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TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS CON UN
BIORREACTOR DE MEMBRANA INMERSA.
LAURA MARCELA VARGAS LÓPEZ
UNIVERSIDAD DE LOS ANDES FACULTAD DE INGENIERÍA
DEPARTAMENTO DE INGENIERÍA CIVIL Y AMBIENTAL BOGOTÁ D.C.
2008
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS CON UN
BIORREACTOR DE MEMBRANA INMERSA.
LAURA MARCELA VARGAS LÓPEZ
Tesis para optar al título de Magíster en Ingeniería Civil
Asesor MANUEL S. RODRÍGUEZ SUSA
UNIVERSIDAD DE LOS ANDES FACULTAD DE INGENIERÍA
DEPARTAMENTO DE INGENIERÍA CIVIL Y AMBIENTAL BOGOTÁ D.C.
2008
Con mucho amor a mis padres, Felipe y Sol,
y a mi hermana, Rocío.
AGRADECIMIENTOS
La autora expresa sus agradecimientos al Profesor Manuel S. Rodríguez por su
inmenso apoyo y motivación a lo largo del desarrollo de la investigación. De igual
forma agradece la financiación de la investigación a la Gerencia de Tecnología de
la Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá, y el apoyo incondicional del
equipo técnico de la PTAR El Salitre.
TABLA DE CONTENIDO
1 INTRODUCCIÓN.................................................................................................1
1.1 Objetivos................................................................................................................4
1.2 Teoría biorreactor de membrana.......................................................................4
1.2.1 Clases de biorreactores de membrana............................................................4
1.2.2 Proceso Biológico................................................................................................6
1.2.3 Membrana.............................................................................................................7
1.2.4 Ventajas y desventajas del biorreactor de membrana.................................11
1.2.5 Consideraciones para el diseño de un biorreactor aerobio de membrana
inmersa................................................................................................................14
1.2.6 Experiencias alrededor del mundo..................................................................26
2 MATERIALES Y MÉTODOS ............................................................................28
2.1 Lugar del estudio................................................................................................28
2.1.1 Cuenca de río Juan Amarillo............................................................................28
2.1.2 Afluente PTAR El Salitre...................................................................................29
2.1.3 Tratamiento de aguas residuales existente en la PTAR Salitre .................30
2.2 Parte Experimental ............................................................................................30
2.3 Montaje a escala laboratorio............................................................................34
2.4 Biorreactor de membrana inmersa de microfiltración..................................35
2.5 Proceso de Filtración.........................................................................................37
2.6 Protocolo de limpieza de la membrana..........................................................38
2.7 Análisis de muestras .........................................................................................39
2.8 Cálculo de los parámetros de operación del biorreactor de membrana
inmersa................................................................................................................40
2.8.1 Tiempo de Retención Celular (θ).....................................................................40
2.8.2 Tiempo de Retención Hidráulico (TRH).........................................................41
2.8.3 Carga Orgánica Volumétrica (COV) ...............................................................41
2.8.4 Tasa de alimento con respecto a microorganismos (F/M) ..........................41
2.8.5 Flux (J) .................................................................................................................42
2.8.6 Permeabilidad Hidráulica (Lp) ..........................................................................42
2.8.7 Diferencia de Presión transmembrana (PTM)...............................................43
2.8.8 Eficiencia de remoción (E)................................................................................43
2.9 Diseño Experimental .........................................................................................43
3 RESULTADOS Y DISCUSIÓN ........................................................................45
3.1 Caracterización del Afluente............................................................................45
3.2 Condiciones de operación................................................................................49
3.3 Comportamiento Hidráulico..............................................................................55
3.4 Calidad del agua residual tratada....................................................................68
3.4.1 Remociones de DBO5 y DQO..........................................................................68
3.4.2 Remociones de SST y SSV .............................................................................71
3.4.3 Remoción de Nutrientes ...................................................................................73
3.5 Capacidad de desinfección..............................................................................81
3.6 Lodo residual ......................................................................................................85
3.6.1 Fósforo y Nitrógeno...........................................................................................85
3.6.2 Coliformes Totales y E. coli ..............................................................................86
4 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ................................................87
BIBLIOGRAFÍA...................................................................................................................91
LISTA DE FIGURAS Figura 1. Configuraciones del BRM: a. BRM Inmerso y b. BRM externo...................6
Figura 2. Diagrama Proceso de Lodos Activados Convencional.................................7
Figura 3. Clasificación de las membranas según el tamaño del poro y las partículas
capaces de retener............................................................................................8
Figura 4. a. Módulo de Membrana de fibra hueca en cartuchos de presión
b. Modulo espiral c. Modulo tubular..............................................................10
Figura 5. Parte activa del lodo activado dependiente de la carga de lodo
(parámetros: SSo/DBO5 y temperatura).......................................................19
Figura 6. Ubicación PTAR Salitre. Fuente: Adaptado de la EAAB. ...........................28
Figura 7. Pruebas hidráulicas del sistema.....................................................................31
Figura 8. Diagrama pretratamiento PTAR Salitre. Ubicación BRM a escala
piloto. Fuente: Planos PTAR El Salitre, EAAB. ..........................................34
Figura 9. Fotografía del sistema de alimentación proveniente del cribado
fino de la PTAR Salitre. ...................................................................................35
Figura 10. Configuración del BRM..................................................................................36
Figura 11. Fotografía del lavado con químicos de la membrana (izquierda).
Membrana después del proceso de lavado (derecha). ...........................39
Figura 12. Rata de carga orgánica volumétrica aplicada al sistema de
tratamiento......................................................................................................47
Figura 13. Relación DQO/DBO en el afluente...............................................................48
Figura 14. Relación SST/SSV en el afluente.................................................................48
Figura 15. Desarrollo de la concentración de SSLM y SSVLM en el reactor. .........54
Figura 16. Estratificación de las concentraciones del SSLM al interior del
reactor..............................................................................................................55
Figura 17. Variaciones de caudal a lo largo de la investigación................................56
Figura 18. Gráfica Presión vs. Flux.................................................................................56
Figura 19. Presiones Transmembrana reportadas durante el experimento.............58
Figura 20. Registro de valores de presión entre el día 77 y el día 83.......................62
Figura 21. Registro de valores de presión entre el día 133 y el día 137..................62
Figura 22. Comportamiento de la presión de la membrana y flux asociado............63
Figura 23. Relación entre la presión transmembrana y la permeabilidad................65
Figura 24. Permeabilidad y TRH durante el experimento...........................................65
Figura 25. Relación entre el TRH y la permeabilidad de la membrana....................66
Figura 26. Comportamiento de la Permeabilidad con respecto a la
concentración de SSLM en el reactor.........................................................67
Figura 27. Relación entre la permeabilidad y parámetros del tratamiento
biológico...........................................................................................................68
Figura 28. Eficiencia del proceso en términos de DBO5 y remociones
alcanzadas......................................................................................................69
Figura 29. Eficiencia del proceso en términos de DQO y remociones
alcanzadas......................................................................................................70
Figura 30. Agua cruda y agua tratada por el BRM.......................................................72
Figura 31. Eficiencia del proceso en términos de SST y remociones
alcanzadas.......................................................................................................72
Figura 32. Eficiencia del proceso en términos de SSV y remociones
alcanzadas......................................................................................................73
Figura 33. Eficiencia del proceso en términos de NKT y remociones
alcanzadas......................................................................................................74
Figura 34. Eficiencia del proceso de nitrificación y remociones de amonio
alcanzadas......................................................................................................76
Figura 35. Eficiencia del proceso de nitrificación y producción de nitratos
alcanzada........................................................................................................77
Figura 36. Eficiencia del proceso en términos de P Total y remociones
alcanzadas......................................................................................................78
Figura 37. Relación entre la remoción de fósforo y el comportamiento del pH.......80
Figura 38. Relación entre la remoción de fósforo y las concentraciones
de SSLM en el reactor....................................................................................80
Figura 39. Eficiencia del proceso de desinfección.
Indicador: Coliformes Totales......................................................................82
Figura 40. Eficiencia del proceso de desinfección. Indicador: E. coli. ......................83
LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Universidades investigadoras y Compañías comercializadoras de
este tipo de tecnología.......................................................................................11
Tabla 2. Lista de Flux operados según la literatura.....................................................21
Tabla 3. Eficiencias de remoción y calidades del efluente para un BRM.................26
Tabla 4. Tratamientos de aguas residuales municipales con BRM en
Europa a grande y mediana escala................................................................26
Tabla 5. Características del agua residual afluente de la PTAR El Salitre. .............29
Tabla 6. Número de muestras analizadas en cada fase.............................................33
Tabla 7. Métodos de análisis de muestras de agua.....................................................40
Tabla 8. Métodos de análisis de muestras de las purgas de lodo realizadas
del fondo del reactor..........................................................................................40
Tabla 9. Características del afluente del BRM a escala laboratorio..........................45
Tabla 10. Carga Orgánica Volumétrica calculada para cada fase............................46
Tabla 11. Condiciones de operación que gobernaron el comportamiento
hidráulico del sistema......................................................................................51
Tabla 12. Parámetros monitoreados in situ...................................................................52
Tabla 13. Determinación del Flux y la Permeabilidad después del
lavado químico..................................................................................................57
Tabla 14. Presiones al inicio y final de cada fase.........................................................61
Tabla 15. Fracciones totales y solubles para la DBO y DQO, en el afluente,
efluente y al interior del sistema....................................................................71
Tabla 16. Fracciones totales y solubles para el Nitrógeno, en el afluente,
efluente y al interior del sistema....................................................................75
Tabla 17. Fracciones totales y solubles para el Fósforo, en el afluente,
efluente y al interior del sistema....................................................................80
1
1 INTRODUCCIÓN
La fuerte demanda del recurso del agua y por tanto la necesidad de la reutilización
del mismo han hecho la legislación cada día más exigente. Aunque en nuestro
país la legislación es aún muy ambigua y los límites de vertimientos no son tan
exigentes a corto plazo comparados con la legislación aplicada en otros países, es
indispensable pensar en alcanzar las eficiencias requeridas no solo para el reuso
del recurso sino para la recuperación de los cuerpos de agua que se encuentran
fuertemente afectados por las descargas directas realizadas dada la carencia de
políticas publicas reales y serias, así como la escasez de los recursos económicos
asignados para la construcción de sistemas de alcantarillado y de plantas de
tratamiento de aguas residuales.
Actualmente la Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá (EAAB)
adelanta el programa de Saneamiento del Río Bogotá con el principal objetivo de
encontrar la solución técnica, ambiental, social y económicamente más viable que
recupere la calidad del río. El programa se ha desarrollado en busca de la
recuperación ecológica a largo plazo de la cuenca del río Bogotá para los usos
finales deseados del recurso, tales como uso agrícola restringido, recreación, y
mejoramiento del aspecto físico del cuerpo de agua (EAAB, 2005).
El Programa de Saneamiento del Río Bogotá está dirigido a la cuenca media, en
donde hasta hoy un caudal de 4m3/s de las aguas servidas de la cuenca del
Salitre y Torca son tratadas por la PTAR Salitre, el resto es vertido directamente al
río. De igual manera las cuencas de los ríos Fucha y Tunjuelo (donde son vertidas
aguas residuales domésticas e industriales sin tratar) vierten sus aguas al río sin
previo tratamiento. Por tanto el programa de saneamiento de la cuenca media en
su búsqueda por una solución integral ha planteado diferentes obras que a largo
plazo se espera mejoren las condiciones de calidad que actualmente presenta el
río Bogotá.
2
Tras varios estudios y el análisis de diferentes alternativas, el esquema adoptado
contempla dos plantas de tratamiento de aguas residuales, una en Salitre (ya en
operación hasta tratamiento primario) y la otra en Canoas, además de la
construcción de interceptores que conduzcan las aguas a las PTAR. A partir de lo
anterior, se han proyectado diferentes obras para complementar el programa
(EAAB, 2005) entre ellas la ampliación a 8 m3/s y la construcción de un
tratamiento secundario en la PTAR Salitre, que trate la totalidad de las aguas
residuales aportadas por la cuenca del Salitre y mejore la calidad del efluente.
Nuevas tecnologías son evaluadas, día a día, en busca de las mejores eficiencias
para el tratamiento de aguas residuales domésticas, esto causado por la
necesidad de recuperación de las fuentes de agua y la fuerte demanda de
efluentes reutilizables. Con el objetivo de mejorar la calidad del efluente, existen
diferentes tratamientos complementarios, sin embargo la elección de un sistema
de tratamiento depende de diferentes variables que deben ser estudiadas
previamente a su implementación.
El uso de lodos activados (LA) como tratamiento biológico secundario, para
plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas, ha tenido una gran
aceptación y es la tecnología más utilizada para este tipo de tratamiento por su
fácil operación y capacidad flexible (Günder, 2001). A pesar de las buenas
remociones que este tipo de tratamiento puede llegar a alcanzar, de materia
orgánica, sólidos suspendidos, nitrógeno, y en algunos casos fósforo, las
exigencias son mayores en cuanto a la reutilización del efluente, pues es
necesaria la remoción de otros tipo de sustancia contaminantes (DSE1) y
principalmente de microorganismos patógenos. Es por eso que este tipo de
tecnología (LA) es generalmente acompañada de un tratamiento terciario con el fin
de alcanzar mayores remociones.
Por otra parte las membranas con distintas características son utilizadas para la
1 Disruptores del Sistema Endocrino.
3
separación de sustancias de diferente composición; aquellas sustancias que no
logran permear a través de la membrana son retenidas por la superficie (Günder,
2001). Este tipo de tecnología ha crecido, en los últimos años, en la purificación de
agua y se debe a la creciente demanda de agua limpia entre industrias y
poblaciones en general, y a la reducción en los precios de esta tecnología. Dentro
de las membranas más utilizadas para la purificación de aguas están la osmosis
inversa, ultrafiltración y microfiltración (Filtration Industry Analyst, 2006).
De la integración de los dos tratamientos mencionados anteriormente nace una
nueva tecnología, hoy conocida como Biorreactor de Membrana (BRM), que
promete excelentes resultados para las nuevas exigencias y requerimientos en el
tratamiento de aguas residuales tanto industriales como municipales. Esta
tecnología principalmente reemplaza la clarificación final, por una membrana de
filtración que permite separar el efluente de los lodos activados, mejorando la
calidad de este.
La aplicación de este tipo de tecnología en tratamiento de aguas residuales
municipales a gran escala ha tenido un fuerte auge los últimos años y ya existen
instalados pequeños sistemas de tratamiento descentralizados, debido a la
experiencia demostrada en plantas a escala pequeña o piloto y el rápido
decrecimiento de costo de las membranas, entre otros (Melin et al, 2005).
Esta tecnología se impone actualmente para tratamiento de aguas residuales
domésticas a mediana y gran escala en Europa, y resulta una buena alternativa
por estudiar para un afluente doméstico con las características de la PTAR Salitre.
Lo anterior con el objetivo de analizar una nueva tecnología con miras a la
implementación a pequeña escala para aguas residuales con características
similares, buscando la reutilización del efluente tratado.
4
1.1 Objetivos
El proyecto de investigación que se expone tiene como objetivo principal estudiar
la aplicación de una nueva tecnología para el tratamiento de aguas residuales
domésticas de Bogotá, a nivel de tratamiento secundario.
• Estudiar la eficiencia, en terminos de calidad de agua tratada, de un
biorreactor de membrana a escala laboratorio, para un afluente doméstico
como el de la PTAR Salitre.
• Determinar los parámetros característicos de este tipo de sistema.
• Analizar las ventajas y desventajas de este tipo de tratamiento para un
agua residual doméstica con las características propias del afluente a la
PTAR Salitre.
• Determinar la eficiencia de remoción teniendo en cuenta parámetros como
DBO, DQO, SST, SSV, Nitrógeno, Fósforo y Coliformes totales.
• Determinar las concentraciones presentes en el lodo producido durante el
tratamiento, de aquellos parámetros principales medidos en el agua.
1.2 Teoría biorreactor de membrana
1.2.1 Clases de biorreactores de membrana
Los reactores biológicos integrados con tecnología de membrana para el
tratamiento de aguas residuales se han desarrollado principalmente en la
configuración de tres tipos de biorreactores de membrana (BRM) (Stephenson et
al, 2000):
Aquellos que pueden ser usados para separación y retención de sólidos; para
transferencia de masa de gases, usualmente oxígeno para procesos aerobios
(BRMA2); y para el control de transferencia de nutrientes en un biorreactor o la
2 BRMA, Bioreactor de membrana de aireación. MABR, Membrane aerati on bioreac tor.
5
extracción de contaminantes de las aguas residuales que no puedan ser tratados
por un proceso biológico convencional (BRME3) (Stephenson et al, 2000).
Las membranas en conjunto con los procesos biológicos han sido comúnmente
más usadas en reemplazo de la sedimentación, para la separación de la biomasa.
El presente documento está enfocado a los biorreactores de membrana para
separación y retención de sólidos. En este tipo de sistemas de biorreactor de
membrana, el proceso no necesita de un clarificador posterior y muchas veces
según las necesidades y las exigencias no es necesario un tratamiento terciario.
Para este tipo de reactor existen dos configuraciones.
1.2.1.1 Biorreactor de membrana inmersa
Consta del tanque de lodos activados con la membrana de filtración inmersa o
sumergida. El flujo es producido por las burbujas ascendentes generadas por un
soplador, capaz de producir el flujo tangencial a la membrana, proveer el oxígeno
requerido para el proceso, y además producir una mezcla completa en el tanque.
La diferencia de presión necesaria para permitir el permeado a través de la
membrana puede resultar de la cabeza hidráulica arriba de la membrana o de la
succión generada mediante una bomba. En la práctica es común colocar la
membrana sumergida en un tanque de lodos activados separado, llamado tanque
de filtración (Günder, 2001). Para aguas residuales municipales este tipo de
reactor es el más aplicado (Melin et al, 2006).
1.2.1.2 Biorreactor de membrana externa
Existen los reactores de circulación externa o lodos activados con membrana de
filtración externa, donde la membrana se encuentra en su módulo correspondiente
fuera del reactor de lodos activados. El tanque de lodos activados es aireado
proporcionando el oxígeno requerido para el proceso y garantizando la mezcla
completa.
3 BRME, Bioreactor de membrana de extracción. EMBR, Extrac tive membrane bioreactor.
6
El flujo en el sistema es generado por una bomba que al mismo tiempo crea la
diferencia de presión para el proceso de filtración a través de la membrana y lleva
fuera el efluente permeado; el lodo activado concentrado es retornado al tanque
de lodos activados. Este tipo de reactor tiende a operar a mayores velocidades
transversales, presiones transmembrana y ratas de flujo permeado comparado
con el biorreactor de membrana inmersa (Stephenson et al, 2000).
Figura 1. Configuraciones del BRM: a. BRM Inmerso y b. BRM externo
Fuente: modificado Melin y colaboradores (2006).
1.2.2 Proceso Biológico
Dentro de los tratamientos más utilizados y con más experiencia en el tratamiento
de aguas residuales están los procesos biológicos, dentro de los cuales esta el
tratamiento con lodo activado. El tratamiento con lodo activado consiste en un
proceso biológico aerobio de crecimiento suspendido utilizado para el tratamiento
de aguas residuales industriales y municipales (Metcalf and Eddy, 2003), el cual
fue experimentado en el pasado después de conocer que los efectos mostrados
por la aireación discontinua no solo eran atribuidos a la oxidación de la materia
orgánica sino también al resultado de la interacción entre los contaminantes y los
microorganismos presentes en el agua (Günder, 2001). Los microorganismos
utilizan como sustrato la materia orgánica presente en el agua residual y la
transforman en energía y material celular, generando como resultado del
7
tratamiento, dióxido de carbono, material inerte y agua (Stephenson et al, 2000)
(Henze, 2000). Una vez realizado el tratamiento por el sistema se hace necesario
separar el lodo activado del agua tratada, lo cual en un sistema convencional se
realiza mediante un sedimentador posterior, donde el lodo sedimentado es
retornado al reactor con el fin de mantener la concentración necesaria de lodo
activado. La Figura 2 ilustra el proceso de lodos activados convencional.
Figura 2. Diagrama Proceso de Lodos Activados Convencional
El diseño de un proceso de lodos activados esta gobernado por la selección del
tipo de reactor, las relaciones cinéticas correspondientes, el tiempo de retención
de lodo, la carga, la producción de lodo, los requerimientos y la transferencia de
oxígeno, el requerimiento de nutrientes, y las características del efluente (Metcalf
and Eddy, 2003).
Existen diferentes configuraciones del sistema de lodos activados que
principalmente buscan la remoción adicional de nutrientes, como el fósforo y el
nitrógeno, este ultimo mediante la nitrificación y la denitrificación.
1.2.3 Membrana
La membrana es conocida como una estructura hecha de un material específico
que permite el paso de determinadas sustancias en solución al tiempo que retiene
8
otras, como se muestra en la Figura 3. La filtración con membrana busca
principalmente la separación de partículas y material coloidal de un líquido y el
rango de tamaño de partícula es tan amplio (0.0001 a 1µm) que incluye la
retención de material disuelto (Metcalf y Eddy, 2003).
Desde el punto de vista físico, las membranas han sido identificadas por el tamaño
de sus poros en microfiltración, ultrafiltración, nanofiltración y osmosis inversa,
como se muestra en la Figura 3. De igual manera los poros han sido identificados
como macroporos aquellos mayores a 50 nm, mesoporos aquellos entre 2 y 50
nm, y microporos los menores a 2nm (Metcalf y Eddy, 2003). Las membranas
compuestas por este último tipo de poro son conocidas como densas (Günder,
2001) (Metcalf y Eddy, 2003). Este tipo de membranas utilizan la presión hidráulica
para inducir la separación deseada (Günder, 2001) (Metcalf y Eddy, 2003).
Figura 3. Clasificación de las membranas según el tamaño del poro y las partículas capaces de
retener. Fuente: modificado de http://www.kochme mbrane.com/ps_exmem.html
Los materiales de los que se componen las membranas pueden ser orgánicos
(polímeros) o inorgánicos (material cerámico o metálico) (Stephenson et al, 2000).
Cada uno de los materiales tiene propiedades diferentes como la carga de la
9
superficie, el grado de hidrofobicidad, la tolerancia a pH y oxidantes, la resistencia
y la flexibilidad, entre otros (USEPA, 2003). Dentro de los polímeros utilizados
para tal fin están el acetato de celulosa, la polisulfona, el polietersulfona, la
poliamida, el polietileno, el polipropileno. Los materiales cerámicos están hechos
generalmente de óxidos de aluminio y son mecánicamente más fuertes, tienen por
tanto mayor tolerancia a la temperatura, a pH extremos, y a la presencia de cloro,
pero se encuentran por lo general disponibles únicamente con geometría tubular;
por el contrario los polímeros son más flexibles y se encuentran en varias
configuraciones (Rittman y McCarty, 2001).
Por otra parte, los tipos de construcción de membranas más utilizados son el
simétrico, asimétrico y compuesto. Tal clasificación es realizada por la
homogeneidad o uniformidad existente en la estructura del poro a lo largo del
espesor de la membrana, característica que influencia el comportamiento de la
membrana (Günder, 2001; USEPA, 2003). Las membranas simétricas son
aquellas en la cuales el poro tiene un diámetro homogéneo a lo largo del espesor
de la membrana, las asimétricas son aquellas en las que existe un cambio en la
densidad del material de la membrana a lo largo del espesor de la membrana, y
las compuestas son las que cuentan en la capa superficial con una estructura
diferente a la de la subestructura del poro (Günder, 2001). La estructura de la
superficie de la membrana influencia su selectividad y permeabilidad, y la
estructura al interior establece el comportamiento mecánico (Günder, 2001).
Las membranas son conocidas en diferentes configuraciones para el tratamiento
de aguas residuales, entre ellas los módulos tubulares, de fibra hueca, en espiral,
de tablero plano, y los filtros de cartucho plegados, estos dos últimos utilizados
comúnmente en el tratamiento de aguas residuales industriales. Los módulos
tubulares consisten en una membrana puesta en un tubo de soporte, estos tubos
son entonces puestos al interior del recipiente de presión apropiado (Metcalf y
Eddy, 2003). Los módulos de fibra hueca están compuestos por una cantidad de
fibras huecas, las cuales son ensambladas igualmente en un recipiente de presión
10
(Metcalf y Eddy, 2003). En los módulos de membrana en espiral, un separador de
permeado simple es colocado entre dos láminas de membrana plana (Metcalf y
Eddy, 2003).
a. b.
c.
Figura 4. a. Módulo de Membrana de fibra hueca en cartuchos de presión b. Modulo espiral c. Modulo tubular
Fuente: a, c. http://www.kochmembrane.com/ps_exmem.html, b. http://membrane.ces.utexas.edu/Default.asp?Category=Home&Page=News&Article=WaterWorks
Comúnmente los materiales preferidos para el tratamiento de aguas residuales
con biorreactor de membrana son los polímeros, indiscutiblemente por sus costos,
y la configuración depende primordialmente de si la estructura va en el interior del
reactor o fuera de el (Stephenson et al, 2000).
Las compañías y universidades que se encargan de la comercialización y la
investigación, son muestra de que la tecnología de BRM ya ha sido probada e
implementada. En la Tabla 1 se mencionan algunas de estas.
COMPAÑÍA/UNIVERSIDAD PAIS University of Nevada, Reno United States - Reno, NV Università degli Studi di Trento Italy – Trento University of Verona - Scientific and Technological Italy – Treviso –Verona
11
Department- Istituto di Ricerca Sulle Acque Consiglio Nazionale delle Ricerche Italy – Bari
Delft University of Technology - Sanitary Engieering Netherlands – Delft Norwegian University of Science and Technology Norway – Trondheim Swiss Federal Institute for Environmental Science and Technology
Switzerland - Duebendorf
University of Bath United Kingdom – Bath University of New South Wales Australia – Sydney Millenniumpore Limited United Kingdom - Washington, Tyne & Wear Eflo International Ltd United Kingdom - Penryn Kubota Membrane Europe Ltd. United Kingdom - London Biwater International Ltd United Kingdom - Dorking Expertise Limited United Kingdom - Wirksworth Effective Membrane Solutions Ltd. United Kingdom - Basingstoke Veolia Eau France - Saint Maurice Polymem France – Toulouse Black & Veatch Corporation United States - Kansas City Trussell Technologies, Inc. United States - Pasadena Kennedy/Jenks Con sultants United States - San Francisco, California KOCH Membrane Systems Germany – Aachen ZENON Membrane Solutions Germany – Hilden Aquantis GmbH Germany – Ratingen planaqua GmbH Germany – Bremen Hans Huber AG Germany – Berching ATLAN-tec GmbH Germany - Willich- Münchheide novoflow GmbH, environmentalism and filtration system Germany – Oberndorf
AQUA NOVA GmbH Germany - Stephanskirchen Erftverband Germany - Bergheim / Erft inge AG Germany - Greifenberg SFC Umwelttechnik GmbH Austria – Salzburg Aquafin Belgium – Aartselaar Nalco Europe Netherlands - Oegstgeest Witteveen+Bos Consulting Engineers Netherlands - Deventer Foleypipelines Ireland – Limerick HERA Bologna S.r.l. Italy – Bologna Bioazul Spain - Campanillas, Málaga Kibaran Ternama Sdn. Bhd. Malaysia - Puchong, Selangor Darul Ehsan MESOGEOS S.A. Greece – Athens ARBIOGAZ ENVIRONMENTAL TECHNOLOGIES Turkey – ISTANBUL Office National de l´Assainissement Tunisia – Sfax Tabla 1. Universidades investigadoras y Compañías comercializadoras de este tipo de tecnología.
Fuente: MBR-Network. Website.
1.2.4 Ventajas y desventajas del biorreactor de membrana
El BRM tiene grandes ventajas por las cuales actualmente cuenta con la
aceptación en los esquemas de tratamientos de aguas a nivel mundial. No
obstante, existen desventajas que aún impiden que sea un proceso viable,
12
comparado con aquellos ya implementados y comúnmente usados. A continuación
se exponen cada una de las ventajas y desventajas encontradas en la literatura.
Ventajas
• Mejora en la calidad del efluente (Fan et al, 1997; Melin et al, 2006; Rittman y
McCarty, 2001). Mayor remoción de sustancias disruptoras del sistema
endocrino comparado con los tratamientos secundarios convencionales (Melin
et al, 2006).
• Bajos requerimientos de área (Fan et al, 1997; Melin et al, 2006; Stephenson et
al, 2000). Los volúmenes requeridos para la implementación de este tipo de
tecnología son menores, debido a las altas concentraciones y ratas de carga
de sólidos suspendidos de licor mezclado (Melin et al, 2006; Rittman y
McCarty, 2001). Además, debido a que el tratamiento es realizado en una sola
etapa en lugar de una etapa para cada proceso: sedimentación primaria,
tratamiento biológico, sedimentación secundaria, y la posibilidad de un
tratamiento terciario desinfección (Gander et al, 2000).
• Remoción completa de sólidos en el efluente como resultado de la filtración
con membrana (Rittman y McCarty, 2001; Stephenson et al, 2000). En un
clarificador convencional únicamente la fracción de lodo activado que forma
flocs y sedimenta puede ser retenida. Como resultado, la separación del lodo
activado del agua residual tratada es independiente de las cualidades de
sedimentación del lodo activado y sólo depende de la membrana de
separación.
• Altas edades de lodo (Côté et al, 1997). Completo control del tiempo de
residencia del lodo (Fan et al, 1997; Rittman y McCarty, 2001).
• Remoción de DQO, sólidos y nutrientes en una sola unidad de tratamiento
(Melin et al, 2006).
• Desinfección en el efluente (Stephenson et al, 2000). Altas ratas de remoción
de coliformes totales, coliformes fecales y bacterias, debido a la retención por
la membrana y a la adsorción por el lodo activado.
13
• Menor sensibilidad a choques de cargas contaminantes (Günder, 2001; Melin
et al, 2006), debido a que la sedimentabilidad de los lodos ya no es un
problema por la separación mediante filtración, la turbulencia generada en el
tanque para mejorar el suministro de oxígeno y la mezcla completa, permiten
las altas cargas y en consecuencia reducen considerablemente el volumen de
los reactores.
• De baja a cero producción de lodos (Gander et al, 2000; Melin et al, 2006;
Stephenson et al, 2000), resultado de un sistema operado a altas edades de
lodo y bajas relaciones F/M (Durante et al, 2006).
• Disminución del tiempo de arranque del sistema biológico en comparación con
otros tratamientos biológicos (Stephenson et al, 2000).
• Eliminación del sedimentador primario y secundario (Côté et al, 1997).
• Sistema modular que permite la readecuación (Stephenson et al, 2000).
• Presión de succión menor y el consumo de energía para las bombas de
recirculación no es necesario con respecto a un BRM externa (Hasar et al,
2001; Gander et al, 2000).
Desventajas
• Las altas concentraciones de biomasa que son una ventaja del proceso
conducen a limitaciones de aireación. Esto debido a que la mayoría del aire
proporcionado es para el mantenimiento de las células, en lugar de ser para la
degradación aerobia, por tanto esto se ve reflejado en una menor eficiencia en
la transferencia de oxígeno causada por las altas concentraciones de SSLM
(Melin et al, 2006, Stephenson et al, 2000).
• Debido al ensuciamiento de la membrana, nace la necesidad de un frecuente
monitoreo y mantenimiento (Melin et al, 2006, Stephenson et al, 2000).
• Limitaciones por presión, temperatura y pH para alcanzar la tolerancia de la
membrana (Melin et al, 2006).
• Las membranas pueden ser sensibles a algunos químicos (Melin et al, 2006)
14
• Los costos de la membrana son aproximadamente proporcionales al tamaño
de la planta contrario a las plantas convencionales donde muestran una
economía de escala a la baja (Melin et al, 2006, Stephenson et al, 2000).
• No se cuenta con suficientes argumentos para definir la tratabilidad de los
lodos provenientes de este tipo de tratamiento, teniendo en cuenta las
características del proceso.
1.2.5 Consideraciones para el diseño de un biorreactor aerobio de membrana inmersa
1.2.5.1 Ratas de carga orgánica volumétrica
Varios estudios de BRM se encuentran basados en la carga orgánica volumétrica
aplicada al biorreactor, y son orientados en busca de relaciones con la
concentración de la biomasa y las remociones alcanzadas, teniendo en cuenta
que este tipo de sistemas mantienen sus eficiencias ante la presencia de cargas
extremas. Hasar y colaboradores (2001) encontraron en su estudio a escala
laboratorio para diferentes intervalos de aireación, remociones de DQO cerca del
98% para cargas orgánicas volumétricas de 0.6 a 0.8 kgDQO/m3d.
Según Stephenson y colaboradores (2000), teniendo en cuenta casos de
investigaciones a escala laboratorio y piloto, reporta ratas de carga volumétrica en
rangos de entre 1.2 a 3.2 kgDQO/m3d y de 0.05 a 0.66 kgDBO/m3d con eficiencias
de remoción mayores a 90% y 97% respectivamente. Günder (2001), basado en
los resultados obtenidos en cuatro plantas experimentales para tratamiento de
aguas residuales domésticas, alcanzó eficiencias de remoción para biorreactor
con membrana inmersa de 89% a 96% con cargas volumétricas de 1.83
kgDQO/m3d a 4.13 kgDQO/m3d, respectivamente.
El mejoramiento en la remoción de DQO puede ser atribuido a la retención
completa de partículas hecha por la membrana, incluyendo DQO suspendida y
altos pesos moleculares orgánicos, como también a la ausencia de problemas de
15
lavado de biomasa común en lodos activados (Rosenberger et al, 2002). También
es atribuido a la existencia de microorganismos especializados capaces de
remover estos componentes debido a las altas edades de lodo (Côté et al, 1997).
1.2.5.2 Tiempos de Retención Hidráulico (TRH) y Tiempo de Retención
Celular (θ)
Una de las ventajas de este tipo de tratamiento es que la edad de lodos y el
tiempo de retención hidráulica son completamente independientes, permitiendo
mayor flexibilidad a nivel operacional en los demás parámetros (Melin et al, 2005;
Wang et al, 2006). Este hecho permite la operación de los biorreactores a
membrana a bajos tiempos de retención hidráulica y largas edades de lodo sin
presentarse el lavado de biomasa que normalmente ocurre en el proceso de lodos
activados convencional.
En cuanto al TRH este parece no presentar cambios significativos en las
eficiencias de remoción en el rango entre 2 y 24 horas (Stephenson et al, 2000).
Sin embargo, Melin y colaboladores (2006) encuentran, en distintos estudios,
condiciones de operación con tiempos de retención hidráulica entre 1 y 9 horas.
Las largas edades de lodo permiten altas concentraciones de biomasa en el
reactor, lo que se ve reflejado en mejores eficiencias en el tratamiento de aguas
residuales complejas y en la generación de microorganismos de crecimiento lento
con características especiales que se encargan de remover contaminantes poco
biodegradables.
Grelier y colaboradores (2006), en un estudio donde operaron tres plantas piloto
en paralelo a diferentes edades de lodo 8, 15 y 40 d, en una primera fase con un
mismo TRH de 12 h, y una segunda fase donde se mantuvo la concentración del
lodo en 8 g/l, encontraron que la edad de lodo de 8 días generó el ensuciamiento
de la membrana debido a las altas concentraciones de polisacáridos. Dentro de
las pruebas de filtrabilidad realizadas se encontró que a mayor presencia de
polisacáridos menor es el líquido intersticial filtrable. Para la edad de lodo de 40
16
días se observó el mejor comportamiento operativo, la degradación alcanzada fue
mucho más eficiente debido a la disminución en la concentración de polisacáridos,
no obstante largos tiempos de retención de sólidos requieren de volúmenes mas
grandes de reactor y el tratamiento a gran escala deja de ser beneficioso por su
altos costos de implementación. Por tanto la edad de lodos de 15 días podría
llegar a ser la más conveniente, aunque las eficiencias no sean tan altas por el
ligero ensuciamiento de la membrana. De este estudio se concluyó que el proceso
de filtración es determinante en la operación del biorreactor de membrana, en
consecuencia recomiendan una edad de lodos entre 15 y 40 días, teniendo en
cuenta los resultados obtenidos.
Fan y colaboradores (1996) en su estudio alcanzaron remociones de NKT por
encima del 99% para TRH de 7.5 y 15 horas, y para edades de lodo por encima
de 10 días, una disminución en la edad del lodo a 5 días disminuyó la eficiencia
del proceso al 95%.
Hasar y colaboradores (2002) obtuvieron en su estudio remociones de DQO entre
83.3 y 99.3% y fueron observadas los mejores resultados a un tiempo de retención
celular de 50 días, habiendo variado el TRH entre 8 y 24h, y el tiempo de retención
celular entre 30 y 100 días.
1.2.5.3 Remoción de Nutrientes
Dentro de las investigaciones de sistemas de biorreactor de membrana se han
encontrado una gran variedad de configuraciones con el fin de alcanzar la
remoción de nutrientes; no obstante, es claro que el biorreactor de membrana
logra altas remociones de nitrógeno y fósforo en comparación con un sistema de
lodos activados convencional.
La principal razón de las altas remociones de nitrógeno alcanzadas es la retención
completa de microorganismos por la membrana (Fan et al, 1996), lo cual estimula
el crecimiento de microorganismos especializados entre ellos las nitrosomonas y
17
las nitrobacter, encargadas de llevar a cabo el proceso de nitrificación, llevando el
amonio a nitrito y este a nitrato, respectivamente, en presencia de oxígeno. El
nitrógeno puede ser removido únicamente por asimilación entre la biomasa o por
nitrificación-denitrificación (Rosenberger et al, 2002) y adicionalmente por
volatilización y mediante la generación de sales complejas.
Por otra parte, el fósforo puede ser removido mediante asimilación, mecanismo
que se da durante las fases de crecimiento, o mediante adsorción que se lleva a
cabo únicamente cuando el agua residual pasa de una zona aerobia a una
anaeróbica alternadamente (Rosenberger et al, 2002). Una alternativa para
conseguir mejorar la remoción de fósforo es mediante dosificación de coagulantes.
La nitrificación ha sido demostrada en biorreactores a membrana a edades de lodo
de 5 a 72 días y ratas de carga orgánica de 0.05 a 0.66 kgDBO/m3d (Günder,
2001). Grelier y colaboradores (2006) en su estudio alcanzaron remociones de 98
y 99% de nitrificación en la primera fase, con TRH de 12 h y edades de lodo de 8,
15 y 40 d; en la segunda fase la disminución de los TRH influenció la nitrificación,
obteniendo tan sólo una rata de degradación del 14%.
Rosenberger y colaboradores (2002) estudiaron el comportamiento de una planta
piloto compuesta por una zona anóxica para permitir la denitrificación, una zona de
lodo activado para nitrificación y una zona para la filtración aireada. En el arranque
de la planta se observó que el nitrógeno no fue asimilado por el proceso y sólo al
cabo de 10 días la concentración de amonio disminuyó, esto debido a que las
bacterias nitrificantes tienen tiempos de duplicación más largos y necesitan de
mayor tiempo para establecerse y alcanzar las concentraciones suficientes para
nitrificar el amonio. De igual manera se tardaron otros 10 días hasta que el nitrito
fue convertido a nitrato, y posteriormente la nitrificación fue completa. El proceso
de denitrificación fue solo completado después de 100 d y dependía
principalmente de la relación de recirculación (relación entre el caudal de entrada y
el caudal de recirculación a la zona de denitrificación), donde alcanzó una
18
remoción de hasta el 83% del nitrógeno. Dentro de la experiencia se encontró una
remoción del 40% de fósforo, pero el balance de masa mostraba un total eliminado
de cerca del 20% de la biomasa contenida en el reactor y se considera que es
mucho para estar dado únicamente por adsorción, luego el fósforo pudo
precipitarse y sedimentarse en las zonas muertas del reactor.
Dentro de las eficiencias de remoción presentadas por Melin y colaboradores
(2006) para biorreactores de membrana inmersa, el proceso de nitrificación
alcanza eficiencias del 80 al 90% con calidades en efluente menores a 5.6 mg/L
de nitratos, una eficiencia de remoción de nitrógeno total entre 36 y 80% con
efluentes con concentraciones menores de 27mg/l y remociones de fósforo total
que alcanzan eficiencias entre 62 y 97% con dosificación de sales hierro para
conseguir efluentes con calidades desde 0.3 hasta 2.8 mg/l.
1.2.5.4 Biomasa y Lodo
El biorreactor de membrana (BRM) está compuesto por un lodo activado que
difiere del presente en lodos activados convencionales (LA) debido a las bajas
ratas de carga orgánica de lodo a las que son operados este tipo de sistemas, que
permiten el desarrollo de microorganismos heterótrofos y especializados. Este
lodo activado además de estar compuesto por estas bacterias especializadas,
tiene un contenido de material no biodegradable y sólidos volátiles provenientes
del afluente. La presencia de sólidos no biodegradables se presenta en los casos
en donde no existen tratamientos anteriores como la precipitación que permitan la
sedimentación y remoción de este tipo de compuestos.
Gander y colaboradores (2000) realizaron un comparativo entre diferentes
tecnologías y reportaron los siguientes valores: entre 0.0 y 0.3 kg/kgDBO para un
BRM, entre 0.15 y 0.25 para un filtro aireado biológico de medio estructurado,
entre 0.3 y 0.5 kg/kgDBO para filtros percoladores, de 0.6 kg/kgDBO para lodos
activados convencionales, y entre 0.63 y 1.06 para un filtro aireado biológico de
19
medio granular. Demostrando de esta manera una de las grandes ventajas de este
sistema de tratamiento.
Melin y colaboradores (2006) presentan dentro de los parámetros de operación
para un biorreactor de membrana inmersa, datos de relación F/M menores a 0.2
kgDQO/(kgSSLMd) y producción de lodos menores a 0.25 kgSS/kgDQOd. Por otro
lado, Günder (2001) afirma que los efectos de crecimiento de las bacterias pierden
significado a cargas de lodo de menos de 0.05 kgDBO/(kgSSLMd), como se
observa en la Figura 5, donde se presenta que los procesos no biológicos
dominan la formación del lodo activado y por tanto la producción de lodo en caso
de bajas cargas de lodo.
Figura 5. Parte activa del lodo activado dependiente de la carga de lodo (parámetros: SSo/DBO5 y
temperatura). Fuente: Günder (2006)
La baja o nula producción de lodo es debida a que toda la materia orgánica
presente en el afluente es utilizada para la alimentación de las células y no para su
reproducción. Según los estudios reportados por Stephenson y colaboradores
(2000) poco o ninguna cantidad de lodo es producida a ratas de carga de
alrededor de 0.01 kgDQO/kgSSLMd y las ratas de producción de lodo reportadas
varían entre 0 y 0.34 kgMLSS/kgDQO removido. Sin embargo han existido casos
donde la producción de lodo está cerca a la de procesos convencionales.
20
La presencia de muy altas concentraciones (> 15 g/L) pueden causar problemas
operacionales como el taponamiento de la membrana y disminución en la
eficiencia de la transferencia de oxígeno (Melin et al, 2006).
1.2.5.5 Flux e hidrodinámica
El flujo permeado a través de la membrana depende de varios parámetros
relacionados entre si, entre ellos la diferencia de presiones, la resistencia propia
de la membrana, la resistencia debida al ensuciamiento de la membrana, el
tamaño de poro y las características de la biomasa.
Podría decirse que una gran parte de las investigaciones referentes a
biorreactores de membrana están dirigidas a entender las características del flujo
a través de la membrana y la hidrodinámica del medio. Lo anterior consecuencia
de una de las mayores desventajas encontradas en este tipo de sistema: la
operación y mantenimiento de las membranas. Es evidente que en el momento del
diseño deben tenerse en cuenta las especificaciones de la membrana con el fin de
alcanzar las mayores eficiencias en el proceso, evitando el rápido deterioro de
esta.
Es importante garantizar la estabilidad hidráulica de la membrana con el objeto de
mantener una permeabilidad constante, por otra parte la flexibilidad hidráulica de
la membrana describe el comportamiento hidráulico de ésta, es por ello que deben
conocerse los límites de caudales para los que está diseñada.
Existen algunas diferencias en la hidrodinámica de las membranas dependiendo
de su configuración, los sistemas con membrana externa generan más altas ratas
de flux que los sistemas con membrana sumergida, debido a la operación a más
altas presiones; dichas presiones requieren niveles más altos de corte de líquido
sobre la superficie de membrana para el control del ensuciamiento. Las
membranas sumergidas son operadas a flux estables para largos periodos de
tiempo sin la necesidad de limpieza con sustancias químicas, esto debido a que la
21
diferencia de presión es pequeña, comparada con la inicial, y el flux no excede el
nivel crítico (Stephenson et al, 2000).
Günder (2001) concluyó en su investigación con los pilotos de membranas
sumergidas, que debido al gran número de factores que deben ser considerados
al mismo tiempo, los cuales influencian el rendimiento de las membranas, no es
posible que una simple relación entre el flux y la estabilidad hidráulica pueda ser
caracterizada por una permeabilidad constante; por tanto teniendo en cuenta el
comportamiento del sistema y los resultados obtenidos durante la investigación,
consideran necesario no exceder un flujo máximo con el objeto de mantener la
permeabilidad constante. La variación entre tiempo seco y húmedo para cada
planta de tratamiento de aguas residuales, como también la duración y frecuencia
de los máximos caudales de tormenta, pueden llevar a diferentes flux de operación
permisibles. Por tanto para lograr sobrellevar los máximos caudales de tormenta,
las membranas fueron operadas con flux máximos de 30 L/m2h para módulos
planos y 24 L/m2h para fibra hueca; para tiempo seco fueron operadas a flux
medios de 17L/m2h y 13L/m2h, respectivamente. A continuación se presentan, en
la Tabla 2 los flux aplicados en distintos sistemas BRM.
Módulo Membrana sumergida
Agua Residual
Flux L/(m2h)
∆pTM Bar
Temperatura °C
Fuente
Fibra Hueca Municipal 23-35 0.2-0.45 18-25 Wummel et al., 1998 Fibra Hueca Municipal 25 - - Firk, 1997 Fibra Hueca Municipal 9-17 - - Côté, 1998ª Plana Municipal 20 - - Davies et al.,1998 Plana Municipal 10 - - Kraft and Mende, 1995 Plana Municipal 17 0.15-0.65 - Churchouse, 1997
Tabla 2. Lista de Flux operados según la literatura. Fuente: Günder, (2001).
Wang y colaboradores (2006) citan el estudio realizado por Le-Clech, donde se
reportó un significativo aumento en el flux crítico a medida que la concentración de
SSLM aumento a 12 g/L.
22
1.2.5.6 Ensuciamiento de membrana
El ensuciamiento de la membrana es una de las características más importantes
para tener en cuenta en el diseño y por supuesto en la operación. Este aspecto ha
sido y continúa siendo de mucho estudio por ser una de las razones que hacen
costoso el tratamiento con este tipo de tecnología, por la necesidad de operadores
con gran conocimiento, los altos costos de operación y mantenimiento y la corta
vida útil, consecuencia de una mala operación.
El ensuciamiento genera un aumento en la resistencia al permeado natural de la
membrana, tal resistencia es generalmente atribuida a la capa formada por la
acumulación de material sobre la superficie de la membrana, a la precipitación de
sales y a la adsorción de materiales orgánicos en los poros de las membranas
(American Water Works Association et al, 1998)
El ensuciamiento de la membrana está fuertemente ligado al material y tamaño de
poro de la membrana, parámetros físicos y químicos de los sólidos y componentes
disueltos en el agua y el funcionamiento del sistema de la membrana. Las
resistencias existentes al paso del flujo a través de la membrana son definidas
como la resistencia propia de la membrana, la resistencia por capa de torta, la
resistencia por adsorción y la resistencia por polarización. El taponamiento de la
membrana puede llegar a ser irreversible cuando dicha situación no puede
mejorarse mediante medidas hidráulicas o químicas, como el aumento de la
diferencia de presión, aumento en la aireación trasversal, el retrolavado o el
lavado químico. Esto sucede en el evento en que las partículas se adhieren a la
torta presente en la membrana y llegan a precipitarse, impidiendo el paso a través
de los poros.
“El control del ensuciamiento de la membrana es la clave en la operación de BRM.
El ensuciamiento de la membrana es influenciado significativamente por las
condiciones hidrodinámicas, el tipo de membrana y la configuración del módulo, y
por la presencia de componentes de mayor peso molecular, lo cual puede ser
23
producido por el metabolismo microbial o introducido en el proceso de
espesamiento del lodo (poli-electrolitos)” (Melin et al, 2006).
Wang y colaboradores (2006) analizaron la relación entre las características del
lodo y el flux crítico, y encontraron que el tiempo de succión capilar, la DQO
soluble, los carbohidratos y las sustancias extracelulares poliméricas tienen
efectos significativos en el ensuciamiento de la membrana. El tiempo de succión
capilar resultó tener una importante correlación con el flux critico del BRM
sumergido, teniendo en cuenta que el flux operacional fue mucho más bajo que el
flujo crítico.
La filtración debe ser de flujo transversal para permitir la separación continua de
lodo con altas concentraciones; en estos casos las fuerzas cortantes son
inducidas por la turbulencia generada mediante aireación por debajo de los
módulos de las membranas sumergidas. La rata de flujo de aire usada para agitar
las fibras de las membranas es un parámetro crítico con respecto a la rata de
ensuciamiento de la membrana, el ensuciamiento severo de las membranas
ocurre alrededor de un flujo de permeado crítico o a una rata de aireación muy
baja (Melin et al, 2006).
La concentración de lodo es un parámetro de gran importancia en un sistema de
biorreactor de membrana, ya que este tiene efecto en la dinámica del espesor de
la capa de torta de la membrana y en la viscosidad.
1.2.5.7 Consumo de energía
El consumo de energía en una planta de biorreactor de membrana está dado
principalmente por el bombeo, la succión del permeado, y la aireación. La
aireación resulta ser el principal costo, asociado a la membrana sumergida, y es
equivalente a más del 90% del total de los costos (Gander et al, 2000).
24
El consumo de oxígeno está determinado por las necesidades de los
microorganismos para su metabolismo y la degradación, esta concentración
requerida depende de la calidad del afluente. Con el fin de optimizar el proceso de
aireación del lodo activado, y generar una alta transferencia de masa a lo largo del
lodo activado se utiliza aireación con burbuja fina. En el caso de la membrana
sumergida, esta necesita de una aireación más fuerte que genere turbulencia
sobre la superficie y evite el taponamiento. Por estas razones es importante
investigar los efectos de la combinación de la aireación de la membrana para la
filtración y los requerimientos de oxígeno en el lodo activado (Günder, 2001).
Los biorreactores de membrana sumergida tienen además un consumo de energía
para generar la cabeza hidráulica arriba de la membrana, sin embargo los
biorreactores de membrana externa tienen un consumo más alto para circular la
biomasa alrededor de la membrana a muy altas presiones y velocidades
(Stephenson et al, 2000).
Melin y colaboradores (2006) reportan un consumo de energía para filtración de
0.20 a 0.40 kWh/m3, de donde la aireación a la membrana cubre entre el 80 y 90%
y el bombeo para extracción de permeado entre el 10 y 20%, para biorreactores
de membrana inmersa. Côte y colaboradores (1997) reportan un consumo de
energía de 0.3 kWh/m3 requerido para la filtración, donde 0.02 kWh/m3 es atribuido
a la bomba de extracción y 0.28 kWh/m3 al soplador para la aireación del sistema,
coincidiendo con los datos anteriormente mencionados.
1.2.5.8 Desinfección
La desinfección es una de las grandes ventajas, frente a un tratamiento
secundario, lo cual ha llevado este tipo de tratamiento a ser uno de los más
prometedores, pues la mayoría de veces ya no es necesario un tratamiento
terciario para eliminar microorganismos patógenos, y porque permite el reuso del
efluente. No obstante, si la desinfección no es completa el reuso puede adecuarse
fácilmente con la adición de un poco de cloro residual (Melin et al, 2006).
25
Gander y colaboradores (2000) reportan para distintas marcas de membrana con
tamaño de poro entre 0.2 y 0.5 µm, promedios de reducción de microorganismos
(Coliformes totales y fecales) entre 3.3 y 8 log. Por otra parte, Côte y
colaboradores (1997) encontraron remociones entre 6 y 7 log para coliformes
fecales, entre 3.8 y 4.5 log para virus y fagos.
Adicionalmente, las remociones son generadas por las altas concentraciones de
lodo que permiten la remoción de algunos fagos y por la retención en la capa
formada en la superficie de la membrana.
1.2.5.9 Eficiencias
Melin y colaboradores (2006) reportan eficiencias de remoción de 89 a 98% de
DQO y mayores al 97% de DBO con calidades en el efluente de 10 a 30 mg/l y
menores a 5 mg/l respectivamente. Günder (2001) plantea un rendimiento para
este tipo de tratamiento que puede alcanzar efluentes con concentraciones
menores a 30 mg/l, basado en los resultados obtenidos en cuatro plantas
experimentales para tratamiento de aguas residuales domésticas.
Este tipo de tratamiento resulta ser mas eficiente comparado con un sistema de
lodos activados convencional el cual alcanza efluentes con concentraciones entre
40 y 50 mg/L de DQO y un sistema de lodos activados complementado con
tratamientos posteriores de filtración y desinfección que alcanza remociones de 30
a 40 mg/l de DQO. Las eficiencias de otros parámetros son descritas en la Tabla
3.
PARÁMETRO EFICIENCIA DE REMOCIÓN % CALIDAD DEL EFLUENTE SST >99 < 2 mg/l Turbiedad 98.8 – 100 < 1 NTU DQO 89 – 98 10 – 30 mg/l DBO >97 < 5 mg/l DOC - 5 – 10 mg/l NH3-N 80 – 90 < 5.6 mg/l N TOT 36 – 80 < 27 mg/l
26
P TOT 62 – 97 0.3 – 2.8 mg/l Coliformes Totales 5 – 8 log < 100 CFU/100 ml Coliformes Fecales - < 20 CFU/100 ml Bacteriófagos >3.8 log - PFU/100 ml
Tabla 3. Eficiencias de remoción y calidades del efluente para un BRM. Fuente: (Melin et al, 2006)
1.2.6 Experiencias alrededor del mundo.
Los proyectos a gran escala para este tipo de tratamiento son pocos pero han
venido aumentando en los últimos años, esto se debe al poco conocimiento, a la
misma poca experiencia a gran escala, a los altos costos de las membranas y a
los requerimientos de operación y mantenimiento debidos al taponamiento de
estas. No obstante, ha resultado ser una excelente alternativa para la ampliación y
adecuación de plantas ya existentes que requieren mayores eficiencias de
remoción. Se cuenta con plantas de tratamiento de aguas residuales municipales
a grande y mediana escala, principalmente en Alemania y el Reino Unido,
ejemplos se enumeran en la Tabla 4.
Localización Capacidad (m3/h)
Tipo de membranas
Arranque Observaciones
Kaarst, Alemania.
0.523 Zenon 2003 La planta con BRM más grande del mundo. El efluente cumple con los estándares exigidos por la EU bathing water directive. Y existe la posibil idad de uso del canal del efluente para uso en deportes acuáticos.
Brescia, Italia. 0.486 Zenon 2002 Mejoramiento de una de las tres líneas de lodos activados convencionales. Muy limitado el espacio para las posibilidades de ampliación de la planta con el fin de reuso del agua para irrigación en el futuro.
Lowestoft, Reino Unido.
0.164 Zenon 2002 60% del caudal es tratado por lodos activados convencionales, 20% por un reactor de cama biológica en movimiento y el 20% restante es tratado en un BRM.
Tabla 4. Tratamientos de aguas residuales municipales con BRM en Europa a grande y mediana escala.
Fuente: Melin et al. (2006).
27
Hoy sistemas BRM son usados ampliamente en Japón con varias compañías que
ofrecen procesos para el tratamiento de aguas residuales domésticas y para
reuso, y algunas aplicaciones industriales, principalmente en industrias de
comidas y bebidas donde altas concentraciones de DQO en las aguas residuales
son comunes. BRM comerciales están la mayoría en Japón con un 66% de los
procesos existentes en el mundo, y el resto se encuentran principalmente en Norte
América y Europa (Melin et al, 2006).
28
2 MATERIALES Y MÉTODOS
2.1 Lugar del estudio
El estudio se realizó para un agua con características de agua residual doméstica,
y con este fin se ubicó el BRM en la Planta de Tratamiento de Aguas Residuales
El Salitre localizada al noroccidente de la ciudad, en la cuenca que lleva su mismo
nombre.
Figura 6. Ubicación PTAR Salitre. Fuente: Adaptado de la EAAB.
2.1.1 Cuenca de río Juan Amarillo
La Planta de Tratamiento del Salitre recibe parte de las aguas residuales
provenientes de la cuenca el Salitre y la cuenca Torca, equivalentes a lo generado
por una población aproximada de 2.000.000 de habitantes. La cuenca del Salitre
nace en los cerros orientales con el nombre de quebrada del Arzobispo, al
ingresar a la ciudad es canalizado desde el parque Nacional hasta la carrera 97
(humedal Juan Amarillo), donde toma el nombre de río Juan Amarillo, para
posteriormente desembocar en el río Bogotá.
29
De acuerdo al estudio de la VI Fase de Seguimiento de Efluentes Industriales y
Corrientes Superficiales de Bogotá D.C. realizada por el IDEAM-DAMA, con la
colaboración de la EAAB, la cuenca tiene un área aproximada de 13,940 ha y un
área de drenaje urbano de 9,023 ha, la cual cuenta con una población de
1.055.129 habitantes, pertenecientes a los estratos 2, 3 y 4. Durante el monitoreo
no se identificaron zonas significativas con presencia de actividades industriales, y
debido a la condición residencial de la cuenca, los vertimientos industriales
existentes no representan un mayor impacto ambiental.
El río Juan amarillo en la desembocadura al río Bogotá presenta valores de DBO
de 150 mg/l, una capa considerable de sedimentos de materia orgánica, y la
ausencia de oxígeno disuelto, mostrando el fuerte impacto que genera el uso de
las quebradas que hacen parte de la cuenca como canales sanitarios por la
ausencia de alcantarillado en algunas zonas. Consecuencia de lo anterior ninguna
quebrada tiene dentro de sus usos el consumo humano y la agricultura. La
quebrada Arzobispo es la única usada con carácter recreativo.
2.1.2 Afluente PTAR El Salitre
El promedio de las concentraciones del agua cruda de la PTAR El Salitre se
presenta en la Tabla 5. Concentraciones de NKT, NH4 y Fósforo Total son
medidas mensualmente en la PTAR y se cuenta con datos a partir del 2007,
donde las concentraciones promedio son 55 mg/l, 51 mg/l y 11 mg/l,
respectivamente. La relación DQO/DBO5 es aproximadamente 2 y la relación
NH4/NTK es aproximadamente 0.91.
PARÁMETROS AFLUENTE pH 7.0 Conductividad 659 mS/cm Turbiedad 178 NTU SST 222 mg/l SSV 151 mg/l DBO5 264 mg/l DQO 520 mg/l
Tabla 5. Características del agua residual afluente de la PTAR El Salitre. Fuente: Datos PTAR El Salitre, EAAB.
30
2.1.3 Tratamiento de aguas residuales existente en la PTAR Salitre
Actualmente la PTAR El Salitre trata aproximadamente 4 m3/s mediante un
tratamiento primario, que con la ayuda de adición de cloruro férrico (30-35 mg/L),
en los canales de extracción de grasas y arenas, mejora las eficiencias del
tratamiento. El caudal proveniente de las cuencas Salitre y Torca pasa por el canal
de alimentación, donde el flujo de entrada a la PTAR es controlado por una
compuerta. El agua cruda atraviesa las rejillas de cribado grueso (10 cm), para
luego ser elevada, mediante 5 bombas de tornillo de Arquímedes, a los canales de
medición de caudal, donde posteriormente el agua atraviesa las rejillas del cribado
fino (2.5 cm). Una vez retenido el material de gran tamaño mediante el cribado, el
agua se dirige a los canales para la remoción de grasas y arenas, mediante un
sistema de aireación donde se separan por flotación las grasas y por decantación
las arenas, paralelamente en este punto se dosifica el químico y se mezcla gracias
a la turbulencia generada. Una vez realizado este procedimiento el agua es
dirigida a 8 decantadores por un tiempo de 3 horas y 10 min, tiempo suficiente
para que se sedimenten las partículas, y entonces el agua tratada es entregada al
río Bogotá, alcanzando remociones promedio de 60% de SST y 40% de DBO5.
2.2 Parte Experimental
La parte experimental del presente estudio se efectuó durante 254 días, en donde
principalmente se realizó seguimiento al comportamiento del proceso y a la
eficiencia reportada mediante los monitoreos realizados al afluente y efluente del
sistema, a partir del día 60, es decir, durante 194 días. Durante el seguimiento
fueron evidentes tres fases, que dado el comportamiento del sistema, demandaron
el cambio de alguna condición, para su buen funcionamiento y el objetivo de esta
investigación.
Las fases mencionadas y explicadas a continuación fueron clasificadas una vez
conocidos los resultados de los análisis del laboratorio del primer mes de
operación estable.
31
FASE PRELIMINAR:
Se define una fase preliminar con el objetivo de explicar algunos de los
inconvenientes presentados con el montaje del sistema y su arranque. El sistema
fue concebido inicialmente con un volumen dos veces mayor (un compartimiento
adicional al estudiado) al finalmente adecuado para la experimentación, dado a
que las características de la membrana a usar resultaron estar sobreestimadas y
el flux resultó ser mucho menor al esperado. En esta fase, antes de conocer las
limitaciones de la membrana, durante el periodo entre el día 1 (27 de febrero) y el
día 5 (3 de marzo) se hicieron los ajustes respectivos al sistema, probando su
comportamiento hidráulico con agua potable, y una vez hechos todos los ajustes el
día 6 (4 de marzo) se inició la alimentación del sistema con agua proveniente del
cribado fino de la PTAR Salitre.
Figura 7. Pruebas hidráulicas del sistema.
A partir del día 6 (4 de marzo) se monitoreó el comportamiento del sistema
esperando el crecimiento de la biomasa con el tiempo, monitoreando el OD, el pH
y la temperatura al interior del reactor. Sin embargo, con los días no se
presentaron cambios en la consistencia de la mezcla al interior del reactor y
conocidas las bajas concentraciones de SSLM el día 27 (25 de marzo) se procedió
a inocular el sistema con biomasa proveniente de la recirculación de la Planta de
Tratamiento de Aguas Residuales del Municipio de Bojacá, la cual cuenta con un
zanjón de oxidación.
32
Antes de agregar la biomasa para la inoculación se monitoreó la concentración al
interior del reactor y esta era muy baja (220 mg/l de SSVLM). Una vez inoculado el
sistema el día 35 (2 de abril) y debido a la presencia de altas concentraciones de
SSLM al interior del reactor, e independiente de la ausencia de mediciones de
presión transmembrana, se observó el inmediato ensuciamiento de esta, mediante
el aumento en los niveles de los compartimientos del sistema, aunque ya era
evidente la sobreestimación de las propiedades de la membrana por esas mismas
razones. Por lo anterior fue necesario, el día 41 (8 de abril), disminuir el volumen
del reactor el cual constaba de dos compartimientos; por tanto se aisló uno de
ellos mediante la instalación de una lámina en acrílico, maniobra que requirió de
dos semanas perdiendo de esta manera el inóculo.
Durante este periodo los datos de caudales no fueron almacenados teniendo en
cuenta que la operación era controlada por el nivel de los tanques, de igual
manera no se cuentan con datos ni de flujo de oxígeno, ni de presiones por no
contar aun con los equipos de medición.
FASE I:
Ya adecuado el sistema a un volumen menor, se inició su alimentación de nuevo y
el día 58 (25 de abril) fue instalado el medidor de presión transmembrana, y el día
60 (27 de abril) se inoculó por segunda vez con biomasa proveniente de la Planta
de Tratamiento de Aguas Residuales del Municipio de Bojacá. Durante 4 semanas
se hizo seguimiento al comportamiento del sistema. Al interior del reactor se
midieron pH, temperatura, OD y concentraciones de SSLM y SSVLM. Se midieron
las eficiencias de remoción del sistema. Durante esas 4 semanas los resultados
de las concentraciones de SSLM muestran el decaimiento de la biomasa, lo que
llevó a inocular por tercera vez, probablemente por las bajas cargas orgánicas
volumétricas aportadas al sistema teniendo en cuenta que era época de lluvias y
los bajos caudales permeados por la membrana.
33
FASE II:
El día 95 (1 de junio) se inoculó el sistema por tercera vez, esta vez con lodo
proveniente de la Planta de Tratamiento de Aguas Residuales de Nemocón, que
cuenta con un zanjón de oxidación. En este periodo de 105 días se realizó el
respectivo seguimiento al sistema, pero teniendo en cuenta las limitaciones
encontradas en la FASE I, en cuanto a la adaptación de los microorganismos al
sistema, se aumentó la carga volumétrica y se disminuyó un poco más el volumen
del reactor. Adicionalmente fue lavada la membrana con productos químicos. El
aumento de la carga volumétrica consistió en mezclar en el tanque de
alimentación el agua residual cruda proveniente del cribado fino con lodo
decantado de la planta piloto existente en la PTAR Salitre.
Esta fase fue dividida en dos partes teniendo en cuenta el cambio en el ciclo de
filtración, lo que se hizo en busca de disminuir el TRH en el sistema.
FASE III:
A partir del día 201 (15 de septiembre) se alimentó el sistema con la mezcla de la
FASE II menos concentrada, con el objetivo de disminuir de nuevo la carga
volumétrica, desafortunadamente esta fase se vio afectada por una perdida de
biomasa a la hora de una toma de muestra del interior del reactor el día 227 (11 de
octubre). El reactor estuvo operando hasta el día 254 (7 de noviembre).
FASE PERIODO DE TOMA DE MUESTRAS (días) PARAMETROS NUMERO DE MUESTRAS
SST, DQO 10 DBO 5 SSV 8 PRELIMINAR + I 30 – 82 NKT, NH4, NO3, P, E.coli, Col. Totales.
4
SST, DQO 19 DBO 7 SSV 8 II 122 – 184 NKT, NH4, NO3, P, E.coli, Col. Totales. 11
DQO, DBO 4 SST, SSV 2 III 206 -241 NKT, NH4, NO3, P, E.coli, Col. Totales.
4
Tabla 6. Número de muestras analizadas en cada fase.
34
En la Tabla 6 se presentan el número de muestras analizadas en cada fase y los
periodos de toma de muestras, la frecuencia dependió principalmente del tiempo
de duración de cada fase y del comportamiento observado durante la misma.
2.3 Montaje a escala laboratorio
El agua residual afluente al sistema provino del cribado fino de la planta de
tratamiento de aguas residuales El Salitre, con características típicas de agua
residual doméstica, como se ilustra en la Figura 8 y Figura 9. Una manguera de 1
pulgada transportó el agua desde la entrada de uno de los canales de
pretratamiento, a una altura de 3 m, al tanque de alimentación, mediante un
sistema sifón. La manguera en su extremo superior contó con un dispositivo
cilíndrico hecho de malla de 4 mm, para evitar el taponamiento de la misma. Del
tanque de alimentación, el cual estuvo agitado mediante una leve aireación con el
fin de evitar la sedimentación, el agua cruda fue bombeada al reactor, mediante
una bomba peristáltica y una manguera de 5/8 de pulgada, pasando por una malla
de cribado aun más fino de 2 mm.
Figura 8. Diagrama pretratamiento PTAR Salitre. Ubicación BRM a escala piloto.
Fuente: Planos PTAR El Salitre, EAAB.
35
Para la segunda fase el agua cruda proveniente del pretratamiento fue mezclada
con lodo decantado del tratamiento primario de una planta piloto existente en El
Salitre, esto con el fin de aumentar la carga volumétrica aportada al BRM,
manteniendo la concentración de SSLM.
Figura 9. Fotografía del sistema de alimentación proveniente del cribado fino de la PTAR Salitre.
2.4 Biorreactor de membrana inmersa de microfiltración
El biorreactor de membrana inmersa (BRMI) a escala de laboratorio se muestra en
la Figura 10, fue construido con la colaboración de la Universidad de los Andes y
la Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá. El BRMI fue concebido
inicialmente con dos compartimientos de forma circular, uno de ellos fue aislado
teniendo en cuenta las condiciones de permeabilidad que presentó la membrana
en los primeros días, realizando el experimento en sólo uno de ellos. El volumen
total del compartimiento utilizado fue de 84.55 L, con un diámetro de 0.33 m y una
altura de 1 m, para un volumen útil de 42.28 L, a una altura de 50 cm. Una
membrana de microfiltración fue utilizada para retener el lodo en el reactor y a
través de un difusor de burbuja fina fue aireado el sistema, con aire proveniente
de los sopladores de los canales de pretratamiento. Las características del difusor
36
son las siguientes: marca Airflex, modelo AFD 270, de disco de 9”, flujo de diseño
2.3 SCFM, de EPDM con más de 6300 microrificios y caída de presión de 200 mm
de columna de agua.
Figura 10. Configuración del BRM.
Para llevar a cabo el experimento se utilizó una membrana orgánica de
microfiltración en polietersulfona, de fibra hueca fabricada por POLYMEM®, con un
tamaño de poro equivalente a 0.2 µm. El área superficial total de la membrana fue
de 0.5 m2. El flujo del permeado fue inducido por una bomba peristáltica (marca
MASTERFLEX L/S 16, para 0.8 mL/rev, y caudales de 4.8 a 480 mL/min de 6 a
600 rev/min) conectada mediante una manguera de 3/8 de pulgada al cabezal de
la membrana, que generaba el vacío al interior de cada fibra permitiendo el flujo
transversal. La membrana no contó con soporte en el otro extremo, por tanto cada
fibra formaba una U conectando ambos extremos al cabezal. El flujo permeado era
almacenado en un tanque de 100 L, de donde se tomaba el agua para realizar el
retrolavado a la membrana cambiando el sentido de la bomba.
El caudal de entrada fue controlado por una bomba de diafragma y dependía
básicamente de la permeabilidad de la membrana y por ende del nivel del tanque
del reactor (50 cm). Fueron medidos al interior del reactor parámetros como la
temperatura, el oxígeno disuelto y el pH; de igual manera la entrada de aire por el
37
fondo del tanque fue regulada por medio de una válvula y medida con un
flujómetro (marca DWYER, rango de medición 0-20 L/min). La presión ejercida por
la bomba peristáltica sobre la membrana, para realizar el permeado, fue medida
con un vacuómetro (marca AUTONICS, de 3 ½ dígitos x 7 segmentos, frente de
30x30 mm, rango de medición de 0 a -100 KPa, temperatura de trabajo -10°C a
50°C).
2.5 Proceso de Filtración
Una vez el agua recibía el tratamiento biológico, la separación del agua tratada del
lodo activado se hacia a través de la membrana, que mediante el vació generado
por la bomba de succión dejaba pasar por sus pequeños poros el agua tratada y
retenía las partículas y los compuestos que por su estructura superaran el tamaño
del poro de la membrana; el agua entonces es transportada a lo largo de la fibra y
depositada en el tanque de almacenamiento. Con el mismo principio se realiza el
retrolavado, donde el agua tomada del tanque de almacenamiento final viaja a lo
largo de las fibras y entra por los poros de la membrana de nuevo al tanque de
tratamiento, realizando así un lavado a la superficie, inducido por la misma bomba
trabajando en sentido contrario. Se realizaron retrolavados tres veces al día por un
lapso de tiempo de 30 min con el fin de disminuir el ensuciamiento reversible de la
membrana.
El flujo de alimentación fue continuo y con el objeto de minimizar el ensuciamiento
de la membrana el flujo de permeado se realizó de manera intermitente, donde la
bomba de permeado trabajaba 1 hora en continuo y se detenía por 1/2 hora
durante las fases preliminar, I, y IIA y, 30 minutos en continuo y se detenía 5
minutos durante las fases IIB y III. Este cambio se generó para disminuir el tiempo
de retención hidráulico.
38
2.6 Protocolo de limpieza de la membrana
La membrana fue lavada con químicos en tres ocasiones durante el estudio: la
primera antes de iniciar el experimento, debido a que la membrana había sido
utilizada en otra investigación, para el tratamiento de agua potable; en una
segunda ocasión, antes de iniciar la segunda fase del estudio, teniendo en cuenta
el ensuciamiento alcanzado y evidenciado por las presiones presentadas; y en una
tercera oportunidad al terminar el ensayo.
Las tres limpiezas se realizaron siguiendo los pasos a continuación:
1. Enjuague con agua potable.
2. Lavado con agua desionizada mediante el flujo en ambos sentidos. 15
minutos en cada sentido, cambiando el agua en el momento de cambiar el
sentido del flujo.
3. Lavado con una solución de soda cáustica NaOH al 5% mediante el flujo en
ambos sentidos. 1 hora en cada sentido, cambiando la solución en el
momento de cambiar el sentido del flujo.
4. Lavado con agua desionizada mediante el flujo en ambos sentidos. 15
minutos en cada sentido, cambiando el agua en el momento de cambiar el
sentido del flujo.
5. Lavado con una solución de ácido clorhídrico HCl al 5% mediante el flujo en
ambos sentidos. 1 hora en cada sentido, cambiando la solución en el
momento de cambiar el sentido del flujo.
6. Lavado con agua desionizada mediante el flujo en ambos sentidos. 2 horas
en cada sentido, cambiando el agua en el momento de cambiar el sentido
del flujo.
A excepción del primer lavado, cuando aún no se contaba con el medidor de
presión, después de cada lavado se realizaron pruebas con agua potable para
medir la permeabilidad de la membrana. Sin embargo se cuenta para las pruebas
después del primer lavado con los datos de las velocidades alcanzadas por la
39
bomba de succión y las presiones medidas con un manómetro en U de columna
de agua, asociadas a un caudal permeado.
Figura 11. Fotografía del lavado con químicos de la membrana (izquierda). Membrana después del
proceso de lavado (derecha).
2.7 Análisis de muestras
Teniendo en cuenta que se trataba de un proceso biológico, los parámetros de
mayor interés fueron los compuestos orgánicos y los nutrientes, y además
conociendo que la separación de la biomasa y el efluente es realizada a través de
una membrana de microfiltración, resulta interesante medir otros parámetros como
sólidos suspendidos, células bacteriales, entre otros. Los parámetros
considerados importantes para el objetivo de la investigación, expuestos en la
Tabla 7, fueron medidos en el afluente y efluente del tratamiento.
Parámetro Método DBO5 Total Electrométrico 5210-B DQO Total Titulométrico 5220-B Amonio NH4
+ - N Destilación Titulación 4500-NH3-C Nitratos NO3
--N Colorimétrico 4500 NO3-B Nitrógeno Kjeldahl Total Volumétrico 4500-N-B Fósforo Total Colorimétrico 4500-P-C y E. Coliformes Totales Sustrato Definido E-coli Sustrato Definido Sólidos Suspendidos Totales Gravimétrico 2540-D Sólidos Suspendidos Volátiles Gravimétrico 2540-E
Fagos Somáticos Detección y cuantificación de Fagos somáticos ISO 10705-2,1999. POE N° DM-LIAL-PT 006.
Fagos F-Específicos Detección y cuantificación de Bacteriófagos F-Específicos
40
ISO 10705-1,1995. POE N° DM-LIAL-PT 005.
Gyardia y Cryptosporidium Técnica de floculación inorgánica (Vesey, 1993) y de colorantes vitales (Campbell, 1992)
Huevos de Helminto Norma Oficial Mexicana NOM-004-ECOL-2002 Tabla 7. Métodos de análisis de muestras de agua
Por otra parte, con el fin de conocer las características del lodo proveniente del
interior del reactor, a lo largo del experimento se tomaron tres muestras, dos de
ellas durante el experimento (días 151 y 164), que resultaron ser la única purga
realizada al sistema, y una tercera, una vez finalizadas las actividades del
experimento (día 255), los parámetros analizados en estos lodos se exponen en la
Tabla 8. El análisis fue realizado como matriz líquida, teniendo en cuenta el alto
contenido de humedad con el que salieron las muestras tomadas de la purga del
fondo del reactor.
Parámetro Método Coliformes Totales Sustrato Definido E-coli Sustrato Definido Fósforo Total Colorimétrico 4500-P-C y E. Nitrógeno Kjeldahl Total Volumétrico 4500-N-B Humedad Gravimétrico 2540-B Sólidos Totales Volátiles Gravimétrico 2540-E Sólidos Totales Gravimétrico 2540-B
Tabla 8. Métodos de análisis de muestras de las purgas de lodo realizadas del fondo del reactor
2.8 Cálculo de los parámetros de operación del biorreactor de membrana
inmersa
El diseño y operación de un BRMI es considerado básicamente para cada uno de
sus componentes por separado, teniendo en cuenta que al trabajar en conjunto
existen algunas diferencias en el comportamiento del sistema (Stephenson et al,
2000).
2.8.1 Tiempo de Retención Celular (θ)
Representa el tiempo promedio durante el cual el lodo permanece en el sistema
(Metcalf y Eddy, 2003). Está definido por la siguiente ecuación para un sistema
BRMI (Li et al., 1984 citado por Plazas, 2003):
41
wQV
=θ
Donde : θ = Tiempo de Retención Celular (d)
V = Volumen del tanque de aireación (m3)
wQ = Volumen de lodo residual por día (m3/d)
2.8.2 Tiempo de Retención Hidráulico (TRH)
En el caso del sistema de biorreactor de membrana inmersa el TRH resulta
totalmente independiente del tiempo de retención celular (Stephenson et al, 2000).
tQV
TRH =
Donde: TRH = Tiempo de Retención Hidráulico (d)
V = Volumen del tanque de aireación (m3)
tQ = Volumen de agua tratada por día (m3/d)
2.8.3 Carga Orgánica Volumétrica (COV)
Está definida por la siguiente ecuación y define la cantidad de DBO o DQO
aplicada al volumen del tanque de aireación por día (Metcalf y Eddy, 2003):
VSQ
COV a=
Donde: COV = Carga Volumétrica (kgDBO o DQO/m3d)
S = Sustrato en el afluente (kgDBO o DQO/m3)
aQ = Volumen de agua cruda afluente por día (m3/d)
V = Volumen del tanque de aireación (m3)
2.8.4 Tasa de alimento con respecto a microorganismos (F/M)
Esta definida por la siguiente ecuación y se refiere a la rata de DBO o DQO
aplicada por unidad de volumen de licor mezclado (Metcalf y Eddy, 2003):
VXSQ
MF a=
42
Donde: MF = Tasa de alimento con respecto a microorganismos (kgDBO o DQO/
kgSSLMd)
aQ = Volumen de agua cruda afluente por día (m3/d)
S = Sustrato en el afluente (kgDBO o DQO/m3)
V = Volumen del tanque de aireación (m3)
X = Concentración de sólidos suspendidos en el tanque de aireación
(kgSSLM/m3)
2.8.5 Flux (J)
El flux es el parámetro equivalente al volumen específico permeado. En
condiciones de estado estable el flux es calculado como la relación del volumen de
flujo permeado con respecto al area superficial de la membrana (Günder, 2001).
m
p
AQ
J =
Donde: J = Flux permeado (L/m2h)
pQ = Volumen de flujo permeado (L/h)
mA = Área superficial de la membrana (m2)
2.8.6 Permeabilidad Hidráulica (Lp)
La Permeabilidad hidráulica representa la relación entre el flujo del volumen
permeado y la diferencia de presión transmembrana (Günder, 2001).
PTMJ
L p =
Donde: pL = Permeabilidad Hidráulica (L/m2hbar)
J = Flux permeado (L/m2h)
PTM = Diferencia de presión transmembrana (bar)
43
2.8.7 Diferencia de Presión transmembrana (PTM)
Se refiere a la presión ejercida para lograr el flujo hidráulico del permeado. La
presión del sistema es obtenida a través del equipo de medición conectado al
modulo de la membrana.
2.8.8 Eficiencia de remoción (E)
Se refiere al porcentaje de reducción de concentración entre el afluente y el
efluente tratado:
Donde: E = Eficiencia (%)
aConc = Concentración en el afluente (mg/L)
eConc = Concentración en el efluente (mg/L)
2.9 Diseño Experimental
Teniendo en cuenta los parámetros de operación mencionados, las tres fases
experimentales descritas fueron establecidas principalmente por el cambio de la
Carga Orgánica Volumétrica, COV. Una vez conocidas las propiedades de la
membrana, tras el seguimiento de la fase preliminar, fue definido un volumen
mínimo para la operación del sistema. El volumen dependió de los siguientes
factores:
1. El área del compartimiento existente y el nivel del agua debería cubrir en su
totalidad el modulo de la membrana.
2. La permeabilidad de la membrana, la cual definió el caudal de entrada y por
tanto el TRH el cual debería estar en un rango aceptable para este tipo de
tratamiento.
100×−
=a
ea
ConcConcConc
E
44
El sistema estuvo gobernado por la permeabilidad de la membrana, manteniendo
la bomba de succión a una velocidad constante durante el experimento, y
controlando el caudal de entrada y salida.
Considerando el volumen definido, el experimento fue desarrollado sin purga de
lodo del sistema; únicamente se tomo lodo del reactor en algunas ocasiones para
los análisis de caracterización, y un evento accidental en el que hubo pérdida el
día 227 (11 de octubre).
Por otra parte parámetros como el tiempo de retrolavado, la frecuencia de
retrolavado y el flujo de aireación fueron controlados, y caudales y presiones
monitoreados, con el objeto de realizar la operación conveniente del sistema.
Todos los datos provenientes de la operación del sistema fueron reportados.
45
3 RESULTADOS Y DISCUSIÓN
A continuación se presentan los resultados obtenidos a partir de las distintas fases
de experimentación del sistema de tratamiento del biorreactor de membrana
inmersa de microfiltración. Conocidos los resultados estos son analizados y
discutidos teniendo en cuenta el total de la investigación realizada acerca del
tema.
3.1 Caracterización del Afluente
Los parámetros caracterizados para el afluente en cada una de las fases de
operación se encuentran reportados en la Tabla 9.
FASE I (días 60-87)
FASE II (días 95-200)
FASE III (días 201-254)
PROM 528 2111 1193 MIN 426 1210 707 DQO (mg/l) MAX 696 3191 1529 PROM 247 1685 698 MIN 189 680 540 SST (mg/l) MAX 362 2827 856 PROM 57.45 98.72 65.30 MIN 50.80 63.00 49.90 NTK (mg/l) MAX 63.20 132.90 87.90 PROM 41.18 53.65 42.58 MIN 37.60 36.20 31.30 NH4 (mg/l) MAX 46.10 68.90 54.20 PROM 11.27 22.16 13.64 MIN 8.34 15.07 6.22 Ptotal (mg/l) MAX 16.17 36.29 23.00
Tabla 9. Características del afluente del BRM a escala laboratorio.
Los valores anteriormente reportados para la Fase I equivalen a un agua residual
doméstica con las características típicas de la cuenca El salitre y en los rangos de
valores de los parámetros del agua residual municipal presentada en diversos
estudios de esta índole (Grelier et al, 2006; Wang et al, 2006), mientras la Fase II
muestra concentraciones mucho más altas teniendo en cuenta que el agua de
alimentación provino de la mezcla con lodo sedimentado de la Planta piloto, con el
46
objeto de aumentar la carga orgánica volumétrica, tal y como se mencionó
anteriormente, y llegando a simular agua residual doméstica concentrada para
periodos hidrológicos muy secos. En la Fase III es importante resaltar que se
mezcló con menor frecuencia, buscando disminuir las concentraciones a unas más
cercanas a la Fase I y valores como estos se encontraron en estudios publicados
con caracterizaciones de aguas residuales municipales para tratamiento con BRM
(Guglielmi et al, 2007).
En la Tabla 10 y la Figura 12 se presentan los valores de Carga Orgánica
Volumétrica encontrados para cada Fase.
CARGA ORGÁNICA VOLUMÉTRICA FASE I FASE II FASE III
kgDQO /m3d
kgDBO /m3d
kgDQO /m3d
kgDBO /m3d
kgDQO /m3d
kgDBO /m3d
PROM 0.52 0.28 3.25 1.46 1.64 0.83 MIN 0.26 0.11 1.97 0.69 0.85 0.35 MAX 0.77 0.38 4.88 2.20 2.26 1.34 Tabla 10. Carga Orgánica Volumétrica calculada para cada fase.
Los cambios en la carga volumétrica fueron realizados con el objetivo de
compensar el hecho de que el volumen del reactor era muy alto para los muy
bajos caudales que la membrana lograba permear, por tal razón la alternativa más
viable para continuar la investigación fue aumentar considerablemente las
concentraciones de entrada al sistema. Las altas cargas orgánicas volumétricas
garantizarían la eficiencia del proceso biológico, teniendo en cuenta valores entre
0.4 y 1.2 kgDBO5/m3d utilizados para diseño de lodos activados convencionales,
descartando de esa manera que fuera únicamente la membrana el elemento del
sistema de tratamiento asociado a las remociones esperadas. En las plantas de
tratamiento a escala piloto y real, esta suele ser la mayor dificultad, pues es difícil
conocer las condiciones de permeabilidad que presentará la membrana con las
características de cada afluente.
47
Figura 12. Rata de carga orgánica volumétrica aplicada al sistema de tratamiento
Las cargas orgánicas volumétricas promedio asociadas a la DBO5 reportaron
valores de 0.28, 1.46, y 0.83 kgDBO5/m3d para la Fase I, II y III, respectivamente.
Günder (2001) reporta en sus dos investigaciones con módulos de membrana
inmersa valores promedio de 0.4 a 0.5 kgDBO5/m3d, equivalente al rango de
valores aquí reportados para la Fase III y Stephenson y colaboradores (2001)
reportaron rangos de valores entre 0.05 y 0.66 kgDBO5/m3d, valores mas bajos
que pueden se comparados con los encontrados en la Fase I.
Por otra parte los mismos autores encuentran valores entre 1.83 y 4.13
kgDQO/m3d, y 1.2 y 3.2 kgDQO/m3d para remociones por encima del 90%, tales
valores son equivalentes a los aquí reportados en las Fases II y III.
Rosenberger y colaboradores (2002) en su investigación obtuvieron valores de
carga orgánica volumétrica entre 1.1 y 1.7 kgDQO/m3d para TRH entre 10.4 y 15.6
h con remociones de DQO del 95%, con una relación DQO/DBO de 2.4; los
anteriores rangos se logran comparar con aquellos obtenidos en la Fase III.
Durante todo el experimento se hicieron, además de los análisis mostrados en la
anterior tabla, análisis de DBO y SSV con menor frecuencia, teniendo en cuenta
que estos datos generalmente en este tipo de aguas presentan una fuerte relación
con los parámetros de DQO y SST respectivamente. En las figuras a continuación
se muestra la relación encontrada entre estos parámetros.
48
Figura 13. Relación DQO/DBO en el afluente
Las relaciones encontradas para DQO/DBO fueron para la Fase I en promedio de
1.9, para la Fase II de 2.3, y para la Fase III de 2.1 definiéndose para la Fase I
como baja es decir fácilmente biodegradable y típica para las Fases II y III (Henze
et al, 2000). La Figura 13 muestra la relación existente para todo el estudio.
Figura 14. Relación SST/SSV en el afluente
Las relaciones encontradas para SST/SSV fueron en promedio tanto para la Fase
I como para la Fase III de 0.6 y para la Fase II de 0.7, estando en el rango entre
0.6 y 0.8 para ser definida como una relación típica para agua residual doméstica
(Henze et al, 2000). La Figura 14 muestra la relación existente para todo el
estudio.
49
3.2 Condiciones de operación
Las condiciones de operación son reportadas en la Tabla 11, y sus valores se
encuentran basados en las condiciones anteriormente descritas en el numeral 2.2.
Los cambios evidenciados en el caudal de entrada obedecen en la Fase preliminar
al sobredimensionamiento del volumen del reactor, y en las demás fases,
exclusivamente al flux de la membrana, teniendo en cuenta que se debía
mantener determinado nivel de agua al interior del reactor.
De igual manera la variación en el TRH estuvo influenciada principalmente por los
caudales permeados (como se explicará posteriormente en el comportamiento
hidráulico del sistema), y por ende por el volumen útil del BRM, además de los
cambios realizados en los ciclos de filtración con el fin de aumentar los caudales
permeados. En general el TRH en las distintas fases fue alto comparado con
aquellos observados en la literatura, producto de los bajos caudales permeados
durante el ensayo y de las dimensiones del BRM superiores a las óptimas para las
características de permeabilidad de la membrana. Se encontraron remociones en
el mismo rango para los diferentes parámetros medidos durante la Fase II con
TRH en promedio de 28 h, para los primeros 33 días de esta fase, y 17 h, para los
73 días restantes, mostrando la poca influencia de la variación de este parámetro.
No muchos estudios se centran en las implicaciones del TRH en las eficiencias,
debido a la condición propia del BRM, que permite mantener altas
concentraciones de biomasa, permitiendo a bajos TRH alcanzar altas remociones
de materia orgánica. Lo anterior se puede ver reflejado en una disminución de
costos teniendo en cuenta que el TRH no resulta ser un parámetro de operación
significativo, siempre y cuando sea tenido en cuenta el TRH mínimo para alcanzar
la eficiencia esperada del proceso. Lo anterior, se explica con los resultados
obtenidos por Grelier y su equipo (2006) donde encontraron deficiencia en el
proceso de nitrificación influenciado por bajos TRH, 4 h. Por el contrario, para
remociones DBO5, Gander y colaboradores (2000) encontraron para distintos
estudios eficiencias por encima del 95% para TRH cortos de 4 a 7.5 h.
50
Durante el ensayo se alcanzaron eficiencias promedio de remoción de DBO5 del
98% para un TRH promedio de 22 h con una COV promedio de 0.28 kgDBO5/m3d,
mientras que Gander y colaboradores (2000) citan el estudio de Ishida y su equipo
(1993) donde reportaron una remoción del 99% de DBO5 para una COV entre
0.39-0.7 kgDBO5/m3d en un TRH de 7.6 h. Por otro lado, como se mencionó
anteriormente Rosenberger y colaboradores (2002) en su investigación obtuvieron
remociones de DQO del 95% para valores de carga orgánica volumétrica entre 1.1
y 1.7 kgDQO/m3d en TRH entre 10.4 y 15.6 h, comparables con las remociones
alcanzadas en esta investigación del 97% para valores promedio de COV de 1.64
kgDQO/m3d en TRH promedio de 19 h. De lo anterior se podría inferir que la
mejora en las remociones del material orgánico no obedece a TRH altos, sin
embargo sería importante investigar si por el contrario para el caso del material no
biodegradable resulta importante aumentar los TRH, con el fin de que parte del
material que no es retenido por la membrana, pueda llegar a ser removido por
asimilación o adsorción, o formar otro tipo de compuestos de cadenas más largas.
En cuanto al tiempo de retención celular, no se realizó purga intencional en ningún
momento durante el ensayo, únicamente se tomaron los volúmenes equivalentes a
las dos muestras para caracterización de lodo y aquellas muestras de biomasa
(SSLM) que se tomaron con mayor frecuencia. No obstante hubo una pérdida de
lodo el día 227. Las altas edades de lodo influenciaron la buena nitrificación
alcanzada durante la investigación, si se compara la corta edad de lodo que se
presentaba en la fase I y el incremento de la eficiencia en la fase II. La producción
de lodos no fue cuantificada por estar fuera de los alcances de este estudio.
La edad de lodo se ha definido como un parámetro predominante en la eficiencia
del proceso y como la mayor ventaja, asociada a lo anterior, a la baja producción
de lodos y a los bajos requerimientos de área. Grelier y su equipo (2006) muestran
la fuerte influencia de la edad de lodo no solo en las eficiencias y la concentración
de biomasa, sino también en el ensuciamiento de la membrana, y después de
analizar edades de lodo de 8, 15 y 40 d, concluye que debido a que la filtración es
51
uno de los principales factores económicos en la operación del BRM, la edad de
lodos mas conveniente estaría entre 15 y 40 días, con buenas eficiencias y menor
ensuciamiento de la membrana.
Fan y colaboradores (1996) encuentran para edades de lodo de 5, 10 y 20 días,
altas remociones, por encima del 95% para parámetros como DQO, SS, COT,
NKT y NH4; sin embargo para la máxima rata de nitrificación específica para
edades de lodo de 10 y 20 días se mostraron características similares del lodo
activado, mientras que para edades de lodo de 5 d la rata máxima de nitrificación
puede provocar un cambio en la naturaleza del lodo activado. Para las edades de
lodo estudiadas se reportó que 54%, 48% y 33% de la DQO presente en el
afluente fue convertida en lodo activado, para las edades de lodo de 5, 10 y 20 d.
Los coeficientes de producción y de decaimiento tuvieron valores de 0.61
kgDQO/kgDQO removido y 0.05 d-1, respectivamente.
El ciclo de filtración se definió intermitente con el fin de disminuir el ensuciamiento
de la membrana, igualmente el ciclo de retrolavado, que obedeció a cumplir los
tiempos definidos en la literatura con diferente frecuencia, dado la falta de un
sistema de automatización para esta labor, que permitiera realizar la tarea para
intervalos de tiempo menores.
FASE II PARAMETRO FASE I A B
FASE III
Periodo (d) 28 33 73 54 Θ (d) ∞ ∞ ∞
TRH (h) 22 28 17 19 Qentrada (L/d) 56.1 46.4 62.4 53.6
Ciclo de filtración (h)
Intermitente 1h/30min
Intermitente 1h/30min
Intermitente 30min/5 min
Intermitente 30min/5 min
Ciclo de retrolavado (m)
30min/ 3 veces al día
30min/ 3 veces al día 30min/ 3 veces al día
Tabla 11. Condiciones de operación que gobernaron el comportamiento hidráulico del sistema.
Durante el total del experimento se monitorearon al interior del BRM los
parámetros que influencian el proceso biológico, entre ellos oxígeno disuelto, pH y
temperatura. Los parámetros se ilustran en la Tabla 12, a continuación.
52
FASE PRELIMINAR
FASE I (días 60-87)
FASE II (días 95-200)
FASE III (días 201-254)
PROM 4.63 5.59 4.29 6.51 MIN 0.14 0.18 0.10 4.90
OXÍGENO DISUELTO
(mg/l) MAX 7.70 7.60 7.30 8.30 PROM 7.90 6.11 6.22 6.06 MIN 7.41 5.08 4.89 5.03 pH MAX 8.47 7.32 7.71 7.76 PROM 17.75 18.50 17.98 18.13 MIN 15.10 15.60 14.30 15.50 TEMPERATURA
(°C) MAX 19.30 22.40 22.40 21.50
Tabla 12. Parámetros monitoreados in situ.
El monitoreo del Oxígeno Disuelto (OD) buscó siempre mantener concentraciones
al interior del reactor de 2 mg/l o mayores, condición necesaria para satisfacer los
requerimientos de los microorganismos. En general los valores de OD fueron altos
con el fin de propiciar la nitrificación y mantener un flujo de aire que permitiera
crear una mayor turbulencia minimizando el ensuciamiento de la membrana. Los
valores reportados por debajo de 2 mg/l se presentaron en los momentos en que
era suspendida la energía eléctrica por cuestiones de operación y mantenimiento
de los canales de pretratamiento de la PTAR.
En cuanto al pH, este fue monitoreado con el fin de conocer su comportamiento y
principalmente su influencia en las eficiencias encontradas y asociadas al
tratamiento biológico. Los promedios de las mediciones de pH estuvieron entre 6 y
7, valores propicios para la remoción de carbono (Metcalf y Eddy, 2003), sin
embargo con frecuencia se presentaron valores más bajos que podrían ser
atribuidos a la influencia del proceso de nitrificación (Henze et al, 2000). Los
valores de pH fueron en general bajos para alcanzar las ratas de nitrificación
óptimas, teniendo en cuenta que el rango para esto se encuentra entre 7.5 y 8
(Metcalf y Eddy, 2003).
Por otra parte, la temperatura resultó en promedio alrededor de los 18°C,
obteniendo valores desde 14.3°C hasta 22.4°C.
53
La Figura 15 muestra la concentración de SSLM y SSVLM, a lo largo de todo el
experimento, medida a una profundidad de 10 cm desde la superficie del agua al
interior del BRM. El comportamiento de las concentraciones de SSLM no fue
posible analizarse para la Fase preliminar donde se perdió el proceso de
inoculación por el evento de adecuación del volumen del reactor. Por el contrario
en la Fase I durante el proceso de inoculación del sistema se observó la fuerte
tendencia a disminuir la cantidad de sólidos, lo cual se atribuye principalmente a
las bajas cargas volumétricas aportadas al sistema. La no adaptación de la
biomasa al sistema en la Fase I puede ser atribuida a varios hechos:
1. Bajas cargas volumétricas
2. Ensuciamiento de la membrana, disminuyendo los caudales
permeados, los cuales gobernaban los caudales de entrada.
3. Presencia de problemas en la planta de donde se tomó el inoculo:
Independientemente de la disminución del volumen el día en el que
fue tomada la biomasa del lodo de recirculación para el zanjón de
oxidación de la PTAR de Bojacá, se habían presentado problemas
de ingreso de cloro a la planta, lo cual pudo afectar a los
microorganismos.
En la Fase II las altas concentraciones aportadas al sistema y las altas
concentraciones de SSLM aportadas para inocular el sistema, permitieron contar
con un sistema estabilizado al cabo de aproximadamente 20 días, teniendo en
cuenta que a partir de este momento las concentraciones de SSLM al interior del
BRM se mantuvieron en un mismo rango, como se muestra en la Figura 15. En la
Fase III se puede apreciar la disminución de la concentración, dado a la
disminución de la carga orgánica volumétrica aplicada y al evento de pérdida de
biomasa el día 227.
54
Figura 15. Desarrollo de la concentración de SSLM y SSVLM en el reactor.
Es importante destacar que el reactor no tuvo un comportamiento completamente
mezclado, siendo evidente la estratificación de las concentraciones de SSLM a lo
largo de la altura del reactor. Este hecho se confirmó mediante la medición de las
concentraciones de SSLM y SSVLM a distintas alturas al interior del reactor,
durante tres días en la Fase II, los resultados se presentan en la Figura 16.
La Figura 16 presenta como en los tres días de muestreo existe una diferencia
significativa entre la concentración al fondo del reactor y las tres alturas restantes.
Las concentraciones en la superficie muestran valores un poco más altos que a
las alturas de 18 y 36 cm del fondo, dado a la espuma y nata, típica en los
tratamientos biológicos, que se presenta generalmente en la superficie del agua.
Por lo anterior las mediciones expuestas en la Figura 15, medidas a 10 cm de
profundidad de la superficie, son en realidad mayores alrededor de un 12% para
SSLM y 10% para SSVLM, con respecto al promedio de las medidas en las
distintas alturas para los tres días.
Teniendo en cuenta lo anterior, podría atribuirse un mayor ensuciamiento de la
membrana por capa de torta en la parte inferior de la membrana si esta estuviese
instalada totalmente vertical en el reactor, sin embargo, en este caso la membrana
por no tener un soporte para la fibras en la parte inferior permitía que las fibras
55
estuvieran en constante movimiento hacia la superficie evitando que
permanecieran en un mismo lugar con respecto a la altura del reactor. Por esta
razón, no se puede atribuir ninguna implicación referente a la estratificación con
respecto al ensuciamiento a lo largo de la profundidad de la membrana. En cuanto
al tratamiento biológico se puede inferir que la mayor actividad se mantuvo en la
parte inferior del reactor por la existencia de mayores concentraciones. Por otra
parte, periódicamente se abría y cerraba la válvula de paso de aire hacia el
difusor, de manera intermitente, durante unos minutos, con el fin de desprender
cualquier lodo que pudiera haberse sedimentado sobre el mismo, y mejorar la
eficiencia de este. De esta manera, resulta importante para este tipo de sistemas
analizar el comportamiento de la mezcla y evitar las zonas muertas al interior del
reactor.
2.02.5
3.03.54.04.55.0
5.56.06.5
0 18 36 54
SSLM
(g/L
)
Altura desde el fondo (cm)
Día 193Día 197Día 199
Figura 16. Estratificación de las concentraciones del SSLM al interior del reactor.
3.3 Comportamiento Hidráulico
El comportamiento hidráulico del sistema dependió principalmente de la capacidad
de filtración de la membrana. Por tal razón los caudales de entrada fueron
dominados por este hecho y se manejaban manteniendo el nivel de agua al
interior del reactor. Los caudales medidos se reportan en la Figura 17, a
continuación.
56
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
75 95 115 135 155 175 195 215 235 255
Cau
dal (
l/d)
Tiempo (d)
Figura 17. Variaciones de caudal a lo largo de la investigación.
La Figura 18 presentada a continuación es producto de las pruebas realizadas con
agua potable después de cada lavado químico y en esta se puede apreciar el flux
de la membrana a las diferentes presiones aplicadas. Los lavados fueron
realizados en tres ocasiones, la primera antes de iniciar el experimento, la
segunda terminadas la Fase preliminar y la Fase I y antes de iniciar la Fase II, y la
tercera una vez terminado el experimento. El fuerte cambio de las condiciones
propias de la membrana reflejado en la gráfica es producto del ensuciamiento
irreversible.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0 10 20 30 40 50 60 70
Flux (l/m
2h)
Presión (KPa)
Ter ce r Lavado
Segundo lavado
Primer Lavado
Figura 18. Gráfica Presión vs. Flux.
57
La Tabla 13 reporta las características principales, para caudales permeados
cercanos, determinadas con pruebas con agua potable, una vez realizados los
lavados químicos. El aumento de presión entre el primer lavado y el segundo fue
de aproximadamente 88% y un 32% entre el segundo y tercer lavado. El fuerte
aumento de presión entre un lavado y otro reflejan el grado de ensuciamiento
irreversible de la membrana.
El ensuciamiento irreversible presenciado obedece a las elevadas presiones a las
que estuvo expuesta la membrana y a las bajas calidades del afluente,
consecuencia del aumento de concentraciones para mantener la carga orgánica
volumétrica, tal y como lo indica, American Water Works Association y
colaboradores (1998), dentro de las principales condiciones que conllevan al
ensuciamiento irreversible.
De igual manera se determinó la pérdida de capacidad de permeado causada por
el ensuciamiento irreversible de la membrana con 51% de pérdida entre los días 1
y 94, y del 16% entre los días 95 y 254. La perdida de capacidad de permeado
total del experimento fue de aproximadamente 59%. Es importante aclarar que en
las tres ocasiones el lavado se realizó en las mismas condiciones, según lo
establecido en el protocolo de lavado presentado anteriormente.
Día Q (l/d)
Presión (KPa)
Flux (l/m2 h)
Permeabilidad (l/m2 h bar)
% Perdida de
capacidad de
permeado Primer lavado
Antes de iniciar la operación del sistema 81.51 2.5 6.79 271.70
Segundo lavado
94 75.66 4.7 6.30 134.14 51
Tercer lavado
Una vez detenida la operación del sistema 83.88 6.2 6.99 112.75 16
Tabla 13. Determinación del Flux y la Permeabilidad después del lavado químico.
Varios eventos pueden haber aportado a la pérdida de capacidad de permeado de
la membrana, entre ellos el más importante el ensuciamiento causado por la
58
adhesión de partículas a la torta presente en la membrana, tanto por las altas
concentraciones de SSLM al interior del sistema, como por las altas cargas
orgánicas volumétricas, además de las altas concentraciones de materia orgánica
soluble. Y por otra parte la perdida de área de la membrana, debida al
rompimiento de algunas fibras por el efecto de la aireación, teniendo en cuenta
que la membrana no se encontraba fijada en uno de sus extremos a un soporte
que impidiera el movimiento de las fibras, causante del enredo entre las mismas.
La Figura 19 reporta las presiones medidas a lo largo del experimento, iniciando el
día 58 cuando se adquirió el vacuómetro. Algunos datos no son reportados debido
a eventos presentados, como fallas en el funcionamiento de las bombas (1, 4),
lavado de la membrana (2), rompimiento de las mangueras (3), o simplemente no
reporte de datos (2, 5, 6, 7, 8).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
58 63 68 73 78 83 88 93 98 103
108
113
118
123
128
133
138
143
148
153
158
163
168
173
178
183
188
193
198
203
208
213
218
223
228
233
238
243
248
253
PTM
(KP
a)
Tiempo (d)
1 2 3 4 5 6 7 8
Figura 19. Presiones Transmembrana reportadas durante el experimento.
El inicio de las mediciones, en el día 58, reporta una presión transmembrana de
26.7 KPa y muestra un aumento a 43.9 KPa el día 65, es decir al cabo de una
semana el aumento fue del 64.4%. Entre los días 67 y 68 se descompuso la
bomba de alimentación y se presentó una disminución al inicio de nuevo de la
operación del sistema de 22.6 KPa, dicha disminución puede ser atribuida a la no
59
alimentación de agua cruda, la no succión de agua a través de la membrana, a las
bajas concentraciones de SSLM, y al efecto de la aireación, sin embargo el día 74,
al cabo de 6 días, alcanzó presiones alrededor de 64 KPa, un aumento
equivalente a 183%. Tal ensuciamiento es producto de que la membrana fue
operada todo el tiempo con valores por encima del flux crítico, alcanzando el flux
límite rapidamente, debido a las razones anteriormente expuestas, teniendo en
cuenta que la membrana no contaba con el área necesaria para permear el
volumen de agua requerido a flux menores.
Es importante mencionar que la no existencia de un tratamiento primario, pudo ser
razón para el rápido ensuciamiento de la membrana por la gran cantidad de
sólidos que logran formar masas adheridas a la superficie disminuyendo el área de
permeado.
Entre los días 87 y 95 no se reportaron datos, dado a la transición entre una fase y
otra, donde se buscaba inocular de nuevo por la disminución de SSLM al interior
del reactor. Con el fin de iniciar una segunda fase donde se inocularía y se
realizaría el aumento de carga orgánica volumétrica se realizó el lavado de la
membrana, la figura muestra el aumento de presión inmediato, donde en 24 horas
alcanzó valores tan altos como los anteriores a la limpieza con químicos, este
hecho se debió principalmente a las altas concentraciones del lodo para la
inoculación, aun cuando, se observa dos días después una disminución de
presión. Posibles razones para atribuir este rápido aumento de presión, son el
taponamiento de poros por la rápida formación de películas y depósitos de
residuos de floc en la nueva superficie de la membrana (Zhang et al, 2006).
Entre los días 103 y 105 se presenta una falla con la manguera de la bomba de
succión y durante estos días es evidente el aumento de presión, producto del
ensuciamiento de la membrana, esto debido al no flujo a través de ella y quizá la
precipitación de compuestos al interior de los poros y en la superficie de la
membrana, alcanzando una presión alrededor de 59 KPa. Este mismo evento se
60
repitió entre los días 119 y 127, sin embargo en este caso el aumento de presión
es menor teniendo en cuenta que ya la membrana se encontraba obstruida por el
propio funcionamiento y además se trabajó por encima del flux crítico.
El ensuciamiento producido por el funcionamiento de la membrana, reflejado en el
aumento de presión en cada fase, se encuentra reportado en la Tabla 14. Si se
observa, los aumentos son considerables y únicamente el efecto del lavado con
químicos ejerce un cambio representativo en la disminución de la presión, en el
caso de la Fase II, que antes de iniciar se realizó el retrolavado. De acuerdo a lo
anterior, es recomendable realizar el retrolavado con mayor frecuencia, lo que
podría mejorar el funcionamiento de esta y talvez alargar su vida útil, evitando la
adsorción y precipitación de material al interior de los poros, sin embargo es
importante evaluar el efecto que puede tener el uso de productos químicos con
mucha frecuencia en la vida útil de la misma.
Por otra parte la máxima presión ejercida sobre la membrana alcanzó siempre
valores alrededor de 60 KPa, lo cual indica que este puede ser el punto máximo
de presión al que puede llegar la membrana, es decir el flux límite. Zhang y
colaboradores (2006) estudió el aumento repentino de la presión transmembrana
(PTM), y cita a Pollice y su equipo, quienes asignan este hecho como frecuente en
experimentos a pequeña escala, porque tienden a implementar los límites de
operación deliberadamente. Zhang y colaboradores (2006) atribuye el aumento de
la presión a la aceleración propia impuesta por un flux constante, por tanto
aconseja seleccionar cuidadosamente un flux que resulte sostenible para el
periodo de operación.
Lo anterior demuestra que la membrana trabajo a un flux superior al conveniente
para el estudio, y esto fue debido a la sobrestimación de las propiedades de la
misma, y a la imposibilidad de disminuir el volumen del reactor, forzando a trabajar
el sistema a caudales superiores, para condiciones de operación normales.
61
Periodo Día Presión (KPa)
60 29.6 Fase I (días 60-87) 87 64.5
95 9.5 Fase II* (días 95-200) 192 61.9
204 43.2 Fase III (201-254) 253 63.1
Tabla 14. Presiones al inicio y final de cada fase. *Antes de iniciar esta fase se realizó lavado con químicos.
Con el objetivo de disminuir el ensuciamiento otra de las recomendaciones
mostradas por la literatura es el retrolavado. El efecto generado por el retrolavado
fue significativo, sin embargo, al cabo de pocas horas de realizado se restablecía
el aumento de presión, demostrando con ello que simplemente ayudaba en la
remoción de aquellas partículas depositadas en la superficie. En las gráficas a
continuación, se refleja tal hecho. Las medidas de presión en la Fase I se
realizaron con una frecuencia de una hora y treinta minutos durante las 24 horas,
en la Fase II estas medidas se aumentaron a una frecuencia de una hora pero
durante 9 horas, y posteriormente para la Fase III se disminuyó la frecuencia a 2
horas durante 9 horas. La razón de estos cambios no obedece a ninguna razón
técnica, simplemente a cuestiones de operación, ya que al no contar con
registrador automático de datos se cuenta con mediciones discretas.
De acuerdo a lo anterior, la Figura 20 muestra el comportamiento en la Fase I
durante una semana (lunes a domingo), donde el retrolavado era realizado en tres
ocasiones a lo largo del día, generalmente programadas a las 6 a.m., a la 1:30
p.m. y a las 9 p.m., con una duración de 30 minutos. Si se observa la figura, una
vez realizado el retrolavado, una reducción en la siguiente lectura de presión es
evidenciada por este hecho (7 a.m., 2:30 p.m. y 10 p.m.), sin embargo el día 83
muestra otro comportamiento a la hora del primer retrolavado, producto de que
este fue realizado media hora después según las observaciones encontradas en
los reportes. De igual manera no son tenidos en cuenta los datos de presión
reportados entre las 10 p.m. del día 78 y las 7 a.m. del día 79, debido a que el
medidor de presión no fue estabilizado después del retrolavado de las 9 p.m. del
62
día 78 y se presentaron valores muy bajos durante este periodo, no
representativos, que no lograron ser atribuidos a ningún hecho, ya que no se
presentó ningún caso atípico en el funcionamiento del sistema durante este
periodo.
50
52
54
56
58
60
62
64
66
68
70
01:0
0 a
.m.
02:3
0 a
.m.
04:0
0 a
.m.
05:3
0 a
.m.
07:0
0 a
.m.
08:3
0 a
.m.
10:0
0 a
.m.
11:3
0 a
.m.
01:
00 p
.m.
02:
30 p
.m.
04:
00 p
.m.
05:
30 p
.m.
07:
00 p
.m.
08:
30 p
.m.
10:
00 p
.m.
11:
30 p
.m.
Pres
ión
(KP
a)
Hora
día 7 7 día 78 día 79 d ía 80 día 8 1 día 8 2 día 83
Figura 20. Registro de valores de presión entre el día 77 y el día 83.
40
45
50
55
60
65
70
08:0
0 a.
m.
09:0
0 a.
m.
10:0
0 a.
m.
11:0
0 a.
m.
12:0
0 p.
m.
01:0
0 p.
m.
02:0
0 p.
m.
03:0
0 p.
m.
04:0
0 p.
m.
Pres
ión
(KPa
)
Hora
d ía 133 día 1 34 d ía 135 día 1 36 d ía 137
Figura 21. Registro de valores de presión entre el día 133 y el día 137. A partir del día 128 conocidos los efectos del retrolavado, los valores reportados
de presión se hicieron menos frecuentes y se reprogramaron las horas de
retrolavado (7 a.m., 4:30 p.m., y 12:00 am). De esta manera en la Figura 21 se
observa únicamente el efecto del retrolavado realizado a las 7 a.m. Sin embargo
63
para los días 133, 135 y 137 el efecto del retrolavado no es evidente,
probablemente debido a que el ensuciamiento no es mayoritariamente por la capa
de lodo en la superficie, y no es fuerte entonces el cambio.
La literatura reporta tiempos de retrolavados muchos menores, pero para
frecuencias de retrolavado mayores, quizás este tipo de retrolavado disminuya el
ensuciamiento con mayor eficiencia teniendo en cuenta que es mas frecuente el
retrolavado y eso tan solo permite pequeñas capas de torta, mientras que la
frecuencia de retrolavado en este estudio operada puede llevar a capas mas
gruesas, difíciles de remover a pesar de retrolavar durante mayor tiempo.
El comportamiento hidráulico del sistema es descrito a continuación a partir de los
parámetros calculados de flux y permeabilidad, gobernados por las presiones
presentadas, y se ilustra en la Figura 22. Se observa que el flux estuvo a lo largo
del experimento (datos reportados a partir del día 75) en un rango aproximado
entre 3.8 y 11.5 l/m2h, con un promedio de 6.34 l/m2h. Y de acuerdo a los datos
de presión mencionados anteriormente, se obtuvo una permeabilidad en un rango
entre 6 y 21 l/m2hbar, con un promedio de 11.49 l/m2hbar.
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0
5
10
15
20
25
75 89 98 100
102
107
109
111
113
115
129
134
135
136
137
163
165
170
182
184
186
190
204
206
221
224
225
226
227
228
232
233
234
235
238
239
240
241
242
245
246
247
248
249
253
254
PTM
Flux
y P
erm
eabi
lidad
Tiempo (d)
Fl ux (l/m2h)Permeabi li dad (l/m 2hbar)DP(bar)
Figura 22. Comportamiento de la presión de la membrana y flux asociado.
Rosenberger y su equipo (2002) consiguieron flux de 27 l/m2h a 55 kPa de presión
transmembrana, sin embargo reporta que a este flux el comportamiento fue menos
estable que para flux menores, debido probablemente a la capa en la membrana
la cual fue mas compacta y redujo la permeabilidad. Côte y colaboradores (1997)
64
reporta para uno de sus sistemas piloto presiones bajas cercanas a 20 kPa, que
corresponden a un flux promedio de 35 l/m2h, y la capacidad de absorción de
variaciones de flujo de la membrana fue evaluada, perneando 70 l/m2h por
periodos de 1 a 2 h. Por otra parte, Günder (2001) cita a Gummel y su equipo
(1998) quienes operaron a flux entre 23 y 35 l/m2h con presiones transmembrana
entre 20 y 45 kPa, a temperaturas entre 18 y 25 °C.
Los flux operados en este ensayo son inferiores, trabajan a presiones mayores
(20-60 kPa), y por lo tanto la membrana presenta una permeabilidad muy baja,
comparado con lo reportado en los estudios mencionados anteriormente. Esto se
debe a que los caudales tratados son muy altos para el área que presenta la
membrana, consecuencia del desconocimiento del flux de diseño de la membrana.
No se encontró ninguna relación o comportamiento definido entre el flux y la
presión transmembrana, y este hecho se debe a los distintos cambios realizados y
presentados en la operación del sistema, teniendo en cuenta la variabilidad a lo
largo del experimento de parámetros como flujos de aireación, TRH,
concentraciones de SSLM, entre otras. Sin embargo es importante mencionar que
el hecho de haber alcanzado el flux límite de funcionamiento de la membrana
(alrededor de 60 KPa) y haber trabajado el sistema la mayoría de tiempo de esa
manera, influenció las relaciones que podían existir entre la permeabilidad y los
demás parámetros de operación del sistema.
La Figura 23 muestra la relación existente entre la permeabilidad y presión
transmembrana; aunque los resultados no muestran una tendencia precisa, debido
a las distintas variables que influenciaron la permeabilidad de la membrana,
especialmente el ensuciamiento. La dispersión en la gráfica puede ser atribuida a
las diferencias en las presiones teniendo en cuenta los retrolavados realizados, sin
embargo el comportamiento es el esperado.
65
R² = 0.353
0
5
10
15
20
25
0.35 0.40 0.45 0.50 0.55 0.60 0.65 0.70
Perm
eabi
lidad
(l/m
2 hba
r)
PTM ( bar)
Figura 23. Relación entre la presión transmembrana y la permeabilidad.
El comportamiento de la permeabilidad y el TRH se presenta en la Figura 24, y la
relación existente entre estos dos parámetros se representa en la Figura 25. Esta
última presenta por una parte la relación existente entre los días 75 y 115, y por
otro lado entre los días 116 y 254, teniendo en cuenta que el nivel del agua en el
reactor se disminuyó 10 cm entre un periodo y otro, lo cual incide en el TRH.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0
5
10
15
20
25
75 135
163
165
170
182
184
186
225
228
234
239
242
247
253
TRH
(h)
Per
mea
bilid
ad (l
/m2 h
bar)
Tiempo (d)
Permeabilidad TRH
Figura 24. Permeabilidad y TRH durante el experimento.
66
R2 = 0.738
0
5
10
15
20
25
15 20 25 30 35 40 45
Perm
eabi
lidad
(L/m
2 hba
r)
TRH ( h)
R² = 0.831
0
5
10
15
20
25
5 10 15 20 25 30
Perm
eabi
lidad
(L/m
2 hba
r)
TRH ( h) Figura 25. Relación entre el TRH y la permeabilidad de la membrana.
A la izquierda entre los días 75 y 115. A la derecha entre los días 116 y 254.
Además de las altas concentraciones mantenidas en el reactor producto de la alta
concentración del inoculo (Figura 15) y del rápido ensuciamiento de la membrana
que impidió observar la influencia de este tipo de parámetros, no es posible definir
una relación real entre la concentración de SSLM y la permeabilidad, como se
observa en la Figura 26. Ferre y colaboradores (2007), concluyen de igual manera
la no relación directa entre estos dos parámetros. No obstante, Rosenberger y
colaboradores (2002) afirmaron que con un aumento en la concentración de la
biomasa cercana a 18-20 gSSLM/L, se observó una disminución significativa en la
permeabilidad. Igualmente Chu y Li (2006) comprueban que ha concentraciones
de biomasa elevadas (8-10 g/L) existe un gran impacto en el ensuciamiento de la
membrana y una gran disminución en el flux, y que para concentraciones entre 1.5
y 5 g/L el flux se mantiene estable.
En este caso, la permeabilidad se vio afectada por otros factores operacionales,
además que aunque la concentración de SSLM se mantuvo en un rango después
de estabilizado el sistema, existió una pequeña variación en la concentración,
siendo estos suficientes motivos para no encontrar una relación entre estos dos
parámetros.
67
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
0
2
4
6
8
10
12
14
16
99 106 109 111 115 134 164 179 184 224 234 241
Perm
eabi
lidad
(l/m
2hb
ar)
SSLM
(g/l)
Tiempo (d)
S SLMP erm eabilidad
R² = 0.150
6
8
10
12
14
16
18
2 4 6 8 10 12 14 16
Perm
eabi
lidad
(l/m
2 hba
r)
SSLM (g/l)
Figura 26. Comportamiento de la Permeabilidad con respecto a la concentración de SSLM en el reactor.
Es importante analizar si existe alguna relación entre la permeabilidad y algunos
parámetros relevantes de diseño del tratamiento biológico, por eso la Figura 27
presenta la relación entre la permeabilidad y la carga orgánica volumétrica y la
relación F/M. Aunque la correlación en ambos casos no resulta ser tan
representativa, para el primer caso se puede suponer que si existen altas COV, lo
cual permite el buen desarrollo de la biomasa, se presentará un buen
funcionamiento del tratamiento biológico, aumentando la permeabilidad, y
minimizando el ensuciamiento de la membrana. Por otra parte, teniendo en cuenta
la clase de microorganismos formados al interior de un BRM, este tiene la
capacidad de trabajar a bajas relaciones F/M, sin embargo la permeabilidad
parece mejorar para las relaciones F/M más altas. Ferre y colaboradores (2007)
afirman que relaciones F/M por encima de 0.1 kgDBO/kgSSLM mejoran la
permeabilidad.
68
R² = 0.412
8
9
1 0
1 1
1 2
1 3
1 4
1 5
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Per
mea
bili
dad
(l/m
2 hba
r)
COV (k gD BO/m3d)
R² = 0.205
8
9
10
11
12
13
14
15
0.05 0.10 0 .15 0.20 0.25 0.30 0.35
Perm
eab
ilid
ad (
l/m2 h
bar)
F:M (kg DB O/kg SSLM)
Figura 27. Relación entre la permeabilidad y parámetros del tratamiento biológico.
3.4 Calidad del agua residual tratada
El principal objetivo de la investigación fue conocer las eficiencias de eliminación
de contaminantes del proceso de lodos activados con membrana de microfiltración
inmersa. A continuación se presentan las eficiencias alcanzadas con este tipo de
tratamiento para aguas residuales domésticas con las características descritas en
el numeral 3.1.
3.4.1 Remociones de DBO5 y DQO
La Figura 28 presenta por una parte el comportamiento de la DBO5 en el afluente
con las respectivas concentraciones una vez efectuado el tratamiento, y por otra
parte las eficiencias de remoción de DBO5 alcanzadas. Las concentraciones en el
efluente estuvieron entre 2 mg/l y 30 mg/l, para un promedio de 13.6 mg/l, y
remociones por encima del 95% en su mayoría, exceptuando el día 30 cuando la
remoción fue del 84%, donde tal eficiencia puede ser atribuida únicamente al
efecto de la membrana, debido a la deficiencia del proceso biológico por las bajas
concentraciones de SSLM. La eficiencia del proceso se mantiene durante las
Fases I y II, y en la Fase III se nota una pequeña disminución debida al
decaimiento de la concentración de SSLM y a la pérdida de biomasa del día 227;
69
no obstante los resultados son satisfactorios teniendo en cuenta el aporte de la
membrana.
Los porcentajes de remoción alcanzados se encuentran por encima de aquellos
obtenidos en un sistema de lodos activados de carga convencional, equivalentes a
un 85% de remoción y valores en el efluente alrededor de 30 mgDBO5/L (Rittmann
y Mc Carty, 2001). Concentraciones de 1 a 4 mg/L fueron encontradas en el
efluente de un BRM estudiado para el reuso agrícola del agua residual municipal
tratada, cumpliendo con la reglamentación aplicada en el sitio de la investigación
de 20 mgDBO5/L (D. Lgs. 185/03) (Guglielmi et al, 2007). Melin y colaboradores
(2006) mencionan remociones mayores al 97%, con efluentes menores a 5 mg/L
para BRM. Se han reportado remociones completas de materia orgánica con
remociones totales de DBO5 (Côte et al, 1997).
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0
200
400
600
800
100 0
120 0
140 0
160 0
0 5 0 1 00 1 50 20 0 25 0
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
DBO Af luente DBO Ef luente
80
82
84
86
88
90
92
94
96
98
100
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo ( d) Figura 28. Eficiencia del proceso en términos de DBO5 y remociones alcanzadas.
Las concentraciones aquí alcanzadas obedecen a lo reportado en la literatura, sin
embargo se presentan efluentes con concentraciones mayores, debido a las altas
concentraciones aplicadas durante la Fase II, que ayudaron a mantener la
concentración de la biomasa, y que probablemente atravesaron la membrana en
su fracción soluble. Los resultados encontrados satisfacen plenamente las
exigencias de la ciudad de Bogotá para un tratamiento de aguas residuales
domésticas de tratamiento secundario y las altas remociones presentadas por este
proceso en diferentes estudios la hacen una tecnología fiable a la hora de elegir el
tratamiento de aguas mas conveniente para la reutilización del recurso.
70
Las remociones de DQO, presentadas en la Figura 29, estuvieron siempre por
encima del 90%, con concentraciones en el efluente entre 13 y 75 mg/l, y en
promedio 40 mg/l. Durante la Fase I se presentan las remociones más bajas,
teniendo en cuenta que durante este periodo se presentó la relación DQO/DBO
más baja de las tres fases (1.88), lo cual sugiere que la poca eficiencia del
tratamiento biológico influenció este resultado. Para las demás fases las
eficiencias se mantuvieron por encima del 95%, obedeciendo en general a lo
encontrado en la literatura para este tipo de sistemas.
Concentraciones de 16 mgDQO/L han sido encontradas para efluentes de BRM
(Côte et al, 1997). Por otra parte, Fan y su equipo (1996) encontraron valores
promedio por debajo de 20 mgDQO/L en el efluente, y Melin y colaboradores
mencionan para distintos estudios remociones entre el 89 y 98% y efluentes de 10
a 30 mgDQO/L. Algunos de los resultados de esta investigación presentan
menores concentraciones en el efluente para este parámetro, hecho atribuido a las
altas concentraciones aportadas al sistema con el fin de aumentar la COV, no
obstante las remociones son superiores a las de un tratamiento secundario
convencional, 50 mgDQO/L.
De igual manera las remociones alcanzadas en cada una de las fases muestran
una fuerte relación con la carga orgánica volumétrica, teniendo en cuenta que las
mayores eficiencias fueron encontradas para la Fase II, fase en la que se hallaron
las mayores cargas orgánicas volumétricas.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
DQO Af luente DQO Efl uente
80
82
84
86
88
90
92
94
96
98
100
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo (d) Figura 29. Eficiencia del proceso en términos de DQO y remociones alcanzadas.
71
Se realizaron tres mediciones en el afluente y efluente de los anteriores
parámetros en su fase soluble y total, durante las Fases II y III, con el objetivo de
observar el efecto del tratamiento biológico. Los resultados que se presentan en la
Tabla 15, reflejan el efecto de separación de la membrana, especialmente en los
valores reportados en el efluente de DQO, donde prácticamente la totalidad es la
fracción soluble. Gander y su equipo (2000) citan a Urbain y colaboradores (1997)
quienes reportan que la membrana en un BRM contribuye aproximadamente 30%
a la remoción de materia orgánica, equivalente a la fracción particulada.
Día Punto DBO Total (mgO2/l)
DBO Soluble (mgO2/l)
DQO Total (mgO2/l)
DQO Soluble (mgO2/l)
Afluente 904 118 1529 195 Efluente 23 6 46 43 206 Licor Mezclado 1223 33 2620 112 Afluente 734 116 1384 215 Efluente 27 21 52 49 212 Licor Mezclado 2160 27 3201 182 Afluente 294 29 707 84 241 Efluente 12 6 26 24
Tabla 15. Fracciones totales y solubles para la DBO y DQO, en el afluente, efluente y al interior del sistema
Remociones del 98.1% y 85.6% fueron reportadas para DQO Total y DQO soluble,
respectivamente, para DQO Total entre 6 y 21 mg/L y DQO soluble entre 5 y 16 en
el efluente, mostrando el paso de pequeñas fracciones particuladas,
probablemente coloidales, y fracciones un poco mayores de material soluble
(Guglielmi et al, 2007).
3.4.2 Remociones de SST y SSV
La Figura 30 muestra la diferencia entre el agua cruda y el agua tratada, donde el
color revela la remoción de material particulado.
72
Figura 30. Agua cruda y agua tratada por el BRM.
Los resultados encontrados en remociones de SST y SSV fueron los esperados,
con altas eficiencias principalmente atribuidas a la separación mediante la
membrana y con remociones constantes por encima del 99% y concentraciones
en el efluente menores a 2 mg/l (límite de detección de la técnica) tanto en SST
como en SSV. La Figura 31 y la Figura 32 muestran el comportamiento y las
eficiencias de remoción de los parámetros de SST y SSV, respectivamente. Todos
los estudios investigados presentan remociones por encima del 99.9% de SST.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
SST Af luente SST Ef luente
98.0
98.5
99.0
99.5
100.0
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo ( d) Figura 31. Eficiencia del proceso en términos de SST y remociones alcanzadas.
Aunque no se analizaron muestras para parámetros como turbiedad y color, la
perfecta remoción de Sólidos suspendidos y la apariencia a simple vista
demuestra la calidad del efluente, característica importante en el momento de
elegir un tratamiento secundario que permita mejorar al menos la apariencia física
73
de los cuerpos de agua receptores, indispensable para un cuerpo de agua como el
río Bogotá. Las remociones en este parámetro superan notablemente aquellas de
unos lodos activados convencionales donde se alcanzan remociones del 85%
SST.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
0 50 100 150 200 250Ef
luen
te (m
g/L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
SSV Af luente SSV Ef luente
98.0
98.5
99.0
99.5
100.0
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo ( d) Figura 32. Eficiencia del proceso en términos de SSV y remociones alcanzadas.
3.4.3 Remoción de Nutrientes
3.4.3.1 Nitrógeno Total
Las concentraciones de Nitrógeno Total en el efluente alcanzaron valores entre
2.5 y 21.8 mgN/l, con un promedio de 9.3 mgN/l; tales resultados equivalen a
remociones entre el 68 y 98%, para un promedio del 86%, como se muestra en la
Figura 33. En la primera fase se encuentran las remociones más bajas, dado a las
bajas concentraciones de SSLM, y a la carencia de microorganismos capaces de
nitrificar, teniendo en cuenta que estos requieren de mayor tiempo para su
adecuación, sin embargo se evidencian las remociones alcanzadas gracias a la
separación que la membrana logra para este tipo de compuestos. En este caso no
se lograron relacionar los flujos de oxígeno aplicados al reactor con la eficiencia
del proceso, debido a que este flujo siempre permaneció por encima de los valores
limitantes, con el fin de mantener la mezcla en el tanque, y además generar
turbulencia para minimizar el ensuciamiento de la membrana, por lo que las
concentraciones de oxígeno disuelto fueron siempre suficientes para mantener
una buena nitrificación. Para un sistema de lodos activados convencionales con
74
nitrificación eran requeridos 2 l/min, sin embargo teniendo en cuenta las
condiciones de operación de un sistema BRM se aplicaron flujos de 10 l/min y
superiores.
Tratamientos de lodos activados convencionales no alcanzan remociones
representativas de Nitrógeno, por tal razón deben ser diseñados especialmente
para ello, aumentando las concentraciones de oxígeno, y las edades de lodo,
aumentando los costos del tratamiento convencional. Los BRM poseen la
propiedad de eliminar parte del nitrógeno presente en el afluente, dados las altas
edades de lodo a las que puede trabajar. Fan y colaboradores (1996) alcanzan
para altas edades de lodo remociones del 99% de NKT, Côte y su equipo (1997)
encuentran remociones alrededor del 80% para edades de lodo entre 5 y 10 d y
TRH muy bajo de 2 h. Gonder (2000) encontró diferentes eficiencias en la
remoción de NKT dependiendo de las concentraciones presentes en el afluente,
alcanzando remociones entre el 51 y 72%.
En este caso las remociones de NKT fueron altas y se encuentran en los rangos
mostrados por la literatura, teniendo en cuenta las altas edades de lodo, y
relaciones típicas de DBO/NKT (5-10 gDBO/gNKT).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
30
60
90
120
150
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
NTK Afluente NTK Ef luente
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo (d) Figura 33. Eficiencia del proceso en términos de NKT y remociones alcanzadas.
Se realizaron en tres ocasiones mediciones de nitrógeno total y soluble, amonio
total y soluble, y nitratos en el afluente y efluente del tratamiento, igualmente se
75
realizó el muestreo en dos ocasiones al interior del reactor. Los resultados se
presentan en la Tabla 16, y reflejan las altas concentraciones en el afluente de
material soluble comparado con el total, especialmente para la primera muestra,
situación favorable para la descomposición de este tipo de materia orgánica por la
acción de las bacterias nitrificantes, de ahí las altas remociones de amonio y la
eficiencia de producción de nitratos encontrada. Las concentraciones en el
efluente son prácticamente únicamente fracciones solubles bajas, demostrando de
esta manera la buena eficiencia de tanto el proceso biológico como de la
separación realizada por la membrana.
Día Punto NKT (mgN/l)
NKT Soluble (mgN/l)
Amonio (mgN/l)
Amonio Soluble (mgN/l)
Nitratos (mgN/l)
Afluente 67.2 50.6 50.1 45.7 0.08 Efluente 10.1 8.8 6.90 6.90 27.94 206 Licor Mezclado 139.7 15.8 30.4 11.4 6.46 Afluente 87.9 43.2 54.2 40.2 0.30 Efluente 21.8 11.0 6.7 6.30 27.80 212 Licor Mezclado 79.7 20.5 24.6 17.6 14.77 Afluente 56.3 32.5 34.7 29.5 0.18 241 Efluente 3.6 3.4 1.7 1.7 28.96
Tabla 16. Fracciones totales y solubles para el Nitrógeno, en el afluente, efluente y al interior del sistema.
3.4.3.2 Amonio
Las concentraciones de amonio encontradas en el efluente del tratamiento
estuvieron entre 0.6 y 15.1 mgN/l, para un promedio de 5.2 mgN/l, equivalente a
remociones entre 67 y 99%, con un promedio de 88%, como se muestra en la
Figura 34. Una de las propiedades de este tipo de sistemas son las altas
eficiencias en la remoción de amonio, teniendo en cuenta las largas edades del
lodo (Stephenson et al, 2000), remociones que en este caso se alcanzaron
durante las Fases II y III.
Günder (2000) reporta concentraciones de 20 mgNH4/L en el efluente, y
remociones del 80% son reportadas por Côte y colaboradores (1997). Guglielmi y
su equipo reportan eficiencias del 97.7% y concentraciones en el efluente entre
0.1 y 1.9 mgNH4/L. En este caso las remociones alcanzadas fueron altas y las
76
concentraciones en el efluente son comparables con las encontradas en la
literatura, sin embargo la eficiencia del proceso se encuentra fuertemente
influenciada por las condiciones de diseño y operación del sistema, especialmente
con lo relacionado a la edad de lodo, el TRH y las concentraciones aportadas al
sistema.
Teniendo en cuenta que las aguas tratadas son vertidas a cuerpos de agua, o
pueden ser usadas para la agricultura, es importante remover el amonio presente
en las aguas contraminadas por su nivel de toxicidad en macroorganismos
acuáticos y en cultivos (Rittmann y McCarty, 2001). La remoción de amonio resulta
conveniente para el caso específico del tratamiento de aguas en la ciudad de
Bogotá, donde se contempla la recuperación ecológica del río Bogotá a largo
plazo.
0
10
20
30
40
50
60
0
20
40
60
80
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
NH4 Af luente NH4 Ef luente
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo (d) Figura 34. Eficiencia del proceso de nitrificación y remociones de amonio alcanzadas.
3.4.3.3 Producción de Nitratos
Por otra parte la producción de Nitratos demuestra la eficiencia del proceso de
nitrificación y termina de confirmar las remociones de amonio reportadas
anteriormente. Los valores de nitratos encontrados en el efluente fueron en
promedio de 19.9 mgN/l, con valores entre 5.9 y 29 mgN/l, equivalente a una
generación de nitratos en promedio del 97%, como se muestra en la Figura 35.
77
Grelier y su equipo (2006) reportan un promedio entre el 98 y 99% de eficiencia en
la nitrificación para cargas orgánicas volumétricas de aproximadamente 1
kgDQO/m3d, para distintas edades lodo y TRH de 12 h. Estas condiciones se
asemejan a las presentadas durante la Fase III con una diferencia en el TRH.
Con el objeto de evitar la eutroficación de los cuerpos de agua a los que se realice
el vertimiento una vez realizado el tratamiento con la presencia de nitrificación, es
importante eliminar los nitratos. Es posible incorporar previo al BRM, un
compartimiento adicional anaerobio y un mecanismo de recirculación, con el fin de
propiciar el proceso de denitrificación y disminuir las concentraciones de nitratos
logrando así la casi total remoción del nitrógeno presente en las aguas residuales
domesticas.
0
5
10
15
20
25
30
0
2
4
6
8
10
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo ( d)
NO3 Af luenteNO3 Ef luente
80
85
90
95
100
0 50 100 150 200 250
Nitri
ficac
ión
(%)
Tiempo (d) Figura 35. Eficiencia del proceso de nitrificación y producción de nitratos alcanzada.
3.4.3.4 Fósforo
Los porcentajes de remoción de fósforo alcanzaron valores desde 36.5% hasta
90.8%, con un promedio de 64.9%, como se muestra en la Figura 36. Las
remociones fueron muy variables a lo largo del experimento, con concentraciones
promedio en el efluente de 6 mg/l. Con el fin de explicar las buenas remociones de
fósforo alcanzadas se analizó la influencia de diversos parámetros como el pH, los
SSLM, remociones de otros nutrientes, relación Ptotal/DBO5 en el afluente, entre
otras.
78
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
10
20
30
40
0 50 100 150 200 250
Eflu
ente
(mg/
L)
Aflu
ente
(mg/
L)
Tiempo (d)
P Af luente P Ef luente
30
40
50
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (%
)
Tiempo (d) Figura 36. Eficiencia del proceso en términos de P Total y remociones alcanzadas.
En la Figura 37 se puede observar la relación existente entre el pH y la eficiencia
del proceso de remoción de fósforo para la Fase II, a pH básico es frecuente la
formación de fosfatos insolubles lo cual permite la remoción mediante la acción de
la membrana. Sin embargo no resulta lo mismo entre la concentración de SSLM y
la eficiencia del proceso como se muestra en la Figura 38, es posible que la
remoción no sea únicamente por asimilación de biomasa sino también por
generación de compuestos precipitados. Por otra parte se analizó la dependencia
existente entre la relación Ptotal/DBO5, en promedio 0.024, y las remociones de
fósforo alcanzadas, pero no se encontró relación alguna, esto con el fin de
determinar las remociones de fósforo por DBO5 removida. A pH básicos es
frecuente la formación de fosfatos insolubles lo cual permite la remoción mediante
la acción de la membrana.
Hasar y colaboradores (2002) reportan concentraciones en efluente de 1mg/L para
concentraciones de biomasa de 770 a 1900 mg/L, con concentraciones de OD
entre 1.9 y 4 mg/L y aireación continua, y observan que para aireación
intermitente las concentraciones de fósforo aumentan considerablemente por la
liberación de nuevo en las condiciones anóxicas. Melin y su equipo (2006)
reportan remociones entre el 62 y 97% y concentraciones en el efluente entre 0.3
y 2.8 mg/L con dosificación de sales de hierro. Stephenson y colaboradores (2000)
citan a Dorau y su equipo (2000) quienes observaron una eficiencia de remoción
79
del 40% y el balance de masa demuestra haber sido por asimilación únicamente,
20% de la biomasa puede haber sido fósforo. Comparado con las eficiencias de
remoción presentadas por la literatura, el sistema de este estudio presenta
remociones dentro de los rangos habituales, y puede ser atribuido a la asimilación
de la biomasa teniendo en cuenta los resultados presentados en la Tabla 17
donde para las muestras de licor mezclado tan solo una pequeña fracción es
soluble.
El proceso de lodos activados convencional no logra remociones de fósforo, sin
embargo son utilizados productos químicos que permiten la adsorción a la
biomasa y posteriormente son precipitados. El proceso BRM aunque alcanza altas
remociones de fósforo, si logra ser removido por adsorción y purga de biomasa,
gracias a la separación producida por membrana.
Al igual que los nitratos el fósforo es un nutriente esencial que estimula el
crecimiento de algas y bacterias en los cuerpos de agua, generando eutroficación
a altas concentraciones. La sedimentación primaria convencional y el lodo
activado reducen concentraciones de 12 mgP/L a alrededor de 6 mgP/L, no
obstante para limitar el proceso de eutroficación las concentraciones vertidas a un
cuerpo de agua protegido deben estar en 1 mgP/L (Rittmann y McCarty, 2001). El
afluente presentado en el sistema alcanzó un promedio de 18 mgP/L, y aunque se
presentaron remociones altas la concentración mínima en el efluente fue de 1.8
mgP/L. En el caso en que se desee proteger de eutroficación un cuerpo de agua
podrá inducirse la precipitación mediante el uso de sales metálicas.
80
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0
20
40
60
80
100
50 100 150 200 250
pH
Rem
oci
ón
P to
tal (
%)
Tiempo (d)
Remo ción Ptotal %
pH
R² = 0.810
40
50
60
70
80
90
100
5 5 .5 6 6.5 7 7.5 8
Rem
oció
n P
tota
l (%
)
pH
Fase IIL ineal (Fase II)
Figura 37. Relación entre la remoción de fósforo y el comportamiento del pH.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n de
P t
otal
(%)
SSLM
(mg/
L)
Tiempo d
SSLM mg/L
% Remoc ión P Total
Figura 38. Relación entre la remoción de fósforo y las concentraciones de SSLM en el reactor.
Se realizaron en tres ocasiones mediciones de fósforo total y soluble, en el
afluente y efluente del tratamiento; igualmente se realizó en dos ocasiones al
interior del reactor; los resultados se presentan en la tabla a continuación.
Día Punto Fósforo
Total (mgP/L)
Fósforo Soluble (mgP/L)
Afluente 15.20 8.72 Efluente 6.93 6.82 206 Licor Mezclado 46.05 8.86 Afluente 23.00 9.32 Efluente 2.71 2.67 212 Licor Mezclado 56.66 5.75 Afluente 10.14 5.14 241 Efluente 3.06 3.00
Tabla 17. Fracciones totales y solubles para el Fósforo, en el afluente, efluente y al interior del sistema.
81
Los resultados reportados en la Tabla 17 muestran la reducción en el fósforo total
y en su fracción soluble, tal hecho es atribuido tanto a la asimilación como a la
adsorción y a la separación mediante la membrana, lo cual puede ser comprobado
con las altas concentraciones presentadas en el licor mezclado y en las muestras
analizadas de lodo proveniente del sistema. De igual forma las muestras
analizadas en el efluente muestran que las concentraciones halladas son
prácticamente solubles.
3.5 Capacidad de desinfección
Metcalf y Eddy (1995) define dentro de las principales clases de organismos
patógenos presentes en las aguas residuales las bacterias, los virus, los protozoos
y el grupo de los helmintos. Dentro de los parámetros para medir la eficiencia de la
desinfección de este tipo de tratamiento se involucraron las bacterias coliformes,
conformadas por diferentes géneros, donde el genero Eschericia (Especie E. coli)
es denominado el más representativo de la contaminación fecal (Metcalf y Eddy,
1995). Por otra parte se analizó la presencia de Fagos, organismos indicadores de
virus, y de protozoos, importantes por su alta infecciosidad. Por último se tuvo en
cuenta la presencia del grupo de los helmintos, parásitos resistentes a la cloración.
A pesar del buen funcionamiento del sistema por la presencia de la membrana de
microfiltración, lo cual se demostró durante la mayoría del ejercicio, el deterioro de
la membrana y el rompimiento de algunas de las fibras pudieron haber
influenciado en la disminución de estas eficiencias en los últimos días, como se
observa a continuación.
3.5.1 Coliformes Totales
Las concentraciones de coliformes totales en el efluente lograron valores entre
32.3 y 9300 NMP/100ml, con un promedio de 2614 NMP/100ml, como se muestra
en la Figura 39. Las remociones alcanzaron un promedio de 5 Log, entre 3.85 y
82
6.42 Log. Tres de la muestras sobrepasaron la concentración exigida en el
Decreto 1594 de 1984 para uso del recurso para riego de frutas que se consuman
sin quitar la cáscara y para hortalizas de tallo corto. Las remociones aquí
reportadas se encuentran en los rangos reportados para una membrana de poro
de 0.5µm en el estudio de Gander y colaboradores (1999) citado por Stephenson y
su equipo.
1.E+00
1.E+01
1.E+02
1.E+03
1.E+04
1.E+05
1.E+06
1.E+07
1.E+08
1.E+09
0 50 100 150 200 250
Col
. Tot
ales
(NM
P/10
0mL)
Tiempo (d)
AfluenteEfl uenteDec. 1594/84
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (L
og)
Tiempo (d) Figura 39. Eficiencia del proceso de desinfección. Indicador: Coliformes Totales.
3.5.2 E. coli
Se tuvo en cuenta por su condición de indicador de contaminación fecal en el
agua. El tamaño común de este tipo de microorganismos esta por el orden de 0.5
micrómetros de ancho por 2 micrómetros de largo (Metcalf y Eddy, 1995), siendo
de esta manera de un tamaño mayor al poro de las especificaciones de la
membrana (0.2 micrómetros). Sin embargo, los resultados aunque muestran una
gran retención de este tipo de bacterias durante las Fases I y II, no muestran la
retención en su totalidad de las bacterias como era de esperarse teniendo en
cuenta su tamaño, hecho que puede ser atribuido a la contaminación de la
muestra durante la manipulación de la toma o al rompimiento de algunas fibras de
la membrana. Las concentraciones en el efluente alcanzaron valores entre 6.3 y
3000 NMP/100ml, con eficiencias de remoción desde 3.9 Log hasta 6.45 Log. Los
resultados anteriores se evidencian en la Figura 40.
83
1.E+00
1.E+01
1.E+02
1.E+03
1.E+04
1.E+05
1.E+06
1.E+07
1.E+08
0 50 100 150 200 250
E.C
oli(
NMP/
100m
L)
Tiempo (d)
Afluente Efluente
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0 50 100 150 200 250
Rem
oció
n (L
og)
Tiempo (d) Figura 40. Eficiencia del proceso de desinfección. Indicador: E. coli.
3.5.3 Otros indicadores
Se realizaron dos mediciones en el efluente del tratamiento (días 155 y 169) y una
en el afluente (día 155) con el fin de conocer las remociones alcanzadas de otro
tipo de microorganismos, con el objetivo de conocer la capacidad de desinfección
con el tamaño de poro especifico de la membrana utilizada en este estudio.
Unos de los indicadores de contaminación por patógenos son los protozoos,
dentro de los cuales es importante controlar en el agua de consumo, la Giardia
lamblia y el cryptosporidium . La primera por ser responsable de la giardasis y el
segundo por su condición de agente causante de infecciones (Metcalf y Eddy.
1995). Se realizó el análisis de laboratorio para detectar la presencia de estos en
el afluente y se encontraron para el caso de la Giardia sp concentraciones de 1800
Q Totales/L, de los cuales eran 800 Q Viables/L. Se alcanzaron después del
tratamiento, remociones de 1.73 y 2.04 Log para Quistes Totales, y 1.38 y 1.68
Log para Quistes Viables, para las muestras correspondientes en su orden de los
días 155 y 169. Las anteriores remociones fueron calculadas teniendo en cuenta
en el efluente la concentración del límite de detección para la técnica, reportada
por el laboratorio, 33.3 Q Totales/L y Q Viables/L para la muestra del día 155 y
16.6 Q Totales/L y Q Viables/L para la muestra del día 169, ya que las
concentraciones estuvieron por debajo de estos valores, lo cual podría sugerir
retención total de estos patógenos.
84
Concentraciones más bajas de Cryptosporidium sp fueron encontradas en el
afluente, 100 Oq Totales/L, y las remociones alcanzaron aproximadamente los
0.48 y 0.78 Log, teniendo en cuenta para las concentraciones en el efluente los
límites de detección (33.3 y 16.6 Oq Totales/L), ya que las concentraciones
estuvieron por debajo de este valor, igualmente, se podría sugerir la retención total
de estos patógenos.
Como indicadores de presencia de virus se midieron Fagos Somáticos y Fagos
Específicos. Para los primeros se encontraron en el afluente concentraciones de
8.8 x 105 PFP/100 mL y una vez realizado el tratamiento, en el efluente se
encontraron concentraciones de 2 x 102 y 7 x 102 PFP/100 mL, alcanzando
remociones de 3.64 y 3.10 LOG, respectivamente. Por otra parte, concentraciones
de 2.8 x 105 PFP/100 mL de Fagos F-Específicos se encontraron en el afluente y
menores al límite de detección de la técnica de laboratorio, 1 PFP/100 mL, en el
efluente, alcanzando remociones de al menos 5.45 LOG. Côte y colaboradores
(1997) encontraron remociones de virus y fagos entre 3.8 y 4.5 LOG para
membranas de microfiltración.
Son evidentes las remociones en todos estos parámetros, exceptuando los huevos
de helminto que aunque se tomaron muestras, las concentraciones reportadas
estuvieron por debajo de los límites de detección de la técnica utilizada por el
laboratorio. Estas remociones son generalmente atribuidas a la retención no sólo
de la membrana sino de la capa superficial de torta que se va formando con el
ensuciamiento típico, a las altas concentraciones de biomasa por medio de
adsorción (Côte et al, 1997). Este tipo de remociones resultan importantes a la
hora de definir cual será el reuso del agua, dependiendo de las necesidades
deberán instalarse membranas de ultrafiltración o microfiltración, y resulta ser una
ventaja teniendo en cuenta que la dosificación de cloro puede llegar a ser cero o
muy baja.
85
3.6 Lodo residual
Con el objetivo de conocer las concentraciones en el lodo de los parámetros
principalmente medidos durante el experimento en el agua, entre ellos nutrientes,
bacterias coliformes, y sólidos, se realizaron mediciones del lodo proveniente de la
purga los días 151 y 164, y de la biomasa retirada al final de experimento, el día
254. Los porcentajes de humedad reportados fueron de 98.37, 98.83 y 85.78,
respectivamente. El análisis de las muestras mostró una relación de SV/ST de
0.45, 0.56 y 0.36, respectivamente. Tales relaciones indican que el lodo esta
compuesto mayoritariamente por material inerte, producto de la retención y
acumulación por la membrana, los compuestos precipitados formados y la
ausencia de un tratamiento preliminar que permitiera la precipitación o remoción
de este tipo de material, el cual no es degradado por el tratamiento biológico y si
es retenido al interior del reactor por efecto de la membrana. Este lodo difiere del
proveniente de lodos activados convencionales que presenta un porcentaje entre
59 y 88% de material volátil.
3.6.1 Fósforo y Nitrógeno
Se reportaron concentraciones de NKT de 506, 2245, y 3258 mgN/kg y de fósforo
de 325, 473.2 y 690 mgP/kg, respectivamente. Las altas concentraciones de NKT
y fósforo total se deben a las remociones alcanzadas en el agua en estos
parámetros, por asimilación y adsorción al interior del reactor. Se encontraron
relaciones de NKT/ST equivalentes a 3.1, 19.2, y 2.29% y de Ptotal/ST
equivalentes a 2, 4 y 0.5%. Metcalf y Eddy (2003) reportan para lodos
provenientes de un sistema de lodos activados convencional relaciones de 2.4-5%
para N/ST y 2.8-11 para P2O5/ST, y definen los valores típicos de nutrientes para
estabilizar biosolido de agua residual (basado en ST) como 3.3% de N y 2.3% de
P. Aunque estos últimos se encuentran cercanos a algunos valores obtenidos en
el lodo extraído del BRM, es indispensable estudiar con mayor profundidad la
presencia de nutrientes en la biomasa con el fin de definir su reutilización con fines
agrícolas.
86
3.6.2 Coliformes Totales y E. coli
Las concentraciones de coliformes totales, se encuentran alrededor de los 6 y 7
LOG, y las de E.coli alrededor de 5 y 6 LOG. Estas concentraciones muestran que
parte de la población de bacterias se encuentra adherida a las partículas de lodo y
posiblemente el resto se encuentre adherido a la torta formada en la superficie de
la membrana. El lodo para reutilización en estas condiciones tendría que pasar por
desinfección.
87
4 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
El estudio del comportamiento del BRM con aguas residuales provenientes de la
cuenca El Salitre, estuvo basado en las cargas orgánicas volumétricas aportadas.
Para la Fase I de 0.52 kgDQO/m3d, para la Fase II de 3.25 kgDQO/m3d, y para la
Fase III de 1.64 kgDQO/m3d, con eficiencias correspondientes en promedio al 92,
98 y 97% de remoción de DQO, respectivamente. Las mejores eficiencias
encontradas fueron reportadas en la Fase II del estudio, encontrando para la DBO
una remoción del 98%, para el NKT del 93%, para el Fósforo Total del 70%, y para
el amonio del 95%. Los anteriores resultados indican la capacidad del BRM para
trabajar con aguas residuales de alta carga. El proceso de nitrificación presentó la
mayor eficiencia en la Fase III. Estas remociones superan las encontradas en un
tratamiento de lodos activados convencional.
El estudio demostró la capacidad de desinfección del sistema, principalmente con
la remoción de microorganismos patógenos. Con resultados asociados a
remociones promedio de coliformes totales y E.coli de 5 LOG, y concentraciones
promedio en el efluente de 2614 NMP/100ml, y 420 NMP/100ml, respectivamente,
por debajo de lo exigido por el Decreto 1594 de 1984 para uso agrícola.
El lodo proveniente de la purga del BRM presentó altos porcentajes de humedad,
y mostró ser un lodo poco biodegradable, de acuerdo a los bajos porcentajes de
material volátil. Por otra parte, se podría sugerir que presenta concentraciones de
nutrientes aceptables para la reutilización con fines agrícolas, sin embargo, es
conveniente realizar un estudio del comportamiento de las concentraciones
durante la operación del sistema que permita confirmar los resultados aquí
obtenidos.
Las concentraciones de SSLM al interior del reactor estuvieron notablemente
influenciadas por la carga orgánica volumétrica. No obstante, las remociones
alcanzadas en las Fases II y III son estables demostrando de nuevo la capacidad
88
de trabajar a distintas cargas, situación propia de los cambios climáticos. Las
concentraciones estables alcanzadas al interior del reactor, entre 3 – 6 gSSLM/L,
son consideradas bajas para este tipo de sistemas.
El sistema fue operado a un rango de flux entre 3.8 y 11.5 l/m2h, y a
permeabilidades entre 6 y 21 l/m2hbar. Los flux de operación son muy bajos y las
presiones transmembrana muy altas, entre 20 y 60 kPa, lo cual se ve reflejado en
los valores de permeabilidad presentados, que resultan ser bajos comparados con
los utilizados a escala real.
La pérdida de capacidad de permeado de la membrana se atribuye al
ensuciamiento de la misma por las altas concentraciones aportadas al sistema y
las altas presiones transmembrana a las que fue operado con el fin de disminuir
los TRH, al aumentar el caudal permeado.
El flux y permeabilidad presentados a lo largo del estudio, son datos que permiten
conocer el tipo de membrana necesario para el dimensionamiento de un BRM
para aguas residuales domésticas con características de calidad similares a las de
la PTAR El Salitre, sin embargo es importante tener en cuenta que para este flux
se alcanzó rápidamente una PTM constante, por tanto será determinante la
relación entre el área de la membrana y el caudal a tratar.
El estudio demostró la importancia de conocer las características principales de
operación de la membrana, con el objetivo de diseñar en conjunto y de manera
eficiente el sistema, teniendo en cuenta las características propias del efluente y el
inmediato ensuciamiento superficial de la membrana.
Parámetros de operación como el Tiempo de Retención Hidráulico (TRH), Sólidos
Suspendidos de Licor Mezclado (SSLM), relación F/M, Carga Orgánica
Volumétrica (COV), Presión Transmembrana (PTM) y frecuencias de retrolavado y
89
lavado con productos químicos, resultaron ser influyentes en diferente grado en la
permeabilidad de la membrana.
Teniendo en cuenta los resultados presentados y el seguimiento realizado a la
prueba de este tipo de tratamiento, se considera conveniente realizar un estudio a
escala piloto que contemple principalmente el seguimiento de la parte hidráulica
del proceso, con el fin de definir las pérdidas de permeabilidad de las membranas,
y una proyección de la vida útil de estas para las condiciones del agua cruda
afluente a la PTAR Salitre.
Se considera importante realizar el estudio sin inocular con el objetivo de conocer
la aclimatación propia de los microorganismos presentes en el agua cruda, y
monitorear el crecimiento de la biomasa, hasta encontrar la concentración media
del sistema para las concentraciones de materia orgánica alimentada al proceso.
A través de este estudio lograron confirmarse las ventajas del biorreactor de
membrana inmersa, en términos de calidad en el efluente; en este caso para los
parámetros monitoreados durante la investigación. Las remociones alcanzadas
superan aquellas normalmente reportadas por un proceso de lodos activados
convencional, adicionalmente se observa la capacidad de desinfección, con
remociones parciales de algunos microorganismos patógenos, como las bacterias,
los virus, y los protozoos. Este último hecho permite suponer la disminución de la
aplicación de desinfectantes necesaria en el efluente para la reutilización, y por
ende la disminución de subproductos generados por las reacciones entre
desinfectantes y materia orgánica remanente en el efluente tratado.
Es conveniente realizar un estudio enfocado a la caracterización del lodo
producido por este tratamiento con el objetivo de conocer la tratabilidad del mismo
para su reutilización o disposición, teniendo en cuenta la asimilación y adsorción
generada durante el proceso de distintos contaminantes. En las muestras
analizadas se encontraron porcentajes de material volátil alrededor del 50%, y
90
altas concentraciones de NKT y Ptotal, sin embargo es conveniente analizar las
formas y las proporciones en las que se encuentran estos elementos.
Dentro del alcance del estudio no se contempló valorar la potencia instalada, no
obstante sería importante en estudios posteriores cuantificar el consumo de
oxígeno del sistema, para analizar la relación costo/beneficio existente, teniendo
en cuenta que el requerimiento de energía para la aireación es el costo de
operación más alto para este tipo de sistemas.
Los altos costos asociados a este tipo de tecnología y la necesidad de personal
con el suficiente conocimiento para su operación, la hicieron en el pasado e
inclusive aún una tecnología poco viable a gran escala, sin embargo dados los
requerimientos asociados a la reutilización de los efluentes de tratamientos de
aguas residuales se ha convertido en una buena alternativa a futuro, que debe ser
estudiada a pequeña escala con el fin de conocer su comportamiento para cada
afluente específico y así mejorar las eficiencias del proceso traducidas en costos
de operación, y mantenimiento a corto plazo.
91
BIBLIOGRAFÍA
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