO/g NO2
—N oxidado,
la ecuación global de nitrificación se puede escribir como sigue (Henze et al. 2002):
NH4+ + 1,86 O2 + 1,98 HCO3
- 0,98 NO3- + 1,04 H20 + 1,88 H2CO3 + 0,02 C5H7NO2 (1.7)
De acuerdo a esta reacción bioquímica (1.5) y (1.6), durante el proceso de nitrificación se
produce ácido. Este ácido puede reaccionar con las moléculas de carbonato que se encuentren
presenten en el medio, reduciendo su alcalinidad. Si la alcalinidad en el agua es muy baja, el pH
podría caer rápidamente. Condiciones ácidas en el sistema inhiben las bacterias nitrificadoras. El
pH óptimo para la nitrificación está entre 8 y 9. Por otra parte, como el crecimiento de la bacteria
es lento, para promover este proceso, el tiempo de residencia no debe ser muy corto (Kemira,
2003).
Si calculamos el oxígeno consumido durante el proceso de nitrificación global, utilizando la
expresión (1.7), se tiene que 1,86 moles de O2 se consumen por cada mol de NO3- -N formado, es
decir, 4,34 g O2/g NO3- -N. Por otro lado, si se calcula el oxígeno consumido de la expresión (1.4)
se tiene que 2 moles de O2 se consumen por cada mol de NO3- -N formado, es decir, 4,57 g O2/g
NO3- -N. La diferencia entre estos dos valores se debe a que el carbono inorgánico, el cual la
bacteria asimila también actúa como un agente oxidante, por lo cual reduce un porcentaje el
consumo de oxígeno.
1.2.2.2. Denitrificación
La denitrificación es una reacción microbiológica donde se convierten los nitratos en
nitrógeno atmosférico. Para llevar a cabo la denitrificación, los microorganismos requieren una
fuente de carbono orgánica. Esta puede ser la materia orgánica presente en el agua residual a
tratar o un sustrato externo (metanol, etanol, acido acético). El nitrato es el agente oxidante. La
reacción puede ser escrita como sigue:
2NO3- + H+ + materia orgánica N2 + HCO3
– (1.8)
Durante el proceso de denitrificación el nitrato se transforma inicialmente en nitrito y éste en
óxido nitroso, óxido nítrico y finalmente en nitrógeno gaseoso que se libera a la atmósfera.
10
Muchos de los microorganismos denitrificadores son anaerobios facultativos, es decir, tienen
la capacidad de usar tanto el oxígeno como el nitrato como agente oxidante. Sin embargo,
prefieren el oxígeno debido a que la liberación de energía es mayor. Por esta razón, para producir
el proceso de denitrificación no debe existir concentración de oxígeno en el sistema.
Los nitritos y los nitratos actúan como aceptores de electrones, mientas que el sustrato es el
carbono contenido en la materia orgánica. La reacción global de oxidación y síntesis del proceso,
utilizando una fuente orgánica genérica, es la siguiente:
0,61 C18H19O9N + 0,39 NH4+ + 4,15 H+ + 4,54 NO3
- C5H7NO2 + 2.27 N2 + 5,15 H20 + 5,98CO2 (1.9)
Esta reacción estequiométrica permite comprobar que el proceso de denitrificación conlleva
una producción de alcalinidad de 3,57 mgCO3/mg NO3—N, lo que representa aproximadamente la
mitad de la alcalinidad consumida el proceso de nitrificación (Randall et al. 1992).
1.3. Tratamiento químico
El tratamiento químico está basado en la adición de coagulantes y floculantes (polímeros o
sales inorgánicas de aluminio). Con estos compuestos químicos es posible la formación de
sólidos de mayor tamaño y densidad, lo cual será un factor determinante en su capacidad de
sedimentación. Más detalles acerca del tamaño de las partículas y de su capacidad de sedimentar
son mostrados en la Tabla 1.1.
Tabla 1.1. Influencia del diámetro y la densidad de las partículas en el tiempo que se requiere
para sedimentar 1 m de profundidad
Diámetro de la partícula
Área superficial
total (m/cm3)
Tiempo para que una partícula sedimente, si
densidad 1,05g/cm3
Tiempo para que una partícula
sedimente si la densidad es 1,10g/cm3
Tiempo para que una particular sedimente
si la densidad es 2,65g/cm3
1 mm 0.006 37 s 18 s 1 s
0,1 mm 0,06 1 h 31 min 2 min
10 µm 0,6 4 días 2 días 3 horas
1 µm 6 1 año 0,6 años 13 días
0,1 µm 60 117 años 58 años 3,5 años
CAPÍTULO II PROCESO DE SEPARACIÓN CON MEMBRANAS
Los procesos de separación están presentes en muchas de nuestras actividades cotidianas,
desde procesos tan simples como enjuagar o colar hasta procesos más complejos como la
fabricación industrial de alimentos, textiles, carros, entre otros. Existe una gran diversidad de
métodos y tecnologías en los procesos de separación y su aplicación está determinada por la
complejidad de la tarea.
La separación por medio de membranas es un método con amplias aplicaciones industriales
que han sido usadas especialmente en prácticas farmacéuticas y en la fabricación de alimentos.
Una membrana se define como una barrera selectiva entre dos fases, la cual es impermeable a
partículas, moléculas o sustancias específicas cuando es sometida a la acción de una fuerza
impulsora. Hoy en día, los procesos de separación con membranas están siendo usados en una
amplia gama de aplicaciones. Estos procesos constituyen micro filtración (MF), ultrafiltración
(UF), nanofiltración (NF), ósmosis reversa (RO), electrodiálisis (ED), diálisis difusiva (DD),
separación de gases (GS) y destilación por medio de membranas (MD). Las membranas y fuerza
impulsora son los conceptos comunes a todos estos procesos, sin embargo, el mecanismo que
toma lugar en cada uno de ellos difiere significativamente.
Debido a la complejidad teórica que describe cada uno de estos procesos, se requeriría mucho
tiempo para su análisis, por lo que el mayor foco será hecho en los sistemas de microfiltración y
ultrafiltración.
2.1. Material de las membranas
Existen diversos materiales que son usados para los procesos de separación con membranas.
Este estudio se enfoca principalmente en membranas poliméricas debido a que es el material más
común en propósitos de saneamiento de aguas. Los polímeros son materiales que tienen múltiples
propiedades que se manifiestan de acuerdo a las condiciones de uso. Conociendo su estructura
12
molecular es posible predecir su comportamiento para condiciones específicas. Por esta razón, la
selección del tipo de polímero dependerá de las características térmicas, químicas y mecánicas
necesarias para su aplicación y de la perm-selectividad deseada en el proceso. Así pues, debido al
amplio rango en el criterio de selección, no es posible optimarlos todos juntos en un mismo
material (Markert, 1983).
2.2. Clasificación de las membranas
Las membranas presentan diferencias de acuerdo al espesor, estructura, morfología y
materiales con los cuales son construidas, por lo cual resulta complejo estructurar una única
clasificación de las mismas. No obstante, como la aplicación de las membranas en este estudio se
encuentra dirigida hacia el tratamiento de aguas residuales, fueron empleadas las características
estructurales y morfológicas como referencia para su clasificación.
De acuerdo a la estructura, existen tres principales tipos de membranas: simétricas, asimétricas
y membranas compuestas de película delgada (Markert, 1983).
En general, cada membrana se constituye de una capa conocida como superficie de tope, la
cual, puede ser densa o porosa. Normalmente, esta capa se encuentra sometida a elevadas
presiones (Markert, 1983). La capa densa está caracterizada por la ausencia de poros visibles
cuando es vista bajo un microscopio electrónico. En este tipo de estructura, el tamaño del poro es
menor a 50 Å. La capa porosa tiene una estructura bien definida cuyo tamaño de poro puede ser
determinado bajo técnicas específicas.
La separación de membranas con una estructura densa está determinada por un conjunto de
interacciones físico-químicas entre los componentes del permeado y el material de las
membranas.
Las membranas simétricas pueden ser porosas (micro porosas) o no porosas. Las membranas
micro porosas están basadas en el mismo principio que los filtros. Su espesor está entre 10 y 200
µm (Mulder, 1997) y usualmente tienen una estructura rígida y ahuecada distribuida
aleatoriamente. Las membranas simétricas se caracterizan por producir bajos valores de
permeados y por lo tanto su aplicación a nivel industrial es limitada (Markert, 1983).
Las membranas asimétricas poseen capas externas con espesores que usualmente varían entre
0,1 y 0,5 µm, las cuales son sostenidas por una estructura porosa conocida como capa soporte,
hecha de polipropileno o polietileno con un espesor cercano a 50 y 150 µm. Como la velocidad
13
de transporte es inversamente proporcional al espesor, este tipo de membranas tiene una alta
velocidad de transporte y una alta selectividad, siendo esta última principalmente determinada
por la capa superior delgada y su alto grado de densidad. La estructura se puede ver representada
en la Figura 2.1.
Figura 2.1. Membranas asimétricas. Sección transversal de una membrana de ultrafiltración
(Markert, 1983).
Las membranas asimétricas tienen una capa intermedia la cual puede tener una estructura de
tipo ―finger‖ que se caracteriza por la presencia de macroporos y de tipo esponja (principalmente
usadas en sistemas de ultrafiltración) que presentan una mayor resistencia, y es preferida en
procesos de filtración que involucren altas presiones.
Otro tipo de membranas son conocidas como membranas compuestas de película delgada
(TFC) por sus siglas en inglés. Están constituidas por tres capas principales: por un soporte micro
poroso de polipropileno o polietileno, una superficie activa ubicada en el tope del soporte la cual
usualmente tiene un espesor de 500 y 1000 Å, ver Fig. 2.2 y una estructura de malla espaciadora
con aproximadamente 2 mm.
14
Figura 2.2. Membranas de película delgada compuesta, TFC (Markert, 1983).
2.3. Configuración de las membranas
Para que las membranas puedan ser aplicadas a gran escala, como requerimiento mínimo
deben de disponer de un área superficial amplia. El sistema de filtración por membranas
usualmente es diseñado en estructuras compactas llamadas módulos. Los módulos son diseñados
de tal forma que puedan proveer fuerza mecánica, soporte y facilidad de limpieza. La
modularización permite generar en espacios pequeños una amplia área superficial, lo cual
constituye una de las principales ventajas de su aplicación.
El diseño de los módulos se basa en dos tipos de configuraciones: plana y tubular. Los
sistemas de membranas de Placas Paralelas (Plate and frame) y Spiral-wound constituyen la
configuración plana mientras que los sistemas de tubos, capilares y de fibra hueca constituyen la
configuración de tipo tubular (Mulder, 1997).
2.3.1. Membranas de configuración plana
Módulos de tipo Plate and Frame
La tecnología de módulos de tipo Plate and Frame es una de las más antiguas aplicadas en
procesos de separación por membranas. Este diseño está basado en un set de membranas
ubicadas para generar un arreglo tipo emparedado. La alimentación es forzada a atravesar la
15
superficie de la membrana. Una porción pasa a través del conjunto de membranas, penetrando el
canal de permeación hasta llegar a un tubo colector. La densidad de empacado típica para este
tipo de arreglo está entre 100 y 400 m2/m3. De forma de evitar la canalización (tendencia del
fluido a pasar por un camino fijo), son usadas unas juntas para producir un camino estrecho y
tortuoso (Mulder, 1997).
Módulo de tipo espiral
Los módulos de tipo espiral son sistemas de tipo placa paralelas que están enrollados alrededor
de una tubería central (ver Fig. 2.3). El módulo es ubicado dentro de una cabina tubular
presurizada. La alimentación pasa axialmente en dirección descendente a través del canal
cilíndrico formado por la membrana (ver Fig. 2.4). Los módulos de escala industrial forman su
armazón con un set de membranas enrolladas, cada una con un área superficial entre 1 y 2 m2,
creando una densidad de empaquetamiento entre 300 y 1000 m2/m3. Este tipo de diseño permite
minimizar la caída de presión causada cuando el fluido atraviesa hacia la sección central. Usando
un sistema corto de múltiples enrollados, la caída de presión puede mantenerse a un nivel
adecuado.
Figura 2.3. Modelos de la configuración tipo espiral y su estructura interna
16
Figura 2.4. Ruta del flujo en una configuración en espiral
2.3.2. Membranas de configuración tubular
Tubos
Este tipo de configuración consiste en tubos de un papel poroso o de fibra de vidrio soportados
con una membrana formada dentro de los tubos. Este sistema generalmente se constituye por un
gran número de tubos con un arreglo en serie. La alimentación pasa a través de la sección central
de los tubos mientras el permeado es removido de cada tubo y es enviado a una sección de
colección. Las membranas cerámicas son generalmente ensambladas bajo este tipo de
configuración. Sin embargo, las densidades de empaquetamiento suelen ser bajas, con valores
menores a 300 m2/m3.
Membranas de fibra hueca (Hollow fiber)
Los módulos con una configuración de tipo fibra hueca tienen dos tipos principales de
geometrías. La primera geometría se conoce como alimentación del lado de la carcasa (out –
inside). Este módulo consiste en un loop o un haz de fibras, las cuales están contenidas en una
cabina presurizada. Cuando el sistema es presurizado por el lado de la carcasa, el permeado
penetra a través de las paredes de las fibras y sale a través del extremo final de la fibra. La
segunda geometría es conocida como alimentación del lado de los tubos (inside – out). Las fibras
en este tipo de unidad están abiertas en ambos extremos y la alimentación es circulada a través de
su sección central. La mayor ventaja de este tipo de configuración es el alto grado de
empaquetamiento que pueden ofrecer, con valores cercanos a 30.000 m2/m3.
17
2.4. Parámetros claves para procesos con membranas: flujo de permeado y resistencia/
permeabilidad
El flujo del permeado y la resistencia o permeabilidad son los parámetros claves que permiten
describir cualquier proceso asociado con membranas. El flujo de permeado se refiere a la
cantidad de material que atraviesa una unidad de área superficial por unidad de tiempo
(Stephenson, 2000). Resistencia y permeabilidad tienen una relación inversamente proporcional y
ambos son directamente afectados por este flujo.
De acuerdo a la ley de Darcy, el flujo convectivo a través de las membranas puede ser descrito
matemáticamente como:
De esta ecuación, se puede observar que a medida que aumenta la resistencia total se debería
esperar mayor disminución del flujo de permeado. El término de resistencia total se refiere a la
suma de los distintos tipos de resistencias que contribuyen en diferentes formas a la misma. Los
efectos de las distintas resistencias son evaluados de acuerdo al modelo de resistencias en serie.
Donde:
Rm refiere a la resistencia intrínseca de las membranas [m-1]
Rad refiere al fenómeno de adsorción [m-1]
Rp refiere a la resistencia por poros obstruidos [m-1]
Rg refiere a la resistencia de la capa de gel [m-1]
Rcp refiere a la resistencia causada por el fenómeno de concentración polarizada [m-1]
La resistencia intrínseca de la membrana está determinada por el tipo de material, el tamaño
del poro, la porosidad y su espesor. Es un parámetro fijo. La resistencia de la capa gel está
18
asociada con los mecanismos de filtración. En general, la resistencia intrínseca de la membrana
solo domina cuando no existe ensuciamiento o cuando éste está muy diluido.
Por medio de estos parámetros es posible realizar una evaluación de desempeño y tener un
control del sistema de filtración. En la literatura se han reportado varios artículos de investigación
enfocados en la relación entre el flujo de permeado logrado y la resistencia o permeabilidad.
Como la disminución del flujo de permeado es una aspecto económicamente no favorable, el
mayor esfuerzo ha sido centrado en la mitigación de la resistencia total, principalmente causada
por el fenómeno de ensuciamiento.
2.5. Fenómeno de concentración polarizada y ensuciamiento de las membranas
Todos los procesos de separación a través de membranas son afectados por diferentes
variables que hacen que el desempeño del sistema cambie significativamente a través del tiempo.
Un cambio muy frecuente es la disminución del flujo de permeado a través del tiempo. Esto es
causado principalmente por la formación de una capa de ensuciamiento en la superficie de la
membrana, la cual se traduce en un fenómeno conocido como concentración polarizada. Es
necesario distinguir entre estos dos conceptos. Aunque ambos sean dependientes uno del otro, el
fenómeno de concentración polarizada es resultado de un gradiente de concentración, mientras
que el ensuciamiento es resultado de la acumulación de solutos en la superficie.
En procesos de separación por membranas, cuando la alimentación (mezcla que contiene un
soluto y un solvente), sometida a una fuerza impulsora, los solutos son parcialmente o
completamente retenidos en la superficie de la membrana, mientras que el solvente atraviesa el
canal de permeación. Mientras el proceso procede, un gradiente de concentración se formará en
la mezcla de ambos lados de la membrana. Este fenómeno es conocido como polarización por
concentración.
Cuando los sólidos retenidos se acumulan en la superficie de la membrana, la concentración
sobre ésta aumenta gradualmente. El fenómeno de concentración polarizada disminuye el
gradiente de concentración de los compuestos del permeado a través de la membrana, por lo cual
se produce una disminución en el flujo de permeado y en la selectividad de la membrana.
El gradiente de concentración generado induce a un flujo difusivo hacia la alimentación.
Después de un periodo de tiempo, este fenómeno alcanza condiciones estacionarias y el flujo
19
convectivo de las membranas representa la suma del flujo del soluto y del flujo difusivo de las
membranas hacia la alimentación.
El fenómeno de concentración polarizada puede influenciar el desempeño del proceso en
distintas formas:
La retención puede ser mayor, en la cual una mezcla de solutos macromoleculares
pueden generar una película o capa en la superficie de la membrana, la cual promueve
la retención de solutos de bajo peso molecular.
La retención fue ser menor.
Disminución del flujo de permeado.
CAPÍTULO III SISTEMA DE BIORREACTORES DE MEMBRANAS
La tecnología de los biorreactores de membranas es un diseño modular que elimina el paso de
sedimentación y tiene la capacidad de purificar las aguas residuales por medio de la retención de
materia cuando un flujo pasa a través de un set de membranas.
Los procesos con biorreactores de membranas combinan dos procesos: degradación biológica
y separación por membranas (ver Fig. 3.1) en un sistema compactado, en el cual los sólidos en
suspensión y los microorganismos responsables de la biodegradación son separados del agua
tratada mediante una unidad de filtración por membrana.
Por otra parte está caracterizado por su habilidad de soportar altas concentraciones de sólidos
en suspensión en la mezcla de licor y en periodos largos de operación retener bacterias y virus.
Estas características hacen que esta tecnología produzca un efluente con mejor calidad que el
ofrecido por el proceso convencional de lodos activados.
Figura 3.1. Caracterización de un tratamiento con MBR
21
3.1. Características de las membranas en los MBR
Las membranas utilizadas en los MBR tienen que ser hechas de un material con una fuerza
mecánica razonable en la cual se mantenga una alta producción de permeado junto con una alta
selectividad. El desafío está en que estos dos parámetros son excluyentes. Una alta selectividad
normalmente se alcanza usando membranas con tamaños de poros muy pequeños con lo cual se
incrementa la resistencia hidráulica, o lo que es lo mismo, se disminuye la permeabilidad.
Las características de las membranas, como material, tamaño de poro, porosidad, morfología
del poro, hidrofobicidad/hidrofilicidad entre otras, han demostrado una fuerte influencia en el
rendimiento de los MBR, en donde el mayor impacto se observa durante el proceso de
ensuciamiento.
En general, existen principalmente dos tipos de materiales para membranas que son
comercializados con aplicaciones de saneamiento de aguas: polímeros y cerámica. Membranas
metálicas de acero inoxidable también son utilizadas y han mostrado tener un mayor flujo de
permeado (Zhang et al. 2005b), sin embargo debido a sus altos costos no suelen ser aplicadas en
plantas de gran escala.
Las membranas están constituidas por una superficie fina con una permeabilidad específica,
una resistencia mecánica propia y una morfología anisotrópica. Es por ello que las membranas
poliméricas proveen una alta porosidad superficial y una distribución del tamaño de poro muy
estrecha. Los polímeros comúnmente usados en aplicaciones de tratamiento de aguas residuales
son:
Fluoruro de polivinilo (PVDF)
Polietileno (PE)
Sulfonato de polietileno (PES)
Polipropileno (PP)
Todos estos materiales tienen una superficie hidrofóbica, la cual favorece la deposición de
materia hidrofóbica en su superficie. Las interacciones hidrofóbicas entre los productos
microbianos solubles y las sustancias poliméricas extracelulares (relativas al contenido de
proteínas) con el material de las membranas hacen que la tasa de ensuciamiento sea más severa
que en las membranas hidrofílicas. Las proteínas y las bacterias son más propensas al
enlazamiento en superficies poliméricas hidrofóbicas, debido a su contribución de cargas electro-
22
estáticas y a sus fuerzas de corto alcance. Modificaciones por medio de técnicas como oxidación
química, reacciones químicas orgánicas, plasma y tratamiento con luz ultravioleta pueden
producir superficies hidrofílicas. Marel et al. (2010) demostraron que las membranas
hidrofóbicas de PDVF presentan la mitad del valor del permeado crítico comparado con el valor
obtenido para las membranas hidrofílicas de PDVF.
El material de las membranas también muestra diferencias en su tasa de ensuciamiento debido
a los distintos tamaños del poro y morfologías, lo cual indica que diferentes materiales
poliméricos tienen distintos grados de adsorción. Yamato et al. (2006) observaron que las
membranas de PDVF tienen una mejor capacidad de prevenir ensuciamiento irreversible que las
membranas de PE.
Existen muchos estudios acerca de la relación entre el tamaño de poro y el rendimiento
hidráulico. Sin embargo, aún no está bien definido cuál es la influencia del tamaño de poro en el
rendimiento del proceso de filtración para sistemas de MBR. Marel et al. (2010) observaron que
al incrementar el tamaño del poro y la porosidad superficial, existía un incremento en el valor del
permeado crítico. Esto fue atribuido a la disminución de los flujos locales en cada poro y a la
disminución de la retención de componentes de la alimentación. Por otra parte, Tarleton et al.
(1993) y Guiziou et al. (2002) sugirieron que mientras el tamaño del poro fuera mayor, habría
mayor tasa de ensuciamiento debido a que mas partículas podrían atravesar y quedar atrapadas
dentro de la matriz de la membrana.
La morfología del poro puede ser una explicación para las diferencias entre dos membranas
con el mismo tamaño de poro nominal. Marel et al. (2010) sugirió que los filtros profundos con
un camino tortuoso dentro de su matriz pueden acelerar la deposición de materia irreversible.
Mientras tanto Ho and Zydney, (1999) sugirieron que las membranas con estructura de poros
interconectados se obstruye más lentamente comparado con membranas con estructuras internas
similares a ―capilares rectos‖. Ellos argumentaron que en una estructura interconectada, el
permeado puede evitar los poros bloqueados al circular a través de otros caminos, lo cual no es
posible es poros rectos.
3.2. Configuraciones de los MBR
Existen dos tipos de configuraciones para operar los biorreactores de membranas,
interno/sumergido (immersed iMBR) y externo (sidestream sMBR).
23
Para los sistemas de tratamiento de aguas residuales, es común la aplicación de la
configuración de los biorreactores de membranas sumergidos, lo cual se debe principalmente a
que presenta menores costos energéticos para su operación. En el sistema interno, los módulos
son sumergidos en el tanque de lodos activados. La aireación es proporcionada por medio de
sopladores con difusores de burbuja gruesa los cuales no sólo tienen como función arrastrar la
deposición de sólidos en la superficie de las membranas, sino también proveer de oxígeno a la
biomasa. El iMBR usualmente demanda menor energía que la configuración sMBR.
El sistema externo requiere una bomba de recirculación para generar presiones elevadas que
puedan llevar a cabo la filtración. El sistema sMBR tiene la habilidad de operar con flujos de
permeado más altos que la configuración iMBR. Por otra parte, se debe considerar que mientras
el permeado sea más elevado existirá mayor propensión al ensuciamiento (Hillis et al. 2000).
Adicionalmente, en el modo de operación de los sistemas externos, la energía requerida para el
bombeo de la alimentación se sacrifica con el fin de alcanzar mayores flujos de permeado, por lo
cual es menos atractivo económicamente que la configuración interna. En la Tabla 3.1 se presenta
un cuadro comparativo entre las principales ventajas y desventajas de cada tipo de tecnología.
24
Tabla 3.1. Comparación entre la configuración sumergida y la externa
Tecnología MBR sumergida Tecnología externa
Ventajas
El ensuciamiento de las
membranas puede ser controlado con la CVF.
Menor demanda energética, incluso menor en 2 órdenes de magnitud (Gander et al., 2002)
No se requieren bombas para impulsar el líquido a través de las membranas.
Los protocolos de limpieza de las membranas pueden ser aplicados in situ, por lo cual se tienen menores efectos sobre los lodos.
La precipitación de sólidos orgánicos e inorgánicos puede ser manejada de forma más sencilla
El movimiento continuo de burbujas de aire alrededor de las membranas, disminuye la concentración de la biomasa y por lo tanto disminuye el potencial de ensuciamiento.
Permite la aplicación de mayores concentraciones del MLSS
Desventajas
A veces los protocolos de limpieza química requieren que el proceso sea detenido.
Mayor tendencia a
ensuciarse, por lo cual al operar con permeados altos se genera la disminución de la permeabilidad.
Es más complejo manejar el ensuciamiento causado por material orgánico e inorgánico.
Costos operacionales superiores con respecto al sistema sumergido.
Los grandes esfuerzos producidos por el bombeo del líquido causan la ruptura de los flóculos, con lo cual se promueve la liberación de EPS.
25
3.3. Características de los biorreactores de membranas
Cuando se habla de configuración de las membranas, se refiere a la geometría y a la forma en
la cual es instalado y orientado el módulo con respecto al flujo de la alimentación. Esta
configuración debe estar diseñada de tal forma que pueda ofrecer las siguientes características:
Alta densidad de empaquetamiento
Alto grado de permeabilidad
Alto grado de turbulencia
Bajos costos operacionales
Estabilidad mecánica
Facilidad de limpieza
Simplicidad de operación
Sin embargo, aún no se ha desarrollado una configuración capaz de integrar todas estas
propiedades debido a que algunas de ellas son mutuamente excluyentes. Un alto grado de
turbulencia implica mayor consumo energético y por lo tanto altos costos de operación.
Adicionalmente, no es posible fabricar un área superficial grande sin tener una unidad con
canales estrechos los cuales disminuirán la turbulencia y la facilidad para ser limpiadas.
En el mercado existe una amplia gama de configuraciones, sin embargo para MBR con
aplicaciones en tratamiento de aguas residuales, se utilizan principalmente tres:
Placas planas (Flat sheet, FS) ---- Líder del mercado: Kubota
Fibra hueca (Hollow fiber, HF) ---- Líder del mercado: Zenon
Multitubos (MT)
El módulo de membranas Kubota (ver Fig. 3.2) desarrollado por la Corporación Kubota
(compañía japonesa de ingeniería), es un módulo constituido por láminas planas con 0,5 m de
ancho y 1 m de largo. Su área efectiva es de 0,8 m2, con un tamaño de poro nominal de 0,4 µm y
un SAD de 0,75 Nm3/m2*h. Hoy en día la Corporación Kubota está ofreciendo un sistema más
eficiente, basado en un módulo de dos pisos, el cual duplica el área superficial dentro del mismo
espacio físico. El tamaño de poro permite evitar el paso de partículas, bacterias e incluso de
algunos virus, por lo cual ofrece un efluente de alta calidad.
26
Figura 3.2. Kubota, unidades de módulos de configuración sumergida.
Zenon es otra de las compañías más grandes, fabricantes de biorreactores de membranas. Este
tipo de módulos basados en fibras huecas fue desarrollado por Zenón en 1989. La unidad consiste
de un set plano de fibras huecas extruídas, orientadas de forma perpendicular al fluido, en el cual
cada lámina de fibras se encuentra a 90 grados de la anterior (ver Fig. 3.3). Hoy en día, dos tipos
de módulos son comercializados, el modelo ZeeWeed 500c (con 23,2 m2 de área superficial por
lámina) y el modelo ZeeWeed 500d (con 31,6 m2 de área superficial por lámina). Esos diseños
representaron una mejora al disminuir la obstrucción e incrementar al área superficial. El modelo
ZeeWeed 500c es más flexible, en detrimento de su propia capacidad de soporte, sin embargo
está diseñado para poder repotenciar su capacidad ser mediante la adición de más membranas
dentro del mismo tamaño de casquete. El modelo ZeedWeed 500d fue lanzado al mercado en
2002 ofreciendo un mayor tamaño que el ZeedWeed 500c el cual puede ser fácilmente aislado y
removido de su casquete.
27
Figura 3.3. Zenon Cartridge ZeeWeed 500c.
3.4. Configuración del biorreactor de membranas en el presente estudio: Hollow sheet
MFM
La configuración hueca-plana es un tipo de módulo diseñado de tal forma que combina
algunas características positivas de las dos principales configuraciones modulares en el mercado
de tratamiento de aguas: de fibras huecas y de láminas planas.
La configuración hueca-plana consiste en una lámina plana hecha de PDVF. Cada elemento
consiste en dos láminas soldadas con un espacio perforado. Este espacio provee un canal abierto
para el lado del permeado, minimizando la caída de presión. Este diseño provee una presión
transmembrana constante a lo largo de toda la superficie.
La configuración hueca-plana es operada por gravedad con una presión transmembrana muy
baja, de 10 a 40 mbar, reduciendo así la acumulación de sólidos suspendidos en la mezcla licor,
y por lo tanto facilitando el control del ensuciamiento en la superficie de las membranas.
28
Figura 3.4. Sección transversal de un elemento correspondiente a una membrana plana de PVDF
con un soporte de polietileno.
Figura 3.5. Módulos de tipo MFM100, 200 and 300 producidos por Alfa Laval.
29
3.5. Parámetros de los MBR para control y evaluación
El flujo de permeado, el flujo crítico, la presión transmembrana, el tiempo de retención de
los sólidos suspendidos, el tiempo de retención hidráulico, la velocidad de aeración y la relación
substrato/microorganismos son los parámetros más comunes para el control y la evaluación de un
proceso operado con biorreactores de membranas.
3.5.1. Flujo de permeado y presión transmembrana
El flujo de permeado (J) se refiere a la cantidad de líquido que atraviesa la membrana por
unida de área superficial por unidad de tiempo. Usualmente se denota como [m3/m2*h] o [LMH].
Los biorreactores de membranas pueden operar con valores de permeado entre 10 a 100 LMH
(Judd, 2006).
La presión transmembrana (TMP) se define como el gradiente de presión dentro de la
membrana, es decir, es la diferencia entre la presión promedio de la alimentación y la presión del
permeado. La presión de la alimentación es frecuentemente medida en la superficie de la
membrana. Sin embargo, se debe notar que esta presión no es igual a la presión promedio en la
entrada, debido a que el flujo a través de la membrana causará pérdidas hidráulicas. El TMP es
referido como la fuerza impulsora para la separación física de la biomasa.
3.5.2. Flujo crítico
El flujo crítico (Jc) se refiere a un valor específico de flujo, debajo del cual, se experimenta
un aumento progresivo en la rapidez de crecimiento de TMP, tal que no se requieren lavados
químicos, mientras que con un valor superior, se experimenta un salto brusco en el valor de la
TMP (Ng et al. 2005). Para un proceso de filtración estable, lo cual implica una permeabilidad
constante durante un periodo prolongado, surge el término de flujo subcrítico, el cual está
caracterizado por la disminución en los valores de permeados iniciales debido a la adsorción de
solutos.
Existen varios métodos para la determinación del flujo subcrítico. Sin embargo, debido a la
complejidad de tomar en cuenta los conceptos hidrodinámicos, para su identificación se ha
desarrollado un método gráfico de simple aplicación. Este método consiste en registrar los
cambios en el TMP para incrementos de flujo constantes (Le Clech et al. 2003). Al graficar los
valores de permeado vs TMP, es posible observar la transición entre un proceso linealmente
dependiente con la presión y el comienzo del ensuciamiento. Operar debajo del flujo crítico es
30
una medida efectiva para evitar un ensuciamiento severo generado por materia depositada
reversible e irreversiblemente.
3.5.3. Tiempo de retención de sólidos (SRT) y tiempo de residencia hidráulico (HRT)
El tiempo de retención de sólidos es un parámetro que se presume tiene mayor implicación
dentro del fenómeno de ensuciamiento de las membranas y por ende afecta su rendimiento. El
SRT influencia la rapidez de ensuciamiento a través de la concentración de sólidos en suspensión
del licor mezcla (MLSS), la cual aumenta al incrementar el SRT, así como afecta la cantidad de
sustancias poliméricas extracelulares (EPS) y de productos solubles microbianos (SMP). Se han
realizado muchos estudios en relación con el SRT, las características del lodo y el ensuciamiento
de la membrana, sin embargo aún no existe una clara relación entre estos elementos.
Ng et al. (2006) sugirió que al operar con tiempos de retención de sólidos prolongados (10 y
20 días) se lograba un incremento en el permeado a diferencia de cuando se operaba con tiempos
de retención de sólidos más cortos (3 y 5 días). Adicionalmente reportó que al disminuir el SRT
se observó un incremento en la concentración de SMP y del EPS enlazado. Masse et al. (2006)
confirmó esta observación, al estudiar que el contenido de EPS enlazado disminuía al
incrementar el SRT de 10 a 53 días. Estudios hechos por Al-Halbouni et al. (2008) mostraron que
SRT más largos (40 días) resultaba en lodos con mayor capacidad para sedimentar, filtrar y
deshidratar comparado con aquellos obtenidos de SRT más cortos (20 días).
La contraparte de estos estudios fue presentada por Lee et al. (2003) y Han et al. (2005)
quienes encontraron que al incrementar el SRT, la resistencia del ensuciamiento aumentaba
debido a la mayor cantidad de partículas lo cual produce lodos de alta viscosidad. Otros estudios
similares de Lubbeke et al. (1995); Muller et al. (2000); Yoon et al. (2004) y Le-Clech et al.
(2005) reportaron que un proceso operado bajo SRT muy largos podría causar limitación en la
oxigenación del sistema, aumentar la tasa de ensuciamiento y limitar la transferencia de masa.
Al controlar el SRT resulta posible predecir la rapidez de ensuciamiento por medio de la
concentración de MLSS y de la fracción de EPS. El valor óptimo del SRT debe proveer al
sistema la mínima concentración posible de EPS junto con la máxima eficiencia de transferencia
de oxígeno.
31
En cuanto al tiempo de residencia hidráulico, estudios hechos por Cho et al. (2005); Chae et
al. (2006) y Meng et al. (2007) coinciden en que la disminución del HRT produce un incremento
en la rapidez de ensuciamiento de las membranas.
3.6. Potencial desinfectante de los biorreactores de membranas
De acuerdo al destino final de las aguas tratadas, existen diferentes requerimientos en cuanto
al estado microbiológico del agua, es por ello que usualmente la concentración de los
microorganismos es considerada durante el diseño de los procesos de tratamiento de aguas
residuales. Esto se observa cuando el agua es destinada hacia balnearios, o cuando es usada con
propósitos de irrigación en lugares recreacionales o con aplicaciones en la actividad agrícola.
Las membranas son hechas de un medio permeable. Este material actúa como una barrera
selectiva que de acuerdo al tamaño de poro, tiene una capacidad específica para retener el paso de
ciertas partículas mientras permite el paso de partículas más pequeñas.
Las membranas de tipo microfiltración usualmente tienen un tamaño de poro nominal entre
0,1 µm y 0,4 µm, por lo cual es de esperarse que las partículas dentro de este tamaño como
bacterias y protozoarios puedan ser retenidas y concentradas dentro del biorreactor (Brice et al.
2010). La supresión de bacterias a través de los MBR ocurre principalmente por exclusión de
tamaño. Muchas de las bacterias tienen solo 1 µm de diámetro, pero generalmente están
comprendidas entre 0,1 µm y 10 µm. Esto hace posible que los MBR puedan ofrecer un alto
grado de retención de microorganismos como protozoarios y algunas bacterias como Escherichia
coli y Enterococcus faecalis. Sin embargo, en el caso de los virus la situación es diferente. Los
virus tienen un tamaño entre 0,01 y 0,1 µm, por lo cual las membranas de tipo microfiltración y
de ultrafiltración no suelen ser efectivas para eliminación de los virus presentes en el agua. La
Figura 3.5 muestra el espectro de filtración, con la capacidad retentiva de acuerdo a su tamaño de
poro.
32
Figura 3.6. Potencial de retención de acuerdo al tamaño de las partículas
3.7. Características de los lodos de sistemas operando con MBR
El costo del tratamiento de los lodos puede representar el 60% de la inversión total para la
operación de las plantas de tratamiento de agua (Frost, 2009). Los costos para el tratamiento de
lodos, previo a su eliminación, dependen de su cantidad y de sus características en términos de su
deshidratabilidad. Las características reológicas también afectan los requerimientos energéticos y
por ende los costos operacionales. La concentración del MLSS, la viscosidad, el tamaño de los
flóculos, la hidrofobicidad, la cantidad de EPS y de SMP corresponden a los parámetros
principales que determinan sus propiedades. A continuación se presenta con mayor detalle los
parámetros que caracterizan el tipo de lodo.
3.7.1. Tamaño de los flóculos
Al comparar las dimensiones de los agregados de sólidos en distintos procesos con MBR, se
evidencia que existen diferencias en cuanto al tamaño de las partículas. En los procesos con MBR
el tamaño de las partículas varía desde 3 hasta 450 µm, y más del 70% de las partículas tienen un
tamaño entre 10 µm y 100 µm. Chu et al. (2007) reportaron que en los procesos de filtración
avanzados, el tamaño de los flóculos es menor de 100 µm y son más compactos. Bai et al. (2002)
reportaron que partículas de lodos menores a 50 µm podrían afectar significativamente el proceso
de permeación de las membranas.
33
El tamaño de las partículas dentro del licor de mezcla es severamente influenciado por la
intensidad de la aeración. Meng et al. (2008) reportaron que cuando se aplicaba a las membranas
un alto nivel de aeración, se encontraban partículas con tamaños entre 0 a 50 µm. Aunque una
intensidad alta de aeración provee un arrastre efectivo de materia, este efecto se ve menguado
debido a que las partículas muy pequeñas tendrán una fuerte tendencia a depositarse en la
superficie de la membrana.
En cuanto a la distribución de tamaño de las partículas en el sobrenadante (líquido retirado
del lodo establecido), el mismo estudio reportó que en sistemas operando bajo condiciones de
alta intensidad de aeración, el sobrenadante es más heterogéneo. Li y Elimelech (2006) sugirieron
que un sistema heterogéneo podría resultar en un fenómeno de ensuciamiento complejo debido a
las interacciones entre estas partículas y los solutos. Específicamente se observó que el
ensuciamiento presenta un comportamiento sinérgico entre las partículas coloidales y la materia
disuelta.
3.7.2. Viscosidad
De forma similar que los sistemas operados con lodos activados convencionales, la
viscosidad de la biomasa está estrechamente relacionada con la concentración del MLSS y tiene
influencia en el ensuciamiento de las membranas. Rosenberger et al. (1999) reportaron que la
viscosidad incrementa exponencialmente con la concentración de MLSS. Itonaga et al. (2004)
reportaron que existe una concentración crítica de MLSS entre 10 y 17 kg/m3. Para valores por
debajo de este intervalo, la viscosidad permanece estable y se elevaba gradualmente al aumentar
la concentración de MLSS. Por encima de ese valor se observaba una relación exponencial
similar a la observada por Rosengerber et al. (2004). Estos resultados fueron confirmados por Wu
y Huang (2009), los cuales observaron que para concentraciones de MLSS superiores a 10 kg/m3,
la viscosidad del licor mezcla se incrementa rápidamente hasta valores superiores a 90mPa s.
3.7.3. Productos microbianos solubles (SMP) y sustancias poliméricas extracelulares
enlazadas (EPS)
Sustancias poliméricas extracelulares (EPS) es un término general que refiere a una mezcla
compleja de polisacáridos, proteínas, ácidos nucleícos, y sustancias húmicas que se encuentran
dentro y fuera de la superficie de las células. Sus funciones principales incluyen proveer adhesión
a los agregados para mantener la estructura de los flóculos, formar una barrera que proteja la
34
bacteria, retener el agua y permitir la adhesión a otras superficies. Todas estas propiedades tienen
una influencia en las características de la biomasa tales como la viscosidad, filtrabilidad,
capacidad de deshidratación, hidrofobicidad y carga superficial. El EPS es conocido como EPS
enlazado y ha sido reportado como el componente principal de los flóculos que los mantiene en
una matriz tridimensional.
Los productos microbianos solubles (SMP) conocidos también como EPS extraíbles,
consisten en una mezcla acuosa de materia orgánica que es soluble en el licor de la mezcla. Los
componentes celulares solubles son liberados durante el metabolismo de las células o el proceso
de lisis de las mismas. La solución de SMP se caracteriza de acuerdo a su contenido de proteína
(EPSp) y carbohidratos (EPSc). Los EPSp son de tendencia hidrofóbica mientras que los EPSc
son más hidrofílicos y por lo tanto interactúan más con la membrana.
Cho et al. (2005) encontraron una relación proporcional entre la concentración del EPS
enlazado y la resistencia específica de la torta. Esto fue confirmado por Ahmed et al. (2007) los
cuales también observaron que a medida que la concentración de EPS aumentaba, la resistencia
específica se incrementa. Por otra parte, Rosenberger y Kraume (2003) mostraron que, contrario
a la literatura, no existía una relación entre el EPS enlazado y las filtrabilidad de los lodos, pero
que la solución de SMP (materia soluble del EPS) tiene un gran impacto en su filtrabilidad. Sin
embargo, a pesar de las discrepancias que pueden ser encontradas en distintos estudios, no se
puede despreciar el efecto del EPS enlazado en las características de los lodos en cuanto al índice
de volumen de lodo, floculación, hidrofobicidad y carga estática superficial.
De acuerdo a lo descrito anteriormente, pareciese que el proceso de ensuciamiento es el factor
de control más importante, para mejorar el rendimiento en los sistemas con MBR. Zhang et al.
(2006) abordaron el mecanismo del fenómeno de ensuciamiento y evaluaron cuales eran los
posibles factores contribuyentes en cada estado.
Etapa 1: en una fase inicial se incrementa el TMP debido a un proceso de
acondicionamiento
Etapa 2: en una fase de más larga se incrementa el TMP de forma linear o ligeramente
exponencial.
Etapa 3: ocurre cuando se desarrolla un salto en el TMP, con un rápido incremento en el
dTMP/dt.
35
La primera etapa consiste en un rápido incremento del TMP, lo cual es atribuido a la fuerte
interacción entre las membranas y el EPS-SMP en el sobrenadante. Por otra parte, aunque el
tamaño del poro nominal pueda ser más pequeño que las partículas pequeñas (1 µm) contenidas
en el licor de mezcla, las células individuales de estas partículas pueden penetrar las aperturas de
las membranas y bloquear el paso fácilmente.
La segunda etapa consiste de un ensuciamiento gradual debido a la filtración de los sólidos
suspendidos. Después de la primera etapa, las membranas están recubiertas por los SMP, cuya
consistencia pegajosa facilitan la fijación de los flóculos en el área externa e interna.
La última etapa ocurre por el incremento repentino del TMP, también conocido como salto
del TMP. Como el proceso de ensuciamiento ocurre de forma desigual, algunas áreas están
menos contaminadas que otras. Por esta situación, la permeación toma lugar rápidamente en esas
áreas, excediendo el flujo crítico y mostrando un rápido incremento del TMP con una operación
de flujo constante.
Las limitaciones asociadas con la pérdida de la capacidad debido al ensuciamiento de las
membranas y con los costos de operación crean la necesidad de hallar una combinación óptima
entre la configuración de la membrana, la configuración del MBR, los parámetros operativos y el
proceso de limpieza de tal forma de que se obtenga la mejor relación costo-beneficio.
3.8. Sedimentabilidad y deshidratabilidad de la biomasa en los sistemas con MBR
La limitada aplicabilidad de los lodos extraídos en los procesos de tratamiento de agua es la
principal causa de la alta inversión que el operador debe asumir. Adicionalmente, debido a las
fuertes restricciones para su uso, se requiere un proceso de tratamiento más riguroso.
Desde la introducción de la tecnología de biorreactores de membranas para tratamiento de
aguas municipales y de aguas industriales, se han hecho varios estudios con especial énfasis en la
comprensión del mecanismo que gobierna del factor de ensuciamiento. En la literatura se ha
reportado varias correlaciones que intentan describir el mecanismo de ensuciamiento con
parámetros tales como patrones de aeración, SMP, EPS, concentración de MLSS y el flujo
crítico. Sin embargo, pocos estudios se han centrado en la deshidratabilidad de la biomasa
extraída en sistemas con MBR y sus diferencias con respecto a la extraída en los sistemas con el
tratamiento tradicional de lodos activados.
36
Los sistemas que aplican la tecnología de MBR tienen la posibilidad de disminuir la
frecuencia de la extracción de lodos. Como los procesos con MBR pueden ser operados
independientemente del tiempo de retención hidráulico (HRT), usualmente el SRT es más
prolongado que en los sistemas de lodos activados.
El tratamiento aplicado en los lodos extraídos vendrá determinado por su deshidratabilidad.
Los siguientes parámetros han demostrado tener un impacto importante en la filtración y
deshidratabilidad de la biomasa: concentración de SS, viscosidad, los tamaños de las partículas,
cationes mono- y divalentes, EPS libre y enlazado (Rosenberger and Kraume, 2003).
Dos características operativas de los sistemas con MBR tienen una fuerte influencia en la
estructura de sus flóculos. La alta concentración de MLSS y la aeración en las membranas son
métodos operativos típicos en los sistemas con MBR. La alta concentración de los MLSS
incrementa la viscosidad de los lodos e influencia la interacción entre los flóculos dentro de la
mezcla. Adicionalmente, la frecuencia e intensidad de la aeración necesaria para el arrastre de los
sólidos depositados en la superficie de las membranas, tiene un impacto en el tamaño de los
flóculos y en su composición.
Algunos estudios han reportado que grandes esfuerzos cortantes rompen la estructura de los
flóculos generando partículas más pequeñas aumentando la concentración de SMP. Tarnacki et
al. (2005) reportaron una correlación positiva entre los polisacáridos disueltos y el TSC, lo cual
indica una capacidad de deshidratación pobre; Rosenberger y Kraume, (2003) reportaron que un
incremento en la concentración de los SS resulta en una disminución de la relación F/M y por
ende menores concentraciones de SMP, lo cual se traduce en una mejor filtrabilidad. No se
encontró una correlación entre la filtrabilidad de los lodos y el EPS enlazado.
Las controversias encontradas en la literatura pueden ser consecuencia de la variabilidad de
condiciones utilizadas durante los estudios: naturaleza del agua bruta (sintéticas o reales),
composición (industrial o municipal) y en general de las condiciones operativas aplicadas en el
proceso. Por otra parte, debido a la naturaleza compleja de las substancias poliméricas
extracelulares presentes en los lodos, es difícil identificar cuales componentes tienen el mayor
impacto en su capacidad de deshidratación. Es por ello que algunos estudios se han centrado en
analizar la composición de la mezcla de SMP y del EPS enlazado. Las distintas proporciones en
su composición generan una estructura de flóculo particular.
37
Entre las controversias encontradas en la literatura destaca la incertidumbre en la influencia
de la concentración de los MLSS y la filtrabilidad de la biomasa; Leet et al. (2001) y Shin et al.
(2002) reportaron una incremento en la filtrabilidad con el aumento de las concentración de los
MLSS mientras que Sato y Ishii (1991) y Madaeni et al. (1999) hallaron un impacto negativo al
aumentar su concentración.
3.9. Protocolos de limpieza
La limpieza de las membranas es uno de los principales factores a considerar cuando se
diseñan los biorreactores de membranas.
La duración y la frecuencia de los lavados son los parámetros clave para establecer los
protocolos de limpieza. Estos parámetros determinarán el tiempo de parada de los módulos de
filtración. El flujo de operación tendrá un fuerte impacto en la frecuencia de los ciclos de
limpieza.
Existen dos tipos de limpieza: física y química. La limpieza física remueve las partículas
sólidas grandes adheridas a la superficie de la membrana, referidas como ensuciamiento
reversible. La limpieza química remueve los compuestos depositados en la estructura interna,
referidos como ensuciamiento irreversible.
Los protocolos usualmente empleados en los MBRs son: relajación, retrolavado y lavados
químicos aplicados in situ o ex situ.
La limpieza física solo tiene el potencial de remover las partículas gruesas adheridas a la
superficie de las membranas. Estos lavados son hechos por medio de un retrolavado y mediante
estados de relajación. El proceso de retrolavado se ejecuta al inducir una caída de presión
negativa en el módulo, la cual genere un flujo en reversa con una intensidad de 1 a 3 veces mayor
que el flujo de permeación operativo. El estado en relajación ocurre cuando se detiene la
permeación momentáneamente manteniendo la aireación sobre los módulos de forma tal de
favorecer el arrastre de la materia depositada sobre la superficie de las membranas. Los lavados
físicos son fácilmente llevados a cabo y se pueden realizar en menos de 2 minutos. En algunos
casos, se puede aplicar la combinación de las dos técnicas, ya que el efecto del retrolavado es
mejorado con la presencia del aire. Sin embargo, debido a que los lavados físicos no son capaces
de remover la materia irreversible dentro de las membranas, se aplica lavados químicos como
complemento esencial para su limpieza. Un lavado intensivo se lleva a cabo cuando la filtración
38
no puede proseguir debido al alto valor en el TMP. Para los lavados químicos se aplican
soluciones de ácidos orgánicos, soda caústica o hipoclorito de sodio. Estos pueden ser realizados
in situ (Clean in Place) o ex situ.
Algunos estudios de laboratorio han reportado que la aplicación de los retrolavado durante
periodos largos muestra mayor eficiencia que la aplicación en periodos más cortos. Schoeberl et
al. (2005) reportaron que una frecuencia de aplicación de retrolavados entre 8 y 16 min es más
efectiva que la aireación o la aplicación de retrolavados con una frecuencia entre 25 y 45 min.
Otros estudios basados en los estados de relajación demostraron que aunque la rapidez de
ensuciamiento puede ser mayor en operaciones constantes, los estados de relajación permiten
sostener el proceso de filtración durante periodos más prolongados antes de requerir lavados
químicos. La relajación es usualmente aplicada durante 1 y 2 min cada 8 y 15 min de operación.
Los lavados físicos y químicos aplicados en plantas pilotos y en plantas de gran escala para
sistemas con FS y HF generalmente son ejecutados en intervalos de 6 y 18 meses dependiendo
del flujo de operación. Las limpiezas de recuperación generalmente emplean concentraciones de
hipoclorito de sodio entre 0,2 y 1 % en peso. La corrosión en la estructura interna de las
membranas es el mayor impacto de los lavados químicos sobre las membranas.
3.10. Consumo energético en la tecnología de los MBR
Los biorreactores de membranas han demostrado ser una tecnología efectiva en el tratamiento
de aguas residuales, ya que presentan varias ventajas sobre el sistema tradicional de lodos
activados. Sin embargo, su mayor inconveniente se presenta en el panorama energético. Los
MBR requieren un alto consumo energético que obstaculiza su aplicación de forma extensa
(Cicek et al. 1998). Existen muchos diseños y configuraciones para los sistemas con MBR,
dentro de los cuales pueden apreciarse grandes diferencias en cuanto a los requerimientos de
potencia.
En general, el consumo energético de una planta de tratamiento de agua proviene de las
bombas para la alimentación, las bombas de reciclo, las bombas de succión del permeado
(cuando es requerido), el mezclado y la aireación. Las dos configuraciones del MBR: iMBR y
sMBR difieren considerablemente en cuanto a demanda energética. Los sistemas externos suelen
consumir energía con valores superiores en dos órdenes de magnitud en comparación con la
tecnología de módulos internos (Gander et al. 2002).
39
Algunos estudios han reportado que para los sistemas con MBR, el consumo energético
puede llegar a ser tan elevado, cercano a 6 y 8 kWh/m3 para configuraciones externas (Van Djik
and Roncken, 1997) o tan bajos como 1 kWh/m3 para configuraciones internas (Wagner et al.
2008). Sin embargo, estos valores siguen siendo superiores a los 0,3 y 0,4 kWh/m3 ofrecidos por
los sistemas tradicionales de lodos activados.
En la literatura es posible encontrar correlaciones empíricas para determinar los
requerimientos de potencia, que son principalmente afectados por la presión y los flujos
operativos. Sin embargo, poco ha sido reportado acerca del mantenimiento y el tratamiento de
lodos. Esto es debido a que este parámetro difiere de acuerdo al tipo de sistema de filtración, así
como de acuerdo a las condiciones de operación en el proceso.
Owen et al. (1995) establecieron que en los sistemas con MBR, el número de horas laborales
necesarias para operar la planta es proporcional al tamaño de la planta. La limpieza de las
membranas y el mantenimiento forman parte de los costos operativos.
A pesar de que el consumo energético es una de las principales desventajas en la tecnología
de biorreactores de membranas, pocos estudios se han enfocado en el mejoramiento y la
optimización de la operación del MBR. Por otra parte, muchos de los estudios vinculados con el
consumo energético en sistemas con MBR, solo reportan los requerimientos asociados al sistema
de filtración y no la energía requerida para operar el proceso completo.
CAPITULO IV PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS MUNICIPALES DE BASSUSSARRY
Bassussarry es una planta de tratamiento de aguas residuales que fue rediseñada para
manejar la carga producida por una población estimada para el 2025. Los biorreactores de
membranas se seleccionaron como la tecnología adecuada para el mejoramiento de la planta. La
Figura 4.1 muestra un esquema del diseño de la planta remodelada.
Figura 4.1. Esquema de las zonas de la Planta de Tratamiento de Bassussarry
41
Las razones para esta decisión se mencionan a continuación:
La limitación en el espacio disponible para incrementar la capacidad de la planta.
Estrictas demandas en la calidad del efluente. En la Tabla 4.1 se presenta con detalles los
requerimientos del efluente establecidos por la Dirección del Departamento de
l’Equipement et de l’Agriculture Pyrenees – Atlantiques.
Irrigación del Makila Golf Club en Bassussarry.
Las razones mencionadas anteriormente coinciden con las principales ventajas de los sistemas
con MBR con respecto a otros sistemas de saneamiento de agua; es por ello que, conforme con
las exigencias, el sistema de MBR resultó la tecnología idónea para cumplir con los
requerimientos establecidos.
Tabla 4.1. Parámetros de diseño obligatorios para el sistema
de tratamiento
Parámetros Concentración máxima permitida (mg/L)
DBO 5 DQO 35
SS 4 NT 10 PT 1
La planta fue diseñada para un flujo máximo de 160 m3/h, proveniente de dos
municipalidades: Arcangues y Bassussarry.
Debido a su adaptabilidad, el nuevo proceso mantuvo la misma estructura del antiguo
tratamiento. El afluente es sometido a cuatro procesos consecutivos, correspondiente a cuatro
zonas que operando en conjunto son capaces de cumplir con los requerimientos impuestos por la
legislación.
En la primera etapa, el afluente es pre-tratado a través de dos tamices rotatorios. Las cribas
tienen unas aberturas circulares con un diámetro de 2 mm, las cuales evitan el paso de materia
gruesa, cabellos y partículas filamentosas que tienen la tendencia de obstruir los canales de las
42
membranas. La Figura 4.2 muestra una vista lateral de los equipos de pre-tratamiento. Los
tamices fueron operados de forma continua, mientras que la materia retenida era prensada en un
equipo compactador para su posterior eliminación.
Figura 4.2. Tamices rotatorios.
El siguiente proceso corresponde al tanque amortiguador. Este tanque tiene una estructura
cilíndrica con 3 m de alto y 10 m de diámetro. En la Figura 4.3 se muestra una foto con una vista
frontal del mismo. El tanque tiene como función principal recibir el agua pre-tratada y actuar
como un regulador del caudal de agua que continúa a la siguiente zona de tratamiento, es decir,
permite controlar el caudal que entra al tanque biológico. En general, durante los períodos en los
cuales la carga es pesada, los picos en el flujo pueden ser controlados, mientras que en las noches
cuando el flujo es menor que el promedio, permite operar con ciclos de relajación más
prolongados. En Bassussarry, durante el proceso de relajación, la filtración cesa durante 2 min de
tal forma de mitigar el ensuciamiento de las membranas por medio de la aeración. Dos bombas
circulan el agua desde el tanque amortiguador hasta el tanque biológico. Estas bombas fueron
programadas para operar de forma alternada cada 10 min; sin embargo el tiempo de arranque es
regulado de acuerdo al nivel de agua en el tanque de amortiguación.
43
Figura 4.3. Vista frontal de la planta
La tercera zona incluye los procesos biológicos y de separación. Estos procesos son llevados
a cado simultáneamente en un mismo tanque circular (tanque biológico) con un volumen efectivo
de 1350 m3. El tanque está constituido por tres secciones: una sección central donde los módulos
están sumergidos y dos mitades en donde toma lugar principalmente la eliminación de la materia
orgánica y de los distintos nutrientes. En las Figuras 4.4 y 4.5 se muestran las tres secciones del
tanque previamente descritas.
Figura 4.4. Vista de las dos mitades del tanque biológico
Tanque de amortiguación
44
Figura 4.5. Sección de filtración. Cinco celdas con dos módulos Alfa Laval MFM300.
A lo largo de la periferia fueron instalados unos aireadores con difusores de burbuja finas,
cuya principal función es suplir oxígeno disuelto en el tanque para promover la oxidación de la
materia orgánica y del nitrógeno amoniacal presente en el sistema. Estos aireadores tienen una
capacidad máxima de 2400 Nm3/h, la cual es regulada de acuerdo al potencial de óxido-reducción
medido en el tanque.
El potencial óxido reducción no tiene relación con la concentración de oxígeno, sino con el
estado de oxidación de los compuestos del agua residual. Cuando el nitrógeno se encuentra en su
forma reducida (principalmente en forma amoniacal) se produce un potencial redox negativo.
Este potencial negativo activa el proceso de aireación y el oxígeno disuelto se mantiene entre 2 y
4 mg/L. Las bacterias autótrofas comienzan la oxidación del amonio produciendo nitratos, por lo
cual aumenta la concentración de las formas oxidadas y el potencial redox se vuelve positivo.
Cuando la producción de nitratos aumenta debido al consumo del amoníaco, el potencial redox
aumenta lentamente. Cuando se estabiliza, se detiene la aireación.
En una siguiente fase, con la aireación detenida, comienza el proceso de reducción de nitratos
a nitrógeno gaseoso (proceso de denitrificación). Durante este proceso disminuye la
concentración de oxígeno y de nitratos y por ende el potencial de redox. Cuando termina el
proceso de denitrificación, ocurre el paso de condiciones anóxicas a anaeróbicas, y se aumenta la
concentración de los compuestos reducidos, por lo que el potencial redox vuelve a disminuir
45
rápidamente. Luego se pone en marcha la aireación, con lo que se inicia la nitrificación y un
nuevo ciclo. En el caso de Bassussarry, cuando el potencial redox alcanza 50 mV, se reinician los
aireadores hasta que se alcanza un potencial redox igual a 100 mV.
La sección central está subdividida en cinco compartimientos (celdas), donde dos módulos
por celda tipo MFM300 se encuentran sumergidos. Cada módulo consiste de tres cassettes con 85
elementos (membranas planas) por cassette, proporcionando un área superficial total de 463 m3.
El material de las membranas es fluoruro de polivinilo (PVDF) y tienen un tamaño de poro
nominal de 0,2 µm. La intensidad de la aireación aplicada fue de 990 Nm3/h con unos difusores
de burbuja gruesa, los cuales fueron integrados en el fondo de cada módulo. La dirección del aire,
tangencial a la membrana inducía un patrón de flujo semi-circular en el cual la biomasa se
elevaba a lo largo de la superficie de la membrana y luego descendía a través de canales
adyacentes. Las tres secciones se encuentran interconectadas a través de pequeñas puertas en el
fondo y en el tope de cada celda, eliminando así la necesidad de bombas, característica de los
diseños con tanques separados. Inducida por la gravedad, el agua purificada pasa a través del
colector múltiple y llega hasta el tanque TMP, donde el permeado es acumulado y el TMP es
controlado.
El sistema es operado a un nivel constante en el tanque de aireación, con un intervalo de TMP
entre 10 y 40 mbar. Los lavados físicos son hechos por medio de estados de relajación en un ciclo
de 2 min de relajación y 10 min de filtración. Durante el periodo de relajación, las válvulas del
tanque TMP, mostradas en la Figura 4.6 son cerradas, lo cual evita el paso de agua a través de las
membranas, hasta igualar el nivel de agua del tanque TMP y de las celdas, con lo cual cesa la
permeación. Los lavados químicos son de tipo CIP, y son ejecutados cada dos meses por medio
de retrolavados con una solución de hipoclorito de sodio (NaClO) al 1% en peso. Cada módulo es
lavado individualmente mientras los otros se mantienen en operación. La solución química entra
a través del tanque CIP donde la presión es controlada a 10 mbar. Debido a la presión positiva la
solución limpiadora puede entrar a través de las membranas y ser limpiadas de adentro hacia
afuera. Durante la noche, se prolonga el tiempo de relajación a 30 min de forma de aumentar el
nivel en el tanque de amortiguación.
46
Figura 4.6. Vista frontal de la válvula ubicada después del tanque TMP.
Por otra parte, como el proceso de microfiltración no tiene el potencial de remover virus, se
instaló un reactor de luz ultravioleta, el cual mejora la calidad del efluente al eliminar los
residuos de bacterias y virus presentes en el permeado. Se dispone de una corriente de desvío
para poder realizar mantenimiento al equipo, así como para evitar sobrecargas de flujo que el
reactor no pueda manejar.
El agua tratada es almacenada en un tanque de 10 m3. Una pequeña porción de esta agua es
utilizada para propósitos internos. Dos bombas operando de forma alternada suplen agua a las
diferentes secciones de la planta: tamices, compactador, centrifugador, tanque de preparación de
polímeros y tanque CIP. El resto del agua tratada es liberada en el río Urdainz adyacente a la
planta. Este centro de descarga de agua es una medida temporal, siendo el objetivo final el reuso
del agua para propósitos de irrigación del Makila Golf Club en Bassussarry.
4.1. Condiciones operativas del proceso
La planta de Bassussarry fue diseñada para tener una capacidad máxima de producción de
1870 m3/d con valores típicos de DQO entre 400 y 800 mg/L. Durante el estudio, el flujo entrante
estuvo entre 400 y 600 m3/d.
La carga volumétrica (VLR) estuvo entre 0,2 y 0,4 kgDQO/m3*h. Durante el periodo de
puesta en marcha, la planta empezó con una concentración de MLSS de aproximadamente 3
kg/m3. No hubo extracción de lodos hasta alcanzar la concentración deseada. Una vez alcanzada
la concentración de 8 kg/m3, el proceso se operó con un tiempo de retención de sólidos entre 30 y
47
40 días. La concentración de la biomasa fue controlada por extracción. Para esto, el exceso de
lodos fue retirado del tanque biológico por una bomba de extracción operada entre 1 y 4 horas
dependiendo de la concentración de MLSS y del volumen disponible en el tanque de
acumulación de lodos secos. El tope de concentración de MLSS para el sistema fue establecido
entre 8 y 9 kg/m3. Con esta concentración de biomasa, la relación de substrato/microorganismos
se mantenía entre 0,02 y 0,04 kgDQO/kgMLSS*d. El tiempo de retención hidráulico fue fijado a
16 h. La relación de DQO:NT fluctuó entre 8 y 12, los cuales son valores característicos de las
aguas residuales municipales. En la Tabla 4.2 se muestra un resumen de las principales
condiciones de operación aplicadas en el proceso.
Tabla 4.2. Especificaciones y condiciones operativas en Bassussarry
Parámetros Unidades Valor Diámetro aberturas-tamices mm 2
Tanque amortiguador (altura/diámetro) m 3/10
Tanque aeróbico (altura/diámetro) m 5,5/16
Volumen efectivo del tanque biológico m3 1350
Modelo del módulo MFM300
Hueca-plana Tamaño de poro µm 0.2
Número de módulos 9
Área total de los módulos m2 4167
TMP máximo mbar 40
Permeación/relajación min/min 10 / 2
Flujo del permeado LMH 10 – 20
Intensidad de aireación Nm3/h 990
Densidad de empaquetamiento m2 membrana/m2 huella 331
48
4.2. Condiciones de operación en el sistema de MBR
Los módulos de los biorreactores de membranas fueron sumergidos y uniformemente
distribuidos en la sección central del tanque biológico a lo largo de cinco compartimientos. Los
procesos de filtración fueron ejecutados en forma cíclica, 10 min de permeación y 2 min de
relajación. Los módulos se mantuvieron bajo aireación constante, por medio de aireadores con
difusores de burbujas gruesas ubicados al fondo de cada módulo.
Operando con bajos valores de TMP entre 10 y 22 mbar, el flujo de permeado registrado
estuvo entre 4 y 16 LMH.
La extracción de la biomasa fue establecida para mantener la concentración de sólidos
suspendidos en el licor mezcla entre 8 y 9 kg/m3. Es importante aclarar que con las condiciones
presentes en el proceso, el sistema pudiese haber sido operado a concentraciones más bajas del
MLSS, versatilidad característica de sistemas con MBR, sin embargo para disminuir los costos
asociados a requerimientos de polímeros y procesamiento de los lodos, la concentración se
mantuvo en 8 kg/m3.
Tabla 4.3. Condiciones operativas en los biorreactores de membrana
Parámetros Unidad Valor
SRT d 30 – 40
MLSS kg/m3 8
Área efectiva de las membranas m2 4167
Flujo de permeación LMH 10 – 16
Relación F/M kg DQO/kg MLSS *d 0,02 – 0,04
HRT h 16
OD (mg/L) -
Carga volumétrica kgDQO/m3*d 0,2 – 0,4
CAPITULO V METODOLOGÍA DE EVALUACIÓN
Para la evaluación del proceso en Bassussarry y la evaluación económica la siguiente
metodología fue aplicada durante el periodo de prueba.
5.1. Protocolo para la toma de muestras y frecuencia
El influente, la biomasa y el permeado, fueron analizados durante 5 semanas en dos etapas
diferentes. Todas las muestras correspondían a promedios de 24 h de operación. El influente y el
efluente fueron analizados tres veces por semana. Los lodos del tanque biológico fueron
analizados dos veces por semana.
5.2. Métodos de análisis
Los análisis de los parámetros químicos: DQO, NT, NO3-N, NO2-N, NH4-N, PT y Fe fueron
hechos utilizando las determinaciones colorimétricas Dr. Lange Cuvettes (Dr. Bruno Lange
GmbH & Co. KG, Germany).
5.3. Análisis de los parámetros de la biomasa
La concentración de sólidos suspendidos totales (SST), la concentración del MLSS y el índice
volumétrico de fangos diluidos (IVFD), fueron los parámetros utilizados para la evaluación de los
lodos. Para ello se realizaron procedimientos estándares (Eaton et al. 2005). Las muestras de
biomasa fueron tomadas de diferentes zonas del reactor. El IVFD es una medida de la
sedimentabilidad de la biomasa y fue determinado con un cilindro graduado de 1 L después de 30
min. La deshidratabilidad de los lodos fue medida de acuerdo al porcentaje de materia seca
después de ser filtrada y comprimida. La filtración y la prensión fueron hechas por medio del
dispositivo Kemira de acuerdo al protocolo establecido por la Compañía Kemira para medir el
porcentaje de materia seca.
50
5.4. Cuantificación del nivel bacteriológico
La evaluación bacteriológica fue hecha por medio de Dry Compact de la Compañía Hyserve
GmbH, test listo para usar. Los parámetros microbiológicos fueron expresados en unidades de
formadoras de colonias por cada 100 mL (CFU/100mL) y la reducción microbiana fue expresada
en términos de reducción decimal logarítmica.
5.5. Consumo energético/evaluación de costos operativos y de mantenimiento
El consumo energético de la planta fue estimado para todas las instalaciones eléctricas de la
planta. El tiempo de operación para la mayoría de los equipos fue monitoreado durante un mes y
para el resto fue tomado de las especificaciones hechas por el operador.
CAPITULO VI RESULTADOS DE LA EVALUACIÓN
6.1. Situación en la planta de tratamiento Bassussarry
La tecnología de los biorreactores de membranas es una alternativa avanzada en el
tratamiento de aguas municipales. La planta de tratamiento en Bassussarry fue diseñada de tal
forma que al combinar la tecnología de lodos activados junto con los biorreactores de membranas
sumergidos fuera posible integrar la degradación de carbono, eliminación de nitrógeno y
separación de sólido-líquido operando simultáneamente en un sistema unificado.
En la Tabla 6.1 se presenta las características del influente proveniente de las municipalidades
de Arcangues y Bassussarry. De los datos recolectados se puede concluir que estaban dentro del
rango típico para este tipo de agua residuales.
Tabla 6.1. Características de las aguas residuales municipales en Bassussarry
Parámetros Unidades Min Max Promedio Σ № de
muestras SS mg/L 90 360 248 84 14
DQO mg/L 226 798 594 148 11 DBO mg/L 176 310 247 61 5 NT mg/L 40,1 76,5 62 9 22
NH4-N mg/L 18 62,4 43 13 19 NO3-N mg/L 0,31 2,6 0,66 1 15 NO2-N mg/L 0,1 0,306 0,15 0 12
PT mg/L 3.88 9.8 6,9 2 19 pH
7 8
E.coli CFU/100 mL 1,84● 106 9,60 ● 106 6,25● 106
8 Coliformes totales CFU/100 mL 5,92● 106 2,72● 107 1,86● 107
8
Bacterias contables vivas CFU/100 mL 2,97● 107 4,30● 107 3,62● 107
6
52
6.2. Etapas de evaluación: puesta en marcha de la planta y aproximación a condiciones de
estado estacionario
Tabla 6.2. Cronología de los eventos ocurridos durante los primeros cinco meses de operación
Eventos Fechas Instalación de los módulos de filtración 4 - 6 de enero Instalación de los equipos de la planta enero Incidente: Descarga del tanque séptico 17 de febrero
Formación de espuma en el tanque biológico Marzo Formación de espuma en el efluente Marzo
Desbordamiento del tanque biológico 15 de marzo Primero periodo de análisis 10 - 29 de marzo
Segundo periodo de análisis 26 de abril - 9 de mayo
6.2.1. Período de puesta en marcha de la planta
Durante el periodo comprendido entre los días 4 y 6 de enero del 2010, nueve módulos tipo
MFM300 fueron instalados. Durante el mes de enero se modificaron varias estructuras de la
planta, siendo los siguientes cambios los de mayor relevancia: el clarificador fue acondicionado
como un tanque amortiguador, se instalaron los módulos de filtración y dos tamices rotatorios
junto con el compactor fueron activados.
Durante el primer mes de operación, el agua pre-tratada fue bombeada directamente al tanque
biológico donde los módulos estaban sumergidos. Una vez completada la instalación del tanque
amortiguador, se incluyó en la ruta de paso del afluente a través del mismo. El tanque
amortiguador fue aireado con el objeto de promover la homogeneidad del afluente. Luego el agua
contenida en este tanque, es bombeada al tanque biológico donde ocurren todos los procesos
biológicos para la eliminación de la materia orgánica y los distintos nutrientes, así como la
separación sólido-líquido para la eliminación de los sólidos suspendidos y coloidales.
La aireación de las membranas se operó de forma constante. Durante los primeros dos meses,
la aireación en el tanque biológico fue fijada a un patrón regular cada 30 min durante 3 min.
53
El desempeño del proceso fue mejorando progresivamente conforme se aproximaba a
condiciones de estado estacionario. Las membranas funcionaron continuamente con
permeabilidades iniciales superiores a los 1000 LMH/bar y flujo de permeado entre 4 y 16 LMH.
Sin embargo, esta regularidad fue interrumpida por un incidente ocurrido el 17 de febrero del
2010, el cual ocasionó un repentino pico en la presión transmembrana junto con una pérdida
significativa de su permeabilidad. La compañía operadora, Lyonnaise des Eaux presumió una
posible descarga ilegal de un tanque séptico, el cual resultó en la pérdida del 50% del
rendimiento del sistema de filtración.
Después del incidente, se requirió proceder a la aplicación de lavados químicos. El 3 de
marzo, se realizó un proceso de retrolavado con una solución de hipoclorito de sodio (NaClO) al
1% en peso.
Durante la transición del incidente, se registraron valores de permeados por debajo de 10
LMH junto con valores de TMP superiores a de 100 mbar. Sin embargo, una vez realizados los
lavados estipulados, el sistema rápidamente recuperó una condición de operación estable.
El 8 de marzo se dio inicio a los estudios pautados, los cuales tenían por objeto la realización
de un seguimiento del proceso durante un periodo de 20 días. En general, el estudio tenía como
fines principales la evaluación del rendimiento de la planta utilizando la nueva tecnología y la
evaluación de las condiciones de operación del proceso. Se establecieron cuatro puntos como
objeto de estudio y control: afluente, tanque amortiguador, efluente y biomasa.
Las condiciones iniciales observadas en la planta fueron:
Fallas en el proceso de denitrificación: los valores de las concentraciones de NT en el
efluente se registraron por encima de los 60 mg/L.
Bajo pH en el tanque biológico y en el efluente.
Las bombas de cloruro férrico estaban averiadas.
Presencia de una espuma densa de coloración marrón en el tanque biológico (Ver Fig.
6.1)
Espuma blanca en el efluente (Ver Fig. 6.2)
54
Figura 6.1. Espuma viscosa marrón Figura 6.2. Espuma blanquecina en el efluente
Con el objeto de identificar las posibles causas de la inhibición en el proceso de
denitrificación, fue evaluada la relación DQO:NT en el afluente y en el tanque amortiguador. Se
sospechó que una importante porción de la DQO estaba siendo degradado debido a la aireación
prematura dentro del tanque.
Los análisis de las concentraciones de DQO en el influente y en el tanque amortiguador
confirmaron la hipótesis. Se demostró que más del 40% del DQO estaba siendo degradado en
este tanque. Como consecuencia, se generaba una relación DQO:NT por debajo de 6 puntos, con
la cual el proceso de denitrificación estaba siendo inhibido.
El 15 de marzo la aeración en el tanque amortiguador fue detenida. Por otra parte, para la
misma fecha, hubo un derrame del tanque biológico, el cual ocasionó que espuma y parte del
licor mezcla se desbordara del tanque. Debido a este incidente, se tomó la decisión de
adicionalmente detener la aeración en el tanque biológico hasta que disminuyese el exceso de
espuma en el tanque y así evitar otro posible derrame. Tomando en consideración las nuevas
condiciones en el proceso, se realizaron otros análisis para evaluar su efecto.
Los análisis realizados en las concentraciones de nitratos y nitritos en el efluente, la semana
inmediata a que los aireadores fueran detenidos (entre el 15 y 19 de marzo), evidenciaron que las
concentraciones de nitrógeno empezaron a disminuir progresivamente de 60 mg/L a 35 mg/L. La
55
baja concentración de OD y una mejor relación DQO:NT resultó la combinación perfecta para
promover el proceso de denitrificación.
Desafortunadamente, no se pudo colectar datos referente a la concentración de DQO para este
periodo debido al uso de un tipo de agua desmineralizada que interfirió con la ampolla de Dr.
Lange LCK 414 utilizada para medir las concentraciones de DQO.
En cuanto a la concentración de amonio en el efluente, todos los valores medidos fueron
menores a 1 mg/L. El proceso de nitrificación pareció no verse afectado significativamente por
los cambios operativos en el sistema. Este hecho evidenció que la aeración constante en las
celdas se traducía en una importante contribución de oxígeno para la degradación biológica. Sin
embargo, otros estudios podrían ser necesarios para determinar el patrón de transferencia de
oxígeno de las celdas al tanque de aeración en condiciones de ausencia de espuma.
Las mediciones del pH en el licor mezcla mostraron valores entre 5 y 6, siendo éstos no
óptimos dentro de los procesos de nitrificación y denitrificación. La composición del agua
producida por las comunidades, caracterizada por su baja alcalinidad junto con un proceso de
denitrificación inhibido fueron las principales causas de los bajos valores de pH.
Para el 16 de marzo, las membranas fueron sometidas a un proceso de lavado químico con
una solución de hipoclorito de sodio 1% m/m. El mismo día se reportó que la falla técnica en las
bombas de cloruro férrico fue solventada.
Los análisis de la concentración de PT mostraron que a pesar del mantenimiento hecho en las
bombas de cloruro férrico, las concentraciones de fósforo total en el efluente se mantuvieron en
los mismos niveles registrados en el afluente. Así pues, después de una reevaluación técnica
ejecutada por el operador, Lyonnaise des Eaux, se encontró una fuga, la cual no permitía el paso
de la solución al tanque biológico.
6.2.2. Condiciones próximas al estado estacionario
Las siguientes condiciones fueron observadas en la planta para el 26 de abril del 2010:
Las concentraciones de nitratos en el efluente continuaban por encima de 10 mg/L.
Las concentraciones de fósforo total en el efluente estuvieron sobre 2 mg/L.
El pH del licor mezcla estaba dentro de valores normales 6 y 7.
No había presencia de espuma ni en el tanque biológico ni en el efluente.
56
El segundo período de estudio comenzó el 26 de abril. Para esta fecha, la planta había estado
en operación durante aproximadamente 4 meses. De acuerdo al tiempo de operación y al
equilibrio observado en el desempeño del proceso, se presumió una situación próxima al estado
estacionario. Esta evaluación fue realizada durante un periodo de dos semanas, y mantenía los
mismos objetivos que la evaluación previa. Las mediciones mantuvieron el mismo patrón de
muestreo, agregando solo algunas mediciones de la deshidratabilidad de la biomasa de los
sistemas con MBR.
6.3. Desempeño de los procesos biológicos para los sistemas con MBR
6.3.1. Remoción de nutrientes y materia orgánica
El conjunto de gráficos presentados a continuación muestran la evolución de las mediciones
en la materia orgánica y de los nutrientes para el proceso de tratamiento de aguas municipales
operando con biorreactores de membranas. Los datos reportados contemplan los resultados de los
estudios realizados durante los dos periodos.
En la Figura 6.3 se presenta las concentraciones de DQO en el afluente, efluente y las
eficiencias de remoción. El proceso biológico junto con el sistema de MBR muestra un óptimo
rendimiento en cuanto a remoción de carbono orgánico. Las concentraciones de DQO en el
efluente estuvieron entre 23 y 75 mg/L. Se debe observar que los valores más altos fueron
medidos durante la primera etapa de análisis donde el proceso aún estaba en un período de
transición, influenciado por el derrame ilegal ocurrido en el mes de febrero. En la segunda etapa
de mediciones, cuando el proceso estaba en condiciones próximas al estado estacionario, se
midieron eficiencias de remoción superiores al 95%.
57
Figura 6.3. Concentración de DQO en el afluente, efluente y eficiencias de remoción
En la Figura 6.4 se presentan las concentraciones de DBO en el afluente, efluente y las
eficiencias de remoción del proceso. Se debe mencionar que las mediciones de las
concentraciones de DBO fueron hechas por el Laboratorio de Lyonnaise des Eaux.
Se puede observar que el sistema fue capaz de eliminar casi todo el DBO, manteniendo
concentraciones en el efluente siempre menores a 3 mg/L. La Figura 6.5 muestra las
fluctuaciones en las concentraciones de los sólidos suspendidos en el afluente, obteniendo un
promedio de 248 mg/L. En cuanto a las concentración de sólidos suspendidos en el efluente, a
pesar de la limitación de la balanza analítica que se disponía, la cual tenía una resolución de ± 1
mg, es posible garantizar que las concentraciones eran menores a 4 mg/L. Una validación de los
análisis hecha por Laboratoire Sante Environment Hygiene de Lyon para una muestra de 24 h del
día 27 de abril, reportó concentraciones de sólidos suspendidos en el efluente menores a 2 mg/L.
Estos resultados evidencian un proceso capaz de eliminar completamente la materia suspendida.
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DQ
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g/L)
Materia orgánica
DQO entrada DQO efluente Eficiencia de remoción
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Figura 6.4. Concentración de DBO en el afluente, efluente y eficiencias de remoción.
Figura 6.5. Concentración de sólidos suspendidos en el afluente y en el efluente
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DBO entrada DBO salida Eficiencia de remoción
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10
SST
(mg/
L)
Sólidos suspendidos
SST entrada SST salida
59
La Figura 6.6 muestra las concentraciones de amonio en el afluente, efluente y las eficiencias
de remoción. Durante el periodo inicial, la concentración de amonio estaba en niveles cercanos a
los requeridos, manifestando eficiencias de remoción cercanas al 91%. La situación se vio
mejorada en el segundo periodo, donde el sistema logró eficiencias sobre el 96%. Usando
muestras de 24 h durante el periodo de estudio, se midió que la concentración de amonio en la
entrada fue en promedio 43 mg/L y la eficiencia de remoción promedio fue de 94%.
Figura 6.6. Concentración de NH4-N en el afluente, efluente and eficiencias de remoción
La Figura 6.7 muestra las concentraciones de nitrógeno total en el afluente, efluente, las
eficiencias de remoción y las concentraciones de nitrato en el efluente. En la gráfica se evidencia
la transición en la concentración de los compuestos nitrogenados.
Las modificaciones hechas en las condiciones de operación mejoraron el estatus del nitrato en
el efluente, disminuyendo la concentración a valores menores que 30 mg/L. Durante la segunda
etapa del estudio, el promedio de las eficiencias de remoción de nitrógeno fue de 78,6%. Sin
embargo, se observó que el proceso aún no seguía siendo capaz de disminuir el nitrógeno total a
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5/20
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Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
(%)
NH
4-N
(mg/
L)
Amonio
NH4-N entrada NH4-N salida NH4-N Eficiencia de remoción
60
valores menores de 10 mg/L. De la Figura 6.8 se pudo observar que la mayor parte del nitrógeno
total en el efluente correspondía a nitrato.
Figura 6.7. Concentración de nitrógeno total en el afluente, efluente y eficiencias de remoción y
concentración de nitrato en el efluente.
En la Figura 6.8 se muestran las concentraciones de fósforo en el afluente y efluente. Durante
la primera fase de estudio, fallas técnicas en la bomba de cloruro férrico fueron la causa de las
altas concentraciones de fósforo en la salida. Así pues, debido a las irregularidades presentadas
con este parámetro, se decidió mantener un seguimiento del mismo.
De los análisis hechos en la segunda etapa evaluativa, se determinó que la dosis de cloruro
férrico que estaba siendo aplicada era insuficiente, generando concentraciones en el efluente
cercanas a 2,2 mg/L, lo cual estaba lejos de satisfacer los requerimientos de descarga (<1 mg/L).
Después de un reajuste en los valores de la dosis aplicada en el tanque biológico, se observó que
la concentración de fósforo disminuyó, lográndose valores por debajo de 1 mg/L. Se podría
0102030405060708090100
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
26/0
2/20
10
03/0
3/20
10
08/0
3/20
10
13/0
3/20
10
18/0
3/20
10
23/0
3/20
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28/0
3/20
10
02/0
4/20
10
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4/20
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4/20
10
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5/20
10
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5/20
10
12/0
5/20
10
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
(%)
NT
(mg/
L)
Nitrato y nitrógeno total
NT entrada NT salida Eficiencia de remoción NO3-N salida
61
requerir un periodo de evaluación más largo para monitorear el rendimiento del proceso de
precipitación simultánea para la eliminación del fósforo.
Figura 6.8. Concentración de fósforo total en el afluente y en el efluente
6.4. Velocidad de nitrificación y denitrificación
En la Figura 6.9 se muestran las mediciones hechas sobre la actividad de nitrificación y
denitrificación en el proceso. Las mediciones de la rapidez de nitrificación estuvieron entre 0.9 y
1.4 g NO3-N/kgVSS*h. Los valores de actividad determinados fueron suficientes para alcanzar
un proceso de nitrificación completa, lo cual pudo ser confirmado con las concentraciones de
amonio en el efluente mostradas en la Figura 6.6. En cuanto al proceso de denitrificación, los
resultados para ambos periodos de evaluación, mostraron una baja actividad, con un rango entre
0.85 y 1.70 gNO3-N/kgVSS*h. Debido a que los valores de la tasa de denitrificación eran muy
bajos, el proceso solo lograba denitrificar parcialmente. La Figura 6.7 evidencia que las
concentraciones de nitrato en el efluente corresponden casi en un 100% con sus concentraciones
de nitrógeno total.
Por otra parte, de la Figura 6.9 se observó que la temperatura registrada en los días de las
mediciones tenía un importante efecto sobre las tasas de nitrificación y denitrificación
0
2
4
6
8
10
12
26/0
2/20
10
03/0
3/20
10
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10
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10
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5/20
10
07/0
5/20
10
12/0
5/20
10
PT (m
g/L)
Fósforo total
PT entrada PT salida
62
determinadas. A temperaturas elevadas, se incrementó la actividad microbiológica medida en
términos de la tasa de denitrificación.
Figura 6.9. Velocidad de Nitrificación/Denitrificación y Temperatura promedio para los días de
medición
6.5. Reducción bacteriana
Como fue mencionado en la Sección 3.6, las membranas pueden remover partículas
biológicas y no-biológicas por efecto de tamizado o por adsorción.
La Tabla 6.3 muestra las características microbiológicas del agua bruta en la planta de
tratamiento de Bassussarry.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
1.40
1.60
1.80
2.0003
/08/
10
03/1
3/10
03/1
8/10
03/2
3/10
03/2
8/10
04/0
2/10
04/0
7/10
04/1
2/10
04/1
7/10
04/2
2/10
04/2
7/10
05/0
2/10
05/0
7/10
05/1
2/10
Tem
pera
tutr
a (°
C)
Vel
ocid
ad (g
NO
3-N
/kgV
SS*h
)Tasa de nitrificación/denitrificación
Tasa de denitrificación Tasa de nitrificación Temperatura promedio
63
Tabla 6.3. Estado microbiológico de las aguas municipales en Bassussarry
Tipo de Bacteria Concentración promedio en el afluente (CFU/100 ml)
E. coli 6,25● 106 Coliformes totales 1,86● 107
Microorganismos viables totales 3,62● 107
Los resultados de los análisis de las concentraciones de E.coli, coliformes totales y
microorganismos viables totales aplicados en el afluente, en el permeado y en el efluente son
presentados en la Tabla 6.4. A lo largo del periodo de prueba, el sistema mostró una reducción
decimal promedio para E.coli y coliformes totales correspondiente a 4 y 5 Log10 y para los
microorganismos viables totales una reducción promedio de 3 y 4 Log10.
Se hace notar que para las mediciones de E.coli en las muestras de permeado, no fue posible
identificar la presencia de microorganismos. Sin embargo, el volumen de la muestra, el cual
atendía a los indicativos de uso de las pruebas empleadas, fue de solo 1 mL, con lo cual no es
posible garantizar que el mismo estatus se presente en todo el volumen. De acuerdo con la
convención, fue expresado con valores menores a 100 CFU/100 mL.
Tabla 6.4. Situación microbiana: afluente, permeado y efluente
Afluente Permeado Efluente Reducción
Log10 E. coli (CFU/100ml) 6.,25● 106 < 100 0 4,7 Coliformes totales
(CFU/100ml) 1,86● 107 1600 0 4,1 Microorganismos viables
totales (CFU/100ml) 3,62● 107 8750 975 3,6
64
Figura 6.10. Reducción decimal logarítmica para E.coli, Coliformes totales y microorganismos
viables totales
Los análisis de las concentraciones de E.coli en el permeado muestran que en general se
mantuvieron por debajo de 100 CFU/100mL. Este resultado es ligeramente superior a los
esperados para un sistema que opera con biorreactores de membranas con un tamaño de poro de
0,2 µm.
La misma situación fue observada para el caso de los Coliformes totales. A pesar de que este
grupo de bacterias es de mayor tamaño que el tamaño nominal del poro en las membranas, todas
las muestras de permeado contenían coliformes totales, con niveles superiores a 1600
CFU/100mL.
La medición de microorganismos viables totales ofrece una idea cuantitativa de la presencia
de bacterias, moho y levaduras. Con la aplicación de membranas, se alcanzó una reducción
logarítmica en promedio, de 3,6. Sin embargo, es claro que para tener una valoración más precisa
se requiere realizar estudios para diversos periodos de operación.
0
1
2
3
4
5
6
LVR
Reducción de microorganismos
E.coli Coliformes totales Microorganismos viables totales
65
6.6. Características del Sistema de Filtración
Los parámetros característicos del sistema de filtración fueron evaluados para los primeros
cinco meses de operación. Este período incluyó la fase de puesta en marcha hasta las primeras
dos semanas del mes de mayo.
La planta de tratamiento contaba con la facilidad de un software que se encargaba de
registrar, minuto a minuto, los datos referentes al sistema de filtración. Esta herramienta
computacional fue activada el 11 de enero, pocos días después del inicio del sistema de
filtración.
Ahora bien, con el objeto de facilitar la comprensión de los parámetros medidos, los datos
son presentados en dos formas distintas: usando un promedio de 24 h y usando un promedio de
30 min. Se debe resaltar que, como en los promedios diarios se toma en cuenta tanto el tiempo de
filtración como el tiempo de relajación, de estos gráficos solo es posible identificar la tendencia
que siguen los parámetros a lo largo del período de prueba. De los promedios de 30 min, pueden
ser identificados los valores de operación para el TMP y los valores de permeado alcanzados por
el sistema de filtración.
De la Figura 6.11, se puede concluir que la presión de operación en las membranas fue
bastante constante, mientras que de la Figura 6.12 con el promedio de 30 min, se puede concluir
que los valores de TMP fueron generalmente menores a 20 mbar.
66
Figura 6.11. Promedio de 24 h para la presión transmembrana durante los primeros cinco meses
de operación.
Figura 6.12. Promedio de 30 min para los valores de TMP registrados durante el período de
prueba.
0
20
40
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TMP
(mba
r)
Promedio 24h
0
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40
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2010
TMP
(mba
r)
67
Las Figuras 6.13 y 6.14 muestran las permeabilidades evaluadas con un promedio diario y de
30 min respectivamente. De los gráficos se concluye que bajo las condiciones de operación
existentes en el momento de la evaluación y con una aireación continua arrastrando la torta
formada en la superficie de las membranas, el sistema fue capaz de ofrecer una alta
permeabilidad.
Figura 6.13. Promedio de 24 h para permeabilidades logradas por el sistema de filtración
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
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Perm
eabi
lidad
(LM
H/b
ar)
Promedio 24h
68
Figura 6.14. Promedio de 30 min para las permeabilidades logradas por el sistema de filtración.
Las Figuras 6.15 y 6.16 muestran un promedio diario y de 30 min de los valores de permeado
logrados por las membranas. En general los registrados estuvieron por debajo de los 20 LMH,
dentro de un intervalo de 10 y 16 LMH.
0
200
400
600
800
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Perm
eabi
lidad
(LM
H/b
ar)
69
Figura 6.15. Promedio diario para los valores de permeado registrados durante el periodo de
prueba.
Figura 6.16. Promedio de 30 min para los valores de permeado registrados durante el periodo de
prueba.
02468
101214161820
02/0
1/20
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(LM
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Promedio 24h
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12/0
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1017
/05/
2010
Perm
ado
(LM
H)
70
De la información suministrada por la Figura 6.15, se pudo concluir que después que el
sistema de filtración fue puesto en marcha, éste tomó aproximadamente dos semanas para
estabilizar su operación. Por otra parte, de los gráficos de TMP y permeabilidad se observó que
después de dos meses en operación, el 17 de febrero se presentó una situación irregular en la
planta, la cual causó el incremento brusco en la presión de las membranas acompañado con una
disminución significativa de su permeabilidad, registrándose valores menores a 50 LMH/bar.
La Figura 6.17 muestra el volumen de agua tratado en la planta diariamente. Cabe mencionar
que este volumen representa solamente la tercera parte de la capacidad total de la planta.
Figura 6.17. Volumen de agua tratado diariamente durante el período de prueba.
6.7. Deshidratabilidad y sedimentabilidad de la biomasa en un sistema con MBR
El comportamiento de la biomasa (lodos) en sistemas con MBR fue analizado durante dos
semanas en términos de su deshidratabilidad y su sedimentabilidad. Las muestras de biomasa
fueron colectadas del punto de extracción, el tanque biológico, y fueron analizadas sin agregar
ningún tipo de polímero.
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
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2010
12/0
5/20
1017
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2010
Vol
umen
de
agua
trat
ada
(m3 /d
)
71
La deshidratabilidad del lodo fue caracterizada usando el protocolo de la Compañía Química
Kemira para medir porcentaje de materia seca - Ver procedimiento en Apéndice F - La
sedimentabilidad fue evaluada en términos del índice volumétrico del fango diluido, de acuerdo
al método estándar 2710D.
El dispositivo de Kemira ha sido utilizado para pruebas de deshidratabilidad en muestras de
lodos. El equipo es una estructura compuesta por dos tubos unidos en la parte posterior. El tubo
superior lleva una pesa cilíndrica de 20 kg y el tubo inferior tiene soldado un plato rectangular,
donde es colocada la muestra.
En la Tabla 6.5 se muestran los porcentajes de materia seca medidos después de que una
muestra de lodo equivalente a 1 g de materia seca fuese filtrada y presionada a través de un peso
de 20 kg durante 10 min. Los porcentajes de materia seca medidos después de la filtración y
compresión fueron superiores al 24%.
Tabla 6.5. Porcentaje de materia seca después de filtración y compresión para la biomasa de MBR
Fecha
% Materia seca después de la
filtración DS_fil = mi/mc
% Materia seca después de la compresión
DS_press = mi/mf 4/26/2010 25,12 26,22 4/27/2010 22,83 26,27 4/29/2010 26,89 27,84 4/30/2010 26,79 26,82 5/3/2010 22,13 27,41 5/4/2010 21,62 25,97 5/5/2010 17,14 24,66 5/6/2010 22,38 26,72 5/7/2010 19,41 24,53
72
Tabla 6.6. Índice volumétrico del fango diluido
Fecha IVFD (mg/L) 3/17/2010 88 3/22/2010 93 3/29/2010 89 4/26/2010 96 4/29/2010 90 4/30/2010 96 5/3/2010 91 5/4/2010 98 5/5/2010 98 5/6/2010 102 5/7/2010 100
CAPITULO VII DISCUSIÓN
7.1. Desempeño del Proceso
Como se mencionó en el Capítulo III, referido a la descripción de la planta de Bassussarry, el
proceso con biorreactores de membranas debía procesar cargas de DQO entre 0,2 y 0,4
kgDQO/m3*día. Es importante resaltar que durante la segunda etapa evaluativa, cuando el
proceso estaba en condiciones próximas a una operación estable, las eficiencias de remoción del
DQO y de DBO medida, fueron superiores a 95% y 98% respectivamente. Estos resultados
fueron consistentes con la alta eliminación de los sólidos en suspensión, con lo cual al mismo
tiempo se hizo posible producir un efluente con una mínima concentración de materia orgánica.
Durante el período de prueba, la carga de materia orgánica en la planta fue bastante constante,
por lo cual los posibles efectos de las fluctuaciones del DQO no pudieron ser identificados en el
sistema. Sin embargo, estudios han reportado que a pesar de las fluctuaciones de DQO en el
afluente, la tecnología de biorreactores de membranas tiene la capacidad de sostener el proceso
de remoción de materia orgánica con una alta eficiencia (Gil et al. 2010; Radjenovic et al. 2008;
and Cicek et al. 1999).
Las condiciones de operación aplicadas en el proceso así como el alto grado de separación
promovido por las membranas se reflejaron en las eficiencias de remoción reportadas.
Características operativas como un tiempo de retención de sólidos prolongado, generó una alta
concentración de microorganismos (bacterias heterótrofas) que junto con la habilidad del sistema
de soportar altas concentraciones del MLSS, hicieron posible operar el proceso con una
concentración de biomasa entre 8 y 9 kg/m3. Esta condición tuvo como efecto directo promover
un alto grado de eliminación del substrato. Por otra parte, este resultado fue reforzado por la
acción de las membranas, las cuales tienen el potencial de ofrecer una alta retención de partículas
y, aunque no con la misma efectividad, adicionalmente ofrecen una retención parcial de las
moléculas orgánicas solubles en el licor mezcla.
74
Radjenovic et al. (2008) reportaron que la mineralización completa de compuestos
biodegradables en las aguas residuales y la capacidad de adaptación de los microorganismos a
componentes menos biodegradables se lograban operando con tiempos de retención de sólidos
prolongados, por lo cual la biomasa se podía aclimatizar a un agua residual sin ser restringida a
un proceso de crecimiento acelerado y a la generación de microorganismos formadores de
flóculos.
La carga de amonio durante los dos períodos de estudio, estuvo entre 0,01 y 0,02 kgNH4-
N/m3*día. De la evolución de la concentración de amonio en el efluente, se pudo concluir que el
sistema ofrece una alta capacidad para la eliminación de amonio, lo cual exhibe un proceso que
bajo las condiciones operativas existentes es capaz de lograr una nitrificación completa.
Las pequeñas diferencias en las concentraciones que se midieron en ambas etapas pudieron
haber sido consecuencia de los bajos valores de pH medidos en el tanque biológico, lo cual
probablemente fue resultado del tipo de agua residual, caracterizada por su baja alcalinidad
aunado a la ausencia de un proceso denitrificador con el cual se recupera la mitad de la
alcalinidad consumida durante la reacción de oxidación del amonio – ver ecuación (1.7) –
El buen desempeño mostrado por el proceso en la eliminación del amonio puede atribuirse a
varios factores, de los cuales los de mayor impacto son: la constante presencia de oxígeno
disuelto, el prolongado tiempo de retención de sólidos, y una óptima relación DQO:NT en el
afluente. Se podría suponer que la baja tasa de extracción de los lodos garantizó que las bacterias
autótrofas tuvieran un período de generación prolongado, por lo cual se aumentó su
concentración en la biomasa. Por otra parte, Fan et al. (2000) sugirieron que la relación DQO:NT
en el afluente tiene un mayor impacto en la tasa de nitrificación que el tiempo de retención de
sólidos.
Para poder estudiar la influencia de la concentración de los sólidos suspendidos en el licor
mezcla sobre la eliminación del nitrógeno, se evaluó la actividad de las bacterias nitrificadoras
(Nitrobacter, Nitrosomomas, entre otras) en términos de la tasa de nitrificación. Las tasas
medidas a 20°C estuvieron entre 0,9 y 1,4 g NO3-N/kgVSS*h. De estos resultados se evidencia
que los valores de actividad de los microorganismos autótrofos fueron lo suficientemente
elevados para lograr una nitrificación completa. Así bien, las tasas de nitrificación medidas
fueron consistentemente cercanas a valores reportados en la literatura para sistemas usando
75
biorreactores de membranas. Fan et al. (2000) reportó que las tasas máximas de nitrificación
específica medida en aguas municipales a 30°C estaban dentro del rango de 1,7 y 2,0 g NO3-
N/kgVSS*h. Harremoes y Sinkjaer, (1995) reportaron valores para agua doméstica dentro del
rango de 0,91 y 1,12 g NO3-N/kgVSS*h.
Un estudio hecho por Kristensen et al., (1992) muestra las determinaciones de las tasas de
utilización específica de amonio (AUR), nitrato (NUR) y oxígeno (OUR) en función de la
relación DQO:NT en el afluente y del índice de DQO soluble (relación DQOF:DQO). La
biomasa en los lodos activados correspondía a un sistema de tratamiento de aguas municipales
tomadas de la planta de Lundtofte al norte de Copenhaguen y de la planta de tratamiento
Frederikssund la cual tiene una capacidad de 35000 PE. De acuerdo a este estudio, para aguas
residuales con una relación DQO:NT característica igual a 10,3 y con una relación DQOF:DQO
igual a 0,39 (características similares a la situación existente en Bassussarry), el AUR medido a
20°C fue 1,1 gNO3-N/kgVSS*h. Así bien, para aguas residuales con una relación DQO:NT igual
a 12 , el AUR medido a 20°C fue igual a 1,4 gNO3-N/kgVSS*h.
Estos valores son cercanos a los valores medidos para la actividad de la biomasa en
biorreactores de membranas que tratan aguas municipales. Algunos estudios plantean que, como
los sistemas con MBR suelen ser operados con tiempos de retención de sólidos más largos, se
evita que las bacterias nitrificadoras sean expulsadas del sistema, por lo cual se espera que los
procesos con MBR tengan un mejor desempeño nitrificador que en los sistemas tradicionales de
lodos activados.
En la planta de tratamiento de Bassussarry, con la actividad medida en la tasa de nitrificación
este planteamiento no pudo ser confirmado. Esto pudo ser debido a los diversos problemas en el
proceso, los cuales generaron condiciones adversas durante el período de prueba. Un bajo pH en
el tanque biológico, las bajas temperaturas y la posible presencia de sustancias tóxicas
provenientes del incidente ocurrido en el mes de febrero, pudieron inhibir el potencial de la
biomasa en los MBR para mostrar niveles más altos en la actividad nitrificadora.
En cuanto a la remoción de nitrógeno, se observó que bajo las condiciones de operación
existentes, el proceso tenía una capacidad deficiente en la eliminación del nitrato. En la Figura
6.7 se evidencia que durante la etapa inicial, el sistema no era capaz de denitrificar, resultando en
altos niveles en la concentración de NT en el efluente. Esta situación fue consecuencia de la
76
degradación prematura de una significativa cantidad de materia orgánica en el tanque
amortiguador, generada por la aireación utilizada con fines de mezcla y homogeneización del
caudal entrando en la planta. La limitada fuente de carbono resultó en una relación DQO:NT
menor a 5. Adicionalmente, las bajas temperaturas y los bajos valores de pH contribuyeron a
producir condiciones no favorables que pudieron inhibir la actividad de las bacterias
denitrificadoras (facultativas anaerobias) en el proceso.
Durante la segunda etapa de análisis, el estatus del nitrógeno mejoró considerablemente, sin
embargo, las concentraciones de nitrato en el efluente se mantuvieron mayores a 10 mg/L. La
denitrificación ocurre cuando se agota el oxígeno disuelto y el nitrato es el agente electrofílico
dominante del proceso (Edalat, 2008). Con las condiciones operativas aplicadas en Bassussarry,
esta condición estuvo parcialmente presente. Puede ser posible que el sistema estuviera
sobresaturado de oxígeno disuelto, inhibiendo las condiciones anóxicas o que pudiese requerir
condiciones anóxicas más prolongadas. Asimismo, las altas concentraciones de oxígeno pudieron
favorecer la actividad de las bacterias heterótrofas, haciendo escaso las fuentes de materia
orgánica (substrato) para el proceso de denitrificación.
En la Figura 6.7 se observa que las concentraciones de nitrato correspondían con las
concentraciones de nitrógeno total en el efluente. Esto sugiere que la denitrificación parece ser el
paso limitante para la remoción de nitrógeno, y que su desempeño determinará la concentración
de nitrógeno total en el efluente. Este comportamiento coincide con los estudios hechos por
Yeom et al. (1999), el cual estudió ciclos intermitentes de aireación en el sistema de filtración
para optimizar la eliminación del nitrógeno. Probando distintos ciclos con condiciones
anóxicas/óxicas, comprobó que se requerían períodos anóxicos más prolongados para lograr una
denitrificación completa.
Las tasas de denitrificación medidas a lo largo del período de prueba fueron consistentes con
el desempeño del proceso denitrificador. Las velocidades de denitrificación estuvieron dentro del
rango de 0,85 a 1,70 gNO3/kgVSS*h.
En los estudios hechos por Kristensen et al., (1992) se tomó substrato y biomasa de una
planta de tratamiento piloto y de una planta a escala real para caracterizar la actividad
microbiana. Estos estudios reportaron que para un sistema con una relación DQO:NT entre 10 y
12 y una relación DQOF:DQO entre 0,39 y 0,45 se registraron tasas de denitrificación a 20°C
77
entre 3,4 y 7,4 gNO3/kgVSS*h. Las tasas de denitrificación medidas en Bassussarry estuvieron
bastante alejadas de los valores sugeridos por la literatura.
El desempeño medido en la actividad denitrificadora puede ser entendido por las condiciones
a las cuales el proceso estaba sujeto. La presencia constante de oxígeno disuelto produjo una
mala utilización del sustrato por parte de las bacterias denitrificadores lo cual se vio ampliado a
una fuente de carbono limitada. Adicionalmente, de la Figura 6.9 se observa que la temperatura
impactó significativamente la actividad microbiana, por lo cual se puede esperar un desempeño
distinto para distintos periodos del año.
Con respecto a la remoción de fósforo, se evaluó la reacción de precipitación simultánea con
cloruro férrico. Sin la adición de un coagulante, el sistema de filtración es capaz de remover
solamente partículas de fósforo enlazadas a moléculas orgánicas. Por esta razón, se hace
necesaria la adición de cloruro férrico en el tanque biológico.
7.2. Remoción bacteriana
La tecnología de los biorreactores de membranas ofrece un alto potencial desinfectante. El
auge de su aplicación ha sido consecuencia de las nuevas legislaciones político-ambientales.
Los módulos instalados en Bassussarry tienen una configuración plana con un tamaño de
poro nominal igual a 0,2 µm, lo cual es característico de un proceso de microfiltración.
De los análisis microbiológicos hechos durante el periodo evaluativo, se observó que todas
las muestras de permeado mostraron una concentración de E.coli menores a 100 CFU/100mL y
una concentración de Coliformes totales promedio de 1600 CFU/100mL. Esto se tradujo en una
reducción logarítmica decimal de E.coli y de coliformes totales entre 4 y 5. Estos resultados
resultaron sorpresivos ya que estuvieron por encima de los esperados para membranas con un
tamaño de poro igual a 0,2 µm. La bacteria E.coli está caracterizada por su forma alargada con 1
y 2 µm de largo y 0,25 µm de diámetro, por lo cual debería ser completamente retenida.
En el caso de los coliformes totales a pesar de tener un tamaño característico entre 0,6 y 1,2
µm de diámetro y 2 y 3 µm de largo, se observó que todas las muestras de permeado mostraron
una atípica alta concentración.
78
Zhang and Farahbakhsh, (2007) sugirieron que la persistencia de los coliformes totales en el
efluente con MBR podría estar relacionado con la presencia de una capa de biomasa dentro de las
líneas de permeado. Resultados similares fueron observados por Cote et al. (1997).
Zanetti et al. (2010) reportaron que, para un sistema con la tecnología de MBR con
membranas de estructura plana (sistema de membranas sumergido, Corporación Kubota, Osaka,
Japón) hechas de polietileno y con un tamaño de poro nominal igual a 0,4 µm, el promedio de la
reducción decimal de Coliformes totales fue de 6,02 y para E.coli fue 6,77. De la misma forma,
Zhang et al. (2007) reportaron que para un sistema con MBR con membranas de fibra hueca
(sistema de membranas sumergido, Corporación Ambiental Zenón, Oackville, Ont), tipo
ZeeWeed 500c (ZW-500c-SMC) y con un tamaño de poro nominal de 0,04 µm, el promedio de la
reducción logarítmica decimal de coliformes totales fue superior a 5,8.
La planta de tratamiento de Bassussarry fue diseñada de tal forma que el flujo viaje a través
de las líneas de permeado y sea acumulado en un tanque de almacenamiento conocido como el
tanque TMP. La concentración atípica de las bacterias medidas en el permeado pudo ser
consecuencia del recrecimiento de la bacteria en ambos, las líneas de permeado y en el tanque
TMP. Para solventar este recrecimiento, Cote et al. (1997) sugirió un lavado semanal de las líneas
de permeado y del tanque de almacenamiento usando una solución de 200 mg/L de hipoclorito de
sodio durante 15 min.
7.3. Evaluación de la deshidratabilidad: biomasa de los MBR
Los porcentajes de materia seca medidos después de filtración y compresión estuvieron
considerablemente por encima de los estimados para lodos utilizados con sistemas de
biorreactores de membranas. Errores en el procedimiento experimental y la falta de un material
adecuado para la realización de los análisis, se presume que fueron las causas principales de los
valores obtenidos. Representantes de la compañía Alfa Laval manifestaron que, de su experiencia
en la aplicación de biorreactores de membranas para tratamiento de aguas residuales,
normalmente el porcentaje de materia seca obtenido después de compresión sin la aplicación de
ningún aditivo es de aproximadamente 21%, mientras que con el uso de un polímero adecuado se
ha logrado incrementarlo hasta 24%.
Se ha estudiado que existe una disminución de la capacidad de deshidratación de los lodos de
los MBR en comparación con los extraídos del sistema de tradicional de lodos activados. La
79
aireación en la superficie de las membranas impone esfuerzos de corte que pueden romper los
flóculos. Cuando éstos son más pequeños y tienen una estructura más densa, tienden a mostrar
mayor dificultad para deshidratarse.
La deshidratabilidad de los lodos está fuertemente influencia por la morfología de los
flóculos. Las propiedades superficiales y la estructura biológica de los flocs esta principalmente
influenciada por su contenido de sustancias poliméricas extracelulares y los productos solubles
microbianos. Las sustancias polimerizas enlazadas son responsables de la formación de
agregados para generar flóculos de mayor tamaño.
Debido al tiempo prolongado de retención de sólidos, se puede esperar menor actividad
microbiana en la biomasa. En general, la biomasa extraída de sistemas con MBR se caracteriza
por un menor contenido de EPS. Esta condición se hace evidente en flóculos de tamaños más
pequeños que 45 µm y con una estructura más compacta. Chu et al. (2007) reportaron que los
flóculos más sólidos y esféricos promueven una torta de estructura rígida con propiedades más
favorables de deshidratación.
En cuanto a su sedimentabilidad, el IVFD permite evaluar la agregación de los flóculos y la
severidad de fenómenos como el bulking el cual genera el esponjamiento del lodo. El IVFD para
los lodos activados estuvo dentro de un intervalo desde 88 hasta 102 mg/L.
7.4. Rendimiento del sistema de filtración
La tecnología de biorreactores de membrana tiene tres parámetros principales con los cuales
se puede caracterizar al sistema de filtración. Estos son: la presión transmembrana, el flujo de
permeado y la permeabilidad, a partir de los cuales es posible identificar cualquier situación
atípica durante la operación del sistema.
La fuerza impulsora de los MBR en Bassussarry corresponde a un cabezal de agua entre las
celdas y el tanque TMP. Este diseño permite controlar la caída de presión en las membranas. En
general, en Bassussarry se registró, un perfil del TMP que durante los ciclos de filtración se
mantuvo estable. Así mismo, se observó que los módulos de biorreactores tipo MFM300 podían
ser operados con muy bajas presiones transmembrana, siendo los valores característicos menores
a 20 mbar.
80
Este tipo de módulo, al ser comparado con otras tecnologías operadas con presiones
transmembrana similares, se observa que alcanza valores de flujo de permeado más elevados,
cercanos a los 20 LMH.
En términos generales, después de ser iniciado el proceso de filtración, el sistema mantuvo un
perfil regular, sin mostrar un deterioro en su rendimiento. Sin embargo, el 17 de febrero, una
descarga sobre la planta aceleró considerablemente el ensuciamiento de las membranas, lo cual
no pudo ser controlado con solo la aireación sobre los módulos. Esta descarga inesperada de un
posible tanque séptico, generó un incremento abrupto en la carga entrante a la planta e introdujo
sustancias que indujeron el taponamiento de los poros y causó por ende un desbalance en el
sistema de filtración.
El funcionamiento irregular del sistema de filtración, fue estabilizado después de la
aplicación de un lavado químico, el cual fue realizado dos semanas después del incidente. De esta
forma se permitió la degradación natural de ciertas sustancias acumuladas en su estructura
interna. Los análisis hechos en el permeado después de ocurrido el incidente, demostraron que el
proceso biológico junto con las membranas fue capaz mantener la eliminación de la materia
orgánica y de los sólidos suspendidos. Sin embargo, la capacidad de eliminación del nitrógeno se
vio considerablemente afectada.
Los análisis efectuados durante el mes de marzo evidenciaron la insuficiencia del proceso
para efectuar la denitrificación. Se sospechó que la introducción de sustancias tóxicas
provenientes de la descarga del 17 de febrero, estuvo relacionada con la espuma en el tanque
biológico y la espuma blanquecina observada en el efluente, las cuales se manifestaron poco
tiempo después del incidente. La presencia de la espuma no se ve reflejada en los gráficos
evaluativos de los parámetros de las membranas, lo cual indicó que a pesar de su presencia, no
alteró el proceso de filtración.
La tecnología de los biorreactores de membranas de la Compañía Alfa Laval, a diferencia de
otros tipos de configuraciones se caracteriza por lograr altos valores de permeabilidad cercanos a
los 1000 LMH/bar, operando a bajas presiones transmembrana.
El término de permeabilidad está definido como la relación entre del flujo de permeado y la
presión transmembrana, por lo cual tiene sentido referirse a este solo durante los ciclos de
filtración. Sin embargo, como el software registraba data para cada minuto de la operación, para
81
poder evaluar este parámetro se hizo la suposición de que el proceso de filtración procedía solo si
el TMP en las membranas era mayor a 3 mbar, y para un TMP menor a 3 mbar se asumió un
estado de relajación. A pesar de que esta suposición no refleja una realidad certera, es una
modesta consideración que permite estimar la permeabilidad de las membranas.
CAPITULO VIII EVALUACIÓN DEL CONSUMO ENERGÉTICO /LOS COSTOS DE OPERACIÓN Y
DE MANTENIMIENTO.
En la siguiente sección se presenta en forma breve la evaluación energética del sistema de
tratamiento de aguas municipales en Bassussarry, en el cual se considera a todos los
requerimientos asociados a un sistema de gran escala aplicando la tecnología de biorreactores de
membranas. Adicionalmente, se evaluaron los costos actuales tomando en consideración que la
planta estaba siendo operada a un tercio de su capacidad y el panorama futuro cuando la planta
está siendo operada a su máxima capacidad.
El siguiente análisis energético incluye los requerimientos en potencia para el pre-
tratamiento, las bombas de la alimentación, el sistema de filtración, el sistema biológico, la
desinfección, el tratamiento de lodos y la redistribución interna del agua.
Se monitoreó durante un mes el tiempo de operación del compactador, los tamices rotadores,
las bombas de alimentación, la aireación del proceso, la aireación de las membranas y las bombas
industriales. Se tomó en consideración que como no todos los equipos operan diariamente, se
contabilizó el tiempo de operación total durante un mes y se dividió el tiempo por los días del
mes monitoreado. El tiempo de operación para el resto de los equipos fue estimado en base a las
especificaciones dadas por el operador de la planta.
La evaluación de costos incluye los gastos energéticos y los materiales tales como productos
químicos, reemplazo de equipos y tiempo de mano de obra requeridos para la operación y
mantenimiento de la planta.
Se evaluaron tres escenarios diferentes. El primero se enfoca en los requerimientos de
potencia asociados a cada uno de los pasos del proceso. El segundo escenario incluye el consumo
energético tomando en consideración los gastos de operación y mantenimiento. Finalmente, el
tercer escenario fue propuesto por la compañía Alfa Laval.
83
En la Tabla 8.1 se muestra un promedio de la potencia requerida por cada equipo en la planta
bajo las condiciones actuales de operación y para su máxima capacidad. El estatus actual fue
evaluado de acuerdo al tiempo de operación registrado en el mes de abril del 2010. Así bien, para
establecer el la potencia para su máxima capacidad, fue necesario hacer algunas suposiciones. Se
determinó un factor de escalamiento igual a 3,7 para aquellos equipos que se ven principalmente
afectados por el flujo, tales como bombas y tratamiento de lodos, y un factor de escalamiento
igual a 4,6 para aquellos equipos afectados por la carga como la aireación para el proceso
biológico. Los cálculos utilizados para determinar estos factores de escalamiento son presentados
con detalles en el Apéndice A.
Tabla 8.1. Requerimiento de potencia para un sistema con MBR aplicado en el tratamiento de
aguas municipales
Capacidad (PE) 2500 9370
Requerimiento de potencia (kWh) % Requerimiento de
potencia (kWh) %
Tratamiento mecánico 33 2,4 33 1,7 Tanque amortiguador 74 5,4 157 7,9
Proceso biológico 407 29,7 732 37 MBR instalación 679 49,5 679 34,4
Tratamiento de lodos 102 7,4 180 9,1 Desinfección 36 2,6 36 1,8
Precipitación química 0,48 0,03 1,8 0,09 Agua con fines internos 33 2,4 122 6,2
Tanque de almacenamiento 7,2 0,5 26,6 1,4 Consumo energético total
(kWh) 1372 100 1972 100
Consumo energético específico (kWh/m3)
2,7 1
84
Figura 8.1. Requerimiento energético porcentual por zona operando a un tercio de su máxima
capacidad
Figura 8.2. Requerimiento energético porcentual por zona operando a su máxima capacidad
Tratamiento mecánico
2%
Tanque amortiguador
5%
Tratamiento Biológico
30%Aireación de las Membranas
50%Limpieza de las
Membranas 0%
Eliminación de fósforo
0%
Bombas para distribución de
agua interna2%
Desinfección3%
Preparación de los polímeros
0%
Tratamiento de lodos7%
Tanque de Almacenamiento
1%
Consumo energético por zonas Capacidad: 2500 PE
Tratamiento mecánico
1.67%Tanque
amortiguador 7.98%
Tratamiento Biológico37.10%Aireación de las
membranas34.45%Limpieza de las
Membranas 0%
Eliminación de fósforo0.09%
Bombas para distribución de
agua interna6.19%
Desinfección1.83%
Preparación de los polímeros
0.21%
Tratamiento de lodos 9.13%
Tanque de Almacenamiento
1.35%
Consumo energético por zonas Capacidad: 9370 PE
85
De la Figura 8.1 se puede observar que las condiciones operativas existentes durante la
realización del estudio, implica que la aireación de las membranas representaba cerca del 50% del
consumo energético total de la planta, mientras que la aeración para el proceso biológico solo
cuenta en un 30% del consumo total de energía. Así bien, el consumo energético específico se
determinó en 2,7 kWh/m3. Los módulos producidos por la compañía Alfa Laval, modelo
MFM300 deben ser operados constantemente bajo aireación con el objeto de mitigar el
ensuciamiento en la superficie de las membranas. De esta forma, los biorreactores de membranas
cuentan como la mitad de la potencia total requerida para reproducir el proceso completo, pero
simultáneamente representan un ahorro energético en la aireación requerida por el proceso
biológico, debido a que proveen una porción significativa de oxígeno para la degradación de la
materia orgánica y la eliminación de los nutrientes.
Evaluando las circunstancias en donde la planta opera a su máxima capacidad, un mejor
escenario puede ser visualizado. De la Figura 8.2 se puede observar que la aireación en las
membranas representa solo el 34% del consumo energético total, mientras que la aireación para el
proceso biológico representa cerca del 37% de la energía total. A pesar de incrementar la carga
dentro de las celdas, las membranas no requieren intensificar la velocidad de la aireación y al
igual que en el caso anterior siguen representando una fuente de oxígeno para el proceso
biológico. Sin embargo, para poder cubrir las nuevas demandas de oxígeno asociadas a la nueva
carga orgánica se requerirá un aumento en el tiempo de aireación correspondiente al proceso
biológico. Los cálculos reflejan que a pesar de los nuevos requerimientos energéticos asociados
al aumento de flujo y carga, el consumo energético específico disminuye a 1 kWh/m3. Este
proceso mantiene un consumo energético ligeramente superior al sistema tradicional de lodos
activados, sin embargo representa una reducción cercana al 63% con respecto a la situación
actual.
La planta de tratamiento de Bassussarry fue diseñada estratégicamente no sólo con el fin de
optimizar el proceso, pero también con el objeto de disminuir los requerimientos energéticos de
otras secciones del proceso y compensar con la demanda de los biorreactores. Un diferencial de
altura induce a que la gravedad fuera el promotor del flujo de agua a través de las membranas,
eliminando así la necesidad de bombas de succión. Adicionalmente, la estructura del tanque
biológico, el cual reúne el tanque de aireación con las celdas de filtración, permite que el oxígeno
86
proveniente de la aireación de los módulos sea aprovechado en la degradación de materia
orgánica y por otra parte, crea un patrón de flujo que promueve suficiente recirculación y elimina
la necesidad de bombas tipo reciclo.
En la Tabla 8.2 se presenta un estimado de los valores de los costos de construcción
proporcionados por la compañía Alfa Laval.
Tabla 8.2. Costos capitales para un sistema con MBR operando en
aguas municipales
Item Costos Capitales, €
Construcción y Ingeniería 894 545
Equipos 1 323 505
En la Tabla 8.3 se presentan los costos anuales por operación y mantenimiento para la planta
de Bassussarry. De acuerdo al Desalination and Water Purification Reseach and Development
Report No. 103, las reparaciones de los equipos, lubricantes y reemplazo deben contar como el
2% de los costos totales de construcción. En la Tabla 8.4 se presentan los costos por unidad para
las distintas secciones envueltas en el proceso de operación. Gil et al. (2010) asumieron el precio
del suministro de electricidad en 0,0806 €/kWh. Los costos de mano de obra fueron establecidos
en 42 € por hora (Adham et al., 2004). Los precios relacionados a químicos y eliminación fueron
proporcionados por la compañía. Finalmente, de acuerdo a estos valores, se estimó que el precio
específico del agua tratada era de 0,41 €/m3.
87
Tabla 8.3: Costos operacionales y de mantenimiento para el tratamiento de aguas
residuales municipales
Item Costos de operación y mantenimiento (€/yr)
Capacidad (PE) 2500 9370 Tratamiento mecánico 971 971 Tanque amortiguador 2177 4619
Proceso biológico 11974 21522 Instalación del MBR 19976 19976 Tratamiento de lodos 3004 5295
Desinfección 1059 1059 Precipitación química 13 52
Agua industrial 971 3589 Tanque de almacenamiento 212 784
Polímeros
Solución de cloruro férrico
Acido cítrico
Solución de hipoclorito de sodio
Reparación de equipos/lubricantes/reemplazo 26470 26470
Labor 12035 12036
Costo total de operación anual (€/año) 78861 96373
Tabla 8.4. Precios estimados para el primer semestre del año 2010
Item Unidad Costos por unidad Observaciones
Energía eléctrica kWh 0,0806 €
Hipoclorito de sodio L 0,09 €
Acido cítrico Kg 2 €
Solución de polímeros L
Solución de cloruro férrico
Eliminación de lodos en exceso
Reemplazo de las membranas NA
Equipos: reparaciones/lubricantes/reemplazo
2%
Porcentaje del capital del equipo incluye headworks, sistema de
filtración, mecánico, aireadores y bombas
Horas de trabajo por hora 42 € 2000 m3/días = 1 hr/día, 5
días/semana + 1 hr /día
88
En la Tabla 8.5 se presenta otra perspectiva de los requerimientos de la potencia para todos
los equipos instalados en la planta. En esta evaluación se muestra la contribución de la aireación
de las membranas al oxígeno requerido por el proceso biológico. Adicionalmente, se separó el
consumo energético asociado a las ―utilidades‖, definidas como todos aquellos equipos que
forman parte del proceso pero su ausencia no influyen en el rendimiento del mismo. En este caso,
las utilidades correspondieron a los ventiladores, extractores, tanques de almacenamiento y
bombas de redistribución interna.
Tabla 8.5. Requerimiento de potencia para un sistema de MBR operado para el tratamiento de
aguas residuales municipales
Capacidad (PE) 2500 9350
Requerimiento de Potencia (kWh) %
Requerimiento de Potencia
(kWh) %
Tratamiento mecánico 33 2,4 33 1,9 Tanque amortiguador 74 5,4 150,5 8,6
Mezcladores (Tanque de aireación )
264 19,3 264 15,2
Proceso biológico 90 6,6 417,6 23,9 MBR 384 28 384 22
Contribución de oxígeno de las membranas al proceso
biológico 288 21 288 16,5
Tratamiento del fango 30 2,2 94,6 5,4 Desinfección 36 2,62 36 2,1
Químicos 0,49 0,04 1,5 0,09 Utilidades 172 12,6 346,8 20
Consumo energético total (kWh)
1372 100 2016 100
Consumo total de energía específica (kWh/m3)
2,7 1
89
Figura 8.3. Requerimiento energético porcentual por zona operando a un tercio de su máxima
capacidad (Alfa Laval)
Figura 8.4. Requerimiento energético porcentual por zona operando a su máxima capacidad (Alfa
Laval)
Pre-tratamiento2%
Tanque Amortiguador
5%Mezcladores (Tanques de aireación )
19%
Tratamiento biológico
7%
Contribución de oxígeno de las membranas al
prceso biológico21%
MBR28%
Tratamiento de los lodos
2%
Químicos0%
Desinfección3%
Utilidades13%
Consumo energético por zona Capacidad: 2500 PE
Pre-tratamiento2%
Tanque amortiguador
7% Mezcladores (Tanque de aireación)
13%
Tratamiento biológico 21%
Contribución de oxígeno de las membranas al
proceso biológico14%
MBR19%
Tratamiento de los lodos
5%
Quimicos 0%
Desinfección2%
Utilidades17%
Consumo energético por zona Capacidad: 9350 PE
90
El sistema de tratamiento usado en Bassussarry, actualmente consumiendo cerca de 2,7
kWh/m3 y en el futuro solo 1 kWh/m3, dentro del mercado de MBR representa una disminución
significativa en el consumo de energía para tratamiento de aguas residuales.
Sin embargo, aunque existe un progreso desde el punto de vista energético, la tecnología de MBR
aunque mantiene requerimientos energéticos superiores al ofrecido por el sistema tradicional de
lodos activados, el cual pueden ser tan bajos como 0,3 y 0,4 kWh/m3. Por otra parte, junto con las
crecientes demandas para el reuso de las aguas residuales, está emergiendo una tendencia
ambientalmente amigable la cual propone uso de sistemas de bajo consumo energético.
El consumo energético aun representa la principal desventaja que limita la amplia aplicación
de la tecnología de MBR para tratamiento de aguas residuales.
Lo biorreactores de membranas ofrecen algunas ventajas que en ciertas ocasiones encajan con
las necesidades y las posibilidades disponibles para operar un sistema específico. Este fue el caso
de Bassussarry, en el cual la limitación de espacio y las fuertes restricciones señalaron a la
tecnología de MBR como la mejor solución capaz de sobrepasar los obstáculos para incrementar
la capacidad de la planta.
CONCLUSIONES
Durante la etapa en condiciones próximas al estado estacionario, el proceso mostró una
respuesta alta en la degradación de materia orgánica con eficiencias de remoción de DQO
superiores a 95% y de remoción de DBO5 superiores a 98%. De la misma forma, la
concentración de sólidos suspendidos totales en el efluente siempre fue menor a 2 mg/L.
Durante el período de la evaluación, el proceso mostró deficiencias en la eliminación de
nitrógeno, lo cual no permitió cumplir con las exigencias de Direction Departamentale de
l’Equipement er de l’Agriculture Pyrenees – Atlantiques. Los análisis realizados durante
la primera semana de Mayo muestran que la concentración de nitrógeno total era aun
superior a 10 mg/L.
El proceso alcanza nitrificación completa a lo largo de todo el período de prueba.
La mayor parte de nitrógeno medida en el agua tratada correspondía con el nitrato. El
proceso de denitrificación parece ser el paso limitante en el control de la concentración de
nitrógeno total en el efluente.
Ajustes en los ciclos de aireación en el proceso biológico son requeridas para lograr un
mejor aprovechamiento del substrato en la alimentación.
Durante la segunda etapa de análisis, la dosis de cloruro férrico (FeCl3) no fue suficiente,
resultando en concentraciones de fósforo total superiores a las exigidas para la descarga.
Después de su modificación, el proceso logró disminuir a la concentración a valores
menores a 1 mg/L.
Los módulos MFM300 fabricados por la compañía Alfa Laval con flujos de permeado
entre 10 y 16 LMH se caracterizan por su alto grado de permeabilidad con una baja
presión transmembrana.
Después del incidente el 17 de febrero, el sistema de filtración fue capaz de soportar el
rápido incremento de la carga, sin embargo tuvo como consecuencia una pérdida
importante en su permeabilidad debido al proceso al acelerado proceso de ensuciamiento.
El promedio de la reducción decimal logarítmica para E. coli y coliformes totales fue
medido en 4 y 5 y para las bacterias viables totales fue medido entre 3 y 4. Estos
resultados fueron consecuencia del recrecimiento bacterial en las líneas de permeado y en
el tanque TMP.
92
El sistema de tratamiento operando a un tercio de su máxima capacidad muestra un
consumo energético específico alto, aproximadamente de 2,7 kWh/m3 principalmente
causado por la aireación en los módulos, lo cual representa el 50% del consumo
energético total. Por otra parte, para el escenario estimado operando a su máxima
capacidad se muestra una importante reducción en el consumo de energía, siendo
estimado en 1 kWh/m3. Este consumo energético aún es ligeramente superior a los
ofrecidos por el sistema de lodos activados, pero es significativamente menor comparado
con otros procesos que muestran bondades similares en el tratamiento de aguas
municipales.
RECOMENDACIONES
A pesar de que el rendimiento del proceso está próximo a cumplir las metas establecidas para
el este sistema de tratamiento de aguas, aún se debe considerar realizar algunas modificaciones en
las condiciones operativas para lograr extraer la capacidad máxima que los lodos activados en
conjunto con el sistema de filtración sumergido pudieran ofrecer.
La denitrificación fue el paso limitante en el control de la concentración de nitrógeno en el
efluente. El efecto de la concentración de oxígeno disuelto en el proceso de denitrificación debe
ser evaluado. Para estos propósitos se recomienda monitorear la distribución de las
concentraciones de OD en las diferentes secciones del tanque biológico. Por otra parte el sistema
podría ser evaluado para diferentes ciclos anóxicos - óxicos de forma de identificar el tiempo
óptimo del periodo anóxico para lograr la denitrificación completa. Una evaluación hecha por la
compañía sugirió un ciclo de aireación durante 30 min cada dos horas, notando que para el uso
eficiente de las fuentes de carbón en el agua del afluente, la alimentación no debe ser bombeada
durante los ciclos de aireación. Por otra parte, debe ser evaluado que debido a las altas
concentraciones de oxígeno impuesto por el sistema de filtración, puede que sea necesaria la
adición de una fuente extra de carbono.
En cuanto al estatus microbiano, para poder identificar las causas de las altas concentraciones
de coliformes totales y de E.coli medida en el efluente se sugiere evaluar la remoción bacteriana
después de haber hecho lavados en las líneas de permeado y en el tanque TMP.
Se debe observar que, bajo las condiciones de operación existentes en el momento de la
evaluación, el consumo energético para el proceso completo era modesto comparado con otros
tratamientos similares que usan la tecnología de biorreactores de membranas en aguas
municipales. Sin embargo, solo el sistema de filtración representa el 50% del consumo total de
energía, la cual se invierte para la remoción de la torta de la superficie de las membranas.
Algunos estudios han reportando la posible operación del sistema de filtración aplicados ciclos
intermitentes de aireación. Se sugiere hacer pruebas de suspensión de la aireación durante los
periodos en los cuales la carga orgánica sea menor. Así mismo, el patrón de aireación en las
membranas puede ser programado en conjunto con la aireación del proceso de forma tal de
proveer ciclos óptimos en condiciones anóxicas - óxicas para lograr una eficiente remoción de
nitrógeno.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Al-Halbouni, D., Traber, J., Lyko, S. Wintgens, T. Melin, T. Tacke, D. Janot, A. Dott, W.
Hollender, J 2008 ‗Correlation of EPS content in activated sludge at different sludge retention
times with membrane fouling phenomena‘, Water Research, vol. 42, pp. 1475-1488
Chu, CP., Wu CM., Wu YS., Lin, CC., Chung YJ. 2007, ‗Structural Analysis and Dewatering
Characteristics of Waste Sludge from WWTP MBR‘, Separation Science and Technology, vol.
42, pp. 3713-3726.
Marel, P. Zwijnenburg, A. Kemperman, A. Wessling, M. Temmnick, H. Meer, W. 2010,
‗Influence of membranes properties on fouling in submerged membrane bioreactor‘ Journal of
Membrane Science, vol. 348, pp. 66-74
Market. E. 1983, ‗Membranes‘, Alfa Laval
Fang, H. H. P., Shi, X 2005, ‗Pore fouling of microfiltration membranes by activated sludge‘,
Membrane Science, vol. 264, pp. 161-166.
Fan, X. J., Urbain, V., Qian, Y., Manem, J., Ng, W. J., and Ong, S. L 2000, ‗Nitrification in a
membrane bioreactor (MBR) for wastewater treatment‘, Water Science and Technology, vol. 2,
pp. 289-294.
Gander, M., Jefferson, B. y Judd, S. 2000 ‗Aerobic MBRs for domestic wastewater treatment: a
review with cost consideration‘, Separation and Purification Technology, vol. 18, pp. 119-130.
Gil, J. A., Tua, L., Rueda, A., Montano, B., Rodriguez, M., and Prats, D 2010, ‗Monitoring and
analysis of the energy cost of an MBR‘, Desalination, vol. 250, pp. 997-1001.
Guglielmi, G., Chiarani, D., Saroj, D. P., Andreottola, G 2010 ‗Sludge filterability and
dewaterability in a membrane bioreactor for municipal wastewater treatment‘, Desalination, vol.
250, pp. 660-665.
95
Henze, Harremoes, La Cour Jansen, Arvin 2002, Wastewater Treatment, Biological and
Chemical processes, Springer, New York
Judd, S 2006, The MBR book: Principles and Application of Membrane Bioreactors in Water and
Wastewater Treatment, Elsevier, USA.
Kemira Kemwater 2003, About Water Treatment, Agneta Lindquist – Kemira Kemwater,
Helsingborg, Sweden.
Kristensen, G. H., Jorgensen, E., Henze, M 1992, ‘Characterization of functional microorganism
groups and substrate in activated sludge and wastewater by AUR, NUR and OUR‘, Wat. Sci.
Tech., vol. 25, no. 6, pp. 43-57.
Laera, G., Pollice, A., Saturno, D., Giordano, C., Sandulli, R. 2009, ‗Influence of sludge retention
ime on biomass characteristics and cleaning requirements in a membrane bioreactor for
municipal wastewater treatment‘, Desalination, vol. 236, pp. 104-110.
Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S. J. 2003a ‗Impact of aeration, solids concentration and
membrane characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor‘, Membrane
Science, vol. 218, pp. 117-129.
Le-Clech, P., Jefferson, B., Chang, I. S., Judd, S. J. 2003b, ‗Critical flux determination by the
flux-step method in a submerged membrane bioreactor‘, Journal of Membrane Science, vol. 227,
pp. 81-93.
Lyko, S., Al-Halbouni, D., Wintgens, T., Janot, A., Hollender, J., Dott, W., Melin, T 2007,
‗Polymeric compounds in activated sludge supernatant – Characterization and retention
mechanisms at a full-scale municipal membrane bioreactor‘, Water Research, vol. 41, pp. 3894-
3902.
96
Meng, F., Chae, S., Drews, A., Kraume, M., Shin, H., Yang, F 2009, ‗Recent advances in
membrane bioreactors (MBRs): Membrane fouling and membrane material‘, Water Research vol.
43, pp. 1489-1512.
Meng, F., Yang, F., Shi, B., Zhang, H 2008, ‗A comprehensive study on membrane fouling in
submerged membrane bioreactors operated under different aeration intensities‘, Separation and
Purification Technology vol. 59, pp. 91-100.
Mohammed, T. A., Birima, A. H., Noor, M. J. M. M., Muyibi, S. A., Idris, A 2008, ‗Evaluation
of using membrane bioreactor for treating municipal wastewater at different operating
conditions‘, Desalination, vol. 221, pp. 502-510.
Mulder, M 1997, Basic Principles of Membrane Technology, Kluwer Academic Publishers,
Netherlands
Ng, H. Y., Hermanowicz, S. W 2005, ‗Membrane bioreactor operation at short solids retention
times: performance and biomass characteristics‘, Water Research, vol. 39, pp. 981-992.
Nywening, J., Zhou, H 2009, ‗Influence of filtration conditions on membrane fouling and
scouring aeration effectiveness in submerged membrane bioreactors to treat municipal
wastewater‘, Water Research, vol.43, pp. 3548-3558.
Owen, G., Bandi, M., Howell, J. A., Churchouse, S. J. 1995, ‗Economic assessment of membrane
processes for water and waste water treatment‘, Journal of Membrane Science, vol. 102, pp. 77-
91.
Pollice, A. Giordano, C. Laera, G. Saturno, D. Mininni, G 2007, ‗Physical characteristics of the
sludge in a complete retention membrane bioreactor‘, Water Research, vol. 41, pp. 1832-1840.
Radjenovic, J. Matosic, M. Myatovic, I. Petrovic, M. Barcelo, D. 2008, ‗Membrane Bioreactor
(MBR) as an Advance Wastewater Treatment Technology‘, Hdb. Env. Chem., vol. 5, pp. 37-101
97
Reid, E., Liu, X., Judd, S. J 2008, ‗Sludge characteristics and membrane fouling in full-scale
submerged membrane bioreactor‘, Desalination, vol. 219, pp. 240-249.
Rosenberger, S and Kraume, M 2002 ‗Filterability of activated sludge in membrane bioreactors‘,
Desalination, vol. 146, pp. 373-379.
Tarnacki, K., Lyko, S. Wintgens, T., Melin, T., Natau, F 2005, ‗Impact of extra-cellular
polymeric substances on the filterability of activated sludge in membrane bioreactors for landfill
leachate treatment‘, Desalination, vol. 179, pp. 181-190.
Teck, H. C., Loong, K. S., Sun, D. D., Leckie, J. O 2009, ‗Influence of a prolonged solid
retention time environment on nitrification/denitrification and sludge production in a submerged
membrane bioreactor‘ Desalination, vol. 245, pp. 28-43.
Ueda, T., Hata, K., Kikuota, Y 1996, ‗Treatment of domestic sewage from rural settlements by a
membrane bioreactor‘, Wat. Sci. Tech., vol. 34, No. 9, pp. 189-196.
Van der Marel, P., Zwijnenburg, A., Kemperman, A., Wessling, M., Temmink, H., Van der
Meer, W 2010, ‗Influence of membrane properties on fouling in submerged membrane
bioreactor‘, Journal of Membrane Science, vol. 348, pp. 66-74.
Wang, Z., Wu, Z., Yu, G., Liu, J., Zhou, Z. 2006, ‗Relationship between sludge characteristics
and membrane flux determination in submerged membrane bioreactors‘, Journal of Membrane
Science, vol. 284, pp. 87-94.
Wang, Z., Wu, Z. Tang, S. 2009, ‗Extracellular polymeric substance (EPS) properties and their
effects on membrane fouling in a submerged membrane bioreactor‘, Water Research, vol. 43, pp.
2504-2512.
Wu, J., Huang, X 2009, ‗Effect of mixed liquor properties on fouling propensity in membrane
bioreactor‘, Journal of Membrane Science, vol. 342, pp. 88-96.
98
Yeom, IT, Nah YM , Ahn, KH 1999, ‗Treatment of household wastewater using an intermittently
aerated membrane bioreactor‘, Desalination, vol. 124, pp. 193-204.
Yoon, SH., Kim HS., Yeom, IT., 2004, ‗The optimum operational condition of membrane
bioreactor (MBR): cost estimation of aeration and sludge treatment‘ Water Research, vol. 38, pp.
37-46.
Xue, Y., Yang, F., Liu, S., Fu, Z 2009, ‗The influence of controlling factors on the start-up and
operation for partial nitrification in membrane bioreactor‘, Biosource Technology, vol. 100, pp.
1055-1060.
Zanetti, F., De Luca, G., Sacchetti, R 2010, ‘Performance of a full-scale membrane bioreactor
system in treating municipal wastewater for reuse purpose‘, Bioresource Technology, vol. 101,
pp. 3768-3771.
Zhang, J., Chua, H.C., Zhou, J., Fane, A.G 2006 ‗Factors affecting the membrane performance
in submerged membrane bioreactors‘, Journal of Membrane Science vol. 284, pp. 54-66.
Zhang, K and Farahbakhsh K 2007 ‗Removal of native coliphages and coliform bacteria from
municipal wastewater by various wastewater treatment processes: Implications to water reuse‘,
Water Research, vol. 41, pp. 2816-2824.
Zhang, S., van Houten, R., Eikelboom, D. H., Doddema, H., Jiang, Z., Fan, Y., and Wang, J
2003, ‗Sewage treatment by a low energy membrane bioreactor, Bioresource Technology, vol.
90, pp. 185-192.
99
APENDICE A Procedimiento de cálculo del consumo de oxígeno de la materia orgánica
A continuación se presenta la metodología de cálculo seguida para la determinación de los
requerimientos de oxigeno para el conjunto de procesos biológicos que conforman el tratamiento
de agua residuales municipales. Los cálculos son presentados para la situación en el momento de;
estudio y un estimado para el caso de operación en la máxima capacidad.
Capacidad operativa actual = 2500 PE
V = 1350 m3
Concentración de MLSS = 8 kg/m3
DBO5 = 247 mg/L
NT = 60 mg/L
Flujo = 500 m3/día
DBO5 diario = 123,5 kg BOD/día
DQO/DBO = 2,4
Requerimientos de oxígeno
Respiración del substrato: el consumo de oxígeno del substrato es 0,53 kg O2/kg BOD5
Respiración endógena: el consume de oxígeno para la respiración endógena de la biomasa
es de 0,053
101
Nitrificación + Denitrificación: el consumo neto de oxígeno en ambos procesos es igual a
1,71 kgO2/kg NT. Así bien, 4,57 kg 02/kg NT es consumido durante la nitrificación y 2,86
kg O2/kg NT son recuperados durante la denitrificación.
Situación futura estimada = 9370 PE
V = 1350 m3
Concentración de MLSS = 8 kg/m3
DBO5 diario = 480 kg DBO5/día
NT diario = 104 kg NT/día
Flujo = 1870 m3/día
DQO/DBO5 = 2,4
Requerimientos de oxígeno
Respiración del substrato: el oxígeno consumido por el substrato es 0,53 kg O2/kg
Respiración endógena: el oxígeno consumido en la respiración endógena de los lodos es
0,068
102
Nitrificación + Denitrificación: el consumo neto de oxígeno en ambos procesos es igual a
1,71 kgO2/kg NT. Así bien, 4,57 kg 02/kg NT es consumido durante la nitrificación y 2,86
kg O2/kg NT son recuperados durante la denitrificación.
Los aireadores del proceso suplen en agua limpia 160 kgO2/h. La eficiencia de transferencia
de oxígeno en el licor mezcla es igual a 0,7
Situación presente durante el período de evaluación
Requerimiento diario de oxígeno = 688 kg O2/ día
La aireación en el proceso fue operada durante 3 min/h, equivalente a 1,2 h/día
De acuerdo al desempeño del proceso con las condiciones operativas existentes, con la
aireación en las membranas y en el proceso se cubren todos los requerimientos de oxígeno. Si
solamente la aireación del proceso proporciona 134 kg O2/día, entonces quiere decir que el resto
es suplido por la aireación en la membrana.
103
Situación futura estimada
Consumo diario de oxígeno estimado = 1167 kg O2/ día
Asumiendo que los aireadores mantendrán la misma eficiencia en la transferencia de oxígeno
en el licor mezcla, entonces se puede esperar que los aireadores de las membranas proporcionaran
la misma cantidad de oxígeno en el tanque biológico.
Si con 1,2 h de operación, los aireadores del proceso suplen con 134 kg O2/día, en el futuro, la
planta operando a su capacidad máxima requerirá 5,4 horas de operación.
APENDICE B
Tablas con las concentraciones en el afluente y efluente
Tabla B.1. Concentraciones de los parámetros medidos en el afluente
Fecha COD (mg/l) BOD (mg/l) NH4-N (mg/l) TN (mg/l)
3/3/2010 592 176 39,7 62,6
3/8/2010 599 261
72 3/10/2010
3/11/2010
49,6 76
3/12/2010
28,5 56
3/13/2010
27,7 60
3/15/2010
54 76,5
3/16/2010
45,3 59 3/19/2010
48,96 66
3/22/2010
46,44 60
3/23/2010 590 297 62,4 68,7
3/24/2010
54,9 62,1
3/25/2010
46,08 55
3/26/2010
3/29/2010 511 190 53,34 63,6 4/6/2010 476
54 70
4/26/2010
51,5 63,5
4/27/2010
4/28/2010 710 310 54 68,5 4/29/2010
4/30/2010
40,7 58
5/1/2010
5/3/2010 674
24,9 62,5
5/4/2010 518
40,1 5/5/2010 649
24,2 60
5/6/2010 226
47,2 5/7/2010 433
18,1 48,65
105
Tabla B.2. Concentraciones de los parámetros medidos en el efluente
Fecha COD (mg/l)
TSS (mg/l)
NH4-N (mg/l)
TN (mg/l)
TP (mg/l)
3/3/2010 25,6 4,1
3/8/2010
2,8
3/10/2010 75,1
3/11/2010 64,4
7,3 73,5
3/12/2010 56,6
6,08 67,6
3/13/2010 49,6
5,93 70,4
3/15/2010 66,4
5.8 70,4 10,4
3/16/2010
8,03 52,5 9,7 3/19/2010
3,75 45,84
3/22/2010
0,786 24,82
3/23/2010
1,06 22 6,9
3/24/2010 27
0,79 20,3 7,24 3/25/2010
0,744 18,3 6,78
3/26/2010 3/29/2010 29 3,7 0,636 10,68 6,38
4/6/2010 18 2,6 4/26/2010
0,055 10,48 2,095
4/27/2010 32,3
4/28/2010 35.2
0,136 9,05 2,375 4/29/2010 38
14,8
4/30/2010 37,4
0,375 13,6 2,585
5/1/2010
5/3/2010 28,5
0,205 13,4 2,215 5/4/2010 30,6
13,6 2,06
5/5/2010 24,6 0,5 0,314 10,9 1,59 5/6/2010 22,7
10,2 0,672
5/7/2010 25,9
0,204 11,3 0,715
APENDICE C Mediciones analíticas: Ampollas Dr. Lange
Amonio, nitrato, nitrito, nitrógeno total, fosforo y COD fueron medidos usando determinaciones
colorimétricas Dr. Lange cuvettes (Dr. Bruno Lange GmbH & Co. KG, Germany)
Afluente-amonio: LCK 303 2 - 47 mg/L NH4-N / 0,02 – 2,50 mg/L NH4
Efluente-amonio: LCK 304 0,015 – 2,0 mg/L NH4-N / 0.02 – 2,50 mg/L NH4
Principio: Los iones de amonio reaccionan a un pH 12.6 con iones de hipocloruro y con iones de
salicilato en presencia de sodio nitroprusiato como catalizador para formar indofenol color azul
Nitrato en el afluente y efluente: LCK 339 0,23 – 13,50 mg/L NO3-N / 1- 60 mg/L NO3
Principio: Los iones de nitrato en soluciones que contengan ácidos sulfúrico y fosfórico
reaccionan con 2,6-dimetilfenol para formar 4-nitro-2,6-dimetilfenol
Nitrito en el afluente y efluente: LCK 341 0,015 – 0,6 mg/L NO2-N / 0,05 – 2,0 mg/L
NO2
Principio: Los nitritos reaccionan con aminas aromáticas primarias en solución ácida para formar
sales de diazonio. La combinación con compuestos aromáticos que contienen un grupo amino o
un grupo hidroxilo que forman colorantes azoicos intensos.
Concentración de nitrógeno total en el afluente y efluente: 1 – 16 mg/L
Principio: Nitrógeno inorgánico y orgánico es oxidado a nitrato por medio de la digestión con
peroxodisulfato. Los iones de nitrato reaccionan con 2,6-dimetilfenol en una solución de ácido
sulfúrico y fosfórico para formar un nitrofenol.
Fósforo total en el afluente y efluente: 0,05 – 1,50 mg/L PO4-P / 0,15 – 4,50 mg/L PO4
107
Principio: Los iones de fosfato reaccionan con iones de amonio y antimonio en un medio ácido
para formar un complejo de antimonio fosfomolibdato, el cual es reducido por el acido ascórbico
a fosfomolibdato azul.
COD en el afluente y efluente: LCK 414 5 – 60 mg/L, LCK 114 150 – 1000 mg/L
Principio LCK 414: Sustancia oxidables reaccionan con ácido sulfúrico y una solución de
dicromato de potasio en presencia de sulfato de plata como catalizador. El cloruro es
enmascarado por el sulfato de mercurio. La reducción de la coloración de Cr+6 es evaluada.
Principio LCK 114: Sustancia oxidables reaccionan con ácido sulfúrico y una solución de
dicromato de potasio en presencia de sulfato de plata como catalizador. El cloruro es
enmascarado por el sulfato de mercurio. La reducción de la coloración verde del Cr3+ es
evaluada.
APENDICE D Protocolos para la medición de la Nitrificación y Denitrificación
Procedimiento para medir la tasa de Nitrificación
Reactivos requeridos:
Reactivo № 1: Solución de sulfato de amonio y una solución de fosfato de potasio
Para cada 100 mL del reactivo:
o 0,472 g (NH4)2SO4
o 0,283 g K2HPO4
1. 10 tubos de ensayo fueron marcados para 0, 1, 15, 30, 45, 60, 75, 90, 105 y 120 minutos.
2. Los embudos pequeños de plásticos de colocaron sobre cada tubo de ensayo rodeados por
un papel de filtro general Munktell
3. Se toma 400 mL de biomasa y se airea durante 45 min con agitando usando un agitador
magnético. Después de los 45 min, el tiempo se registra como 0 min.
4. Al minuto 0 se toma una muestra y se controla el pH y la temperatura.
Tiempo: 0 min
5. Inmediatamente 4 ml del reactivo se añade a la muestra de biomasa.
6. Transcurrido 1 min, se toma otra muestra y se vuelve a controlar el pH y la temperatura.
Tiempo: 1 min
7. Luego cada 15 min se toma una muestra de la biomasa hasta completar los 120 min. En el
punto final se debe registrar el pH y la temperatura.
pH: T (˚C): DO:
pH: T (˚C):
109
Figura D.1 Montaje para la medición de la tasa de nitrificación
Procedimiento de la tasa de Denitrificación
Reactivos requeridos:
Reactivo № 1: Solución de sulfato de amonio y fosfato de sodio
Reactivo № 2: Solución de nitrato de potasio
Reactivo № 3: Solución de acetato de sodio
1. Once tubos de ensayos se deberán marcar con 0, 10, 20, 30, 31, 45, 60, 75, 90, 105 y 120
min.
2. Los embudos pequeños de plástico se colocan sobre cada tubo de ensayo rodeados con un
papel filtro general Munktell
3. Una muestra de 400 mL de biomasa es colocada es una fiola de 500 mL y es aireada
durante 30 min junto con agitación usando un agitador magnético. Durante este tiempo de
aireación se debe añadir 4 ml del reactivo № 1.
4. Después de que la aireación es completada se mantiene la agitación durante una hora
abierta a la atmosfera.
5. En el minuto 0 se agrega 2,4 ml del reactivo № 2. Se espera 1 min adicional y se toma una
muestra y se mide el pH y la temperatura. Luego se debe introducir una atmósfera de
pH: T (˚C):
110
nitrógeno, o en su defecto la fiola debe ser sellada usando papel parafinado de forma de
evitar la presencia de oxígeno
Tiempo: 1 min
6. Se toma una muestra a los 10, 20 y 30 minutos.
7. Inmediatamente de tomado la muestra al minuto 30 se añade 4 mL del reactivo № 3
(Fuente de carbono: acetato), y el pH y la temperatura deben ser controladas.
Tiempo: 30 min
8. Transcurrido 1 min después de haber sido agregado el reactivo № 3, se toma otra muestra
de la biomasa.
9. Luego cada 15 min se toma una nueva muestra hasta que sean completados los 120 min.
En el último punto (120 min) se mide nuevamente el pH y la temperatura.
Tiempo: 120 min
pH: T (˚C):
pH: T (˚C):
APENDICE E Protocolo para la Evaluación Bacteriológica
Para la evaluación de la habilidad de retención de las membranas, se midieron tres tipos distintos
de indicadores bacteriológicos en el influente, efluente y en el permeado. E.coli, Coliformes
totales y bacterias viables totales fueron los indicadores seleccionados para la evaluación
microbiológica en un sistema usando MBR.
1. Para medir E. coli y coliformes totales se utilizó Compact Dry EC medium y Coliform
Compact Dry método listo para usar desarrollado por HyServe GnbH & Co. KG.
2. Para medir los microorganismos vivos totales presentes en la muestra se utilizó Compact
Dry TC (Total Count).
3. Para la evaluación microbiológica en el afluente se requirió hacer diluciones con agua
destilada. Para la E. coli y los coliformes totales la muestra fue diluida en un factor de
800. Para medir todas las bacterias vivas la muestra se diluyó en un factor 1000. En el
permeado y el efluente no fue necesario una dilución.
4. La muestra de permeado y del efluente fueron tomadas cuando la filtración estaba siendo
registrada por el software central. Los puntos donde fueron tomados el permeado y el
efluente fueron previamente desinfectadas usando alcohol comercial.
5. El área del laboratorio donde se realizaron los análisis bacteriológicos fue previamente
limpiada y desinfectada.
6. Se siguió el instructivo de uso para Compact Dry EC medium y para TC medium.
7. Después de que se cumpla el tiempo de incubación requerido para cada medio, se realizó
un conteo del número de puntos en cada cuadrícula. Cada punto representa una CFU.
8. La interpretación de los resultados se realizó de acuerdo a los colores en la cuadrícula.
112
Figura E.1. Cápsulas de Petri para la incubación de coliformes totales y Escherichia coli
APENDICE F PROCEDIMIENTO DE KEMIRA: Determinación del porcentaje de materia seca
en lodos después de filtración y compresión.
114
APENDICE H Imágenes de la Planta de Tratamiento de Bassussarry
Figura H.1. Vista lateral de la planta de tratamiento en Bassussarry
Figura H.2. Instalación de los módulos de Alfa Laval MFM300
116
Figura H.3. Módulos Alfa Laval tipo MFM300
Figura H.4. Espuma blanquecina en el efluente
117
Figura H.5. Espuma en los compartimientos de las membranas
Figura H.6. Bombas de redistribución interna de agua
118
Figura H.7. Centrifugador Alfa Laval
![UNIVERSIDAD SIMÓN BOLÍVAR Decanato de …159.90.80.55/tesis/000134892.pdf · Diseño multi-motor de un aerodeslizador [4] ... Ventilador centrífugo en el SR-N6 ... Esquema de aplicación](https://img.pdfslide.net/doc/110x75/5bbd4f5609d3f20f778ce4f9/universidad-simon-bolivar-decanato-de-159908055tesis-diseno-multi-motor.jpg)
