VI edición del Máster en Gestión Sostenible y Tecnología del Agua

Trabajo fin de máster:

Tratamiento de aguas residuales con membrana para obtener efluentes de alta

calidad: Estudio a edad de lodo de 30 días. Autora: María de los Ángeles Bernal Romero del Hombre Bueno Tutora: Liuba Domínguez Chabaliná

Alicante, 21 de junio de 2012

AGRADECIMIENTOS

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AGRADECIMIENTOS En primer lugar, deseo agradecer a D. Daniel Prats Rico, director del Instituto Universitario del Agua y de las Ciencias Ambientales de la Universidad de Alicante, el haberme brindado la oportunidad de realizar el máster de Gestión Sostenible y Tecnologías del Agua. Le agradezco a mi tutora Dña. Liuba Domínguez todos los conocimientos que me ha transmitido durante el desarrollo experimental de la investigación así como la ayuda proporcionada tanto durante el desarrollo de ésta como durante la realización y revisión de la memoria. Les agradezco también a mis compañeros del Instituto Universitario del Agua y de las Ciencias Ambientales su disponibilidad siempre para resolverme cualquier duda. A mi familia y a mis amigos les agradezco su apoyo también.

A todos les reitero mi agradecimiento.

Mª Ángeles Bernal.

ÍNDICE

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1 RESUMEN ........................................................................................................ . 3

2 INTRODUCCIÓN............................................................................................... . 7

2.1 Implantación de los BRMs ............................................................................. 7

2.1.1 Mercado de la tecnología BRM: Europa y España .............................. 9

2.2 Biorreactores de membrana ........................................................................ 13

2.2.1 Ventajas e inconvenientes de los BRMs ........................................... 14

2.2.2 Configuraciones de BRMs ................................................................. 16

2.2.3 Tipos de membranas ......................................................................... 19

2.2.4 Parámetros operacionales de diseño ................................................ 21

2.2.4.1 Caudal, PTM, permeabilidad y resistencia de filtración ............. 21

2.2.4.2 Características del agua a tratar ................................................ 23

2.2.4.3 Aireación.................................................................................... 23

2.2.4.4 Concentración de sólidos en suspensión, edad de lodo y otros

parámetros de diseño ............................................................................ 24

2.2.5 Ensuciamiento de membranas .......................................................... 26

2.2.5.1 Tipos de ensuciamiento ............................................................. 26

2.2.5.2 Factores que influyen en el ensuciamiento................................ 28

2.2.5.3 Sustancias poliméricas extracelulares ....................................... 29

2.2.6 Limpiezas .......................................................................................... 31

2.2.6.1 Nuevas técnicas para mitigar el ensuciamiento ......................... 32

2.3 Actividad biológica ....................................................................................... 34

2.3.1 Tasas de consumo de oxígeno y constante de descomposición

endógena ................................................................................................... 34

2.3.2 Coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótra ......................... 35

3 OBJETIVOS Y JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN ............................... 39

4 MATERIALES Y MÉTODO ................................................................................ 43

4.1 Planta piloto ................................................................................................. 43

4.2 Funcionamiento ........................................................................................... 46

4.3 Condiciones de operación ........................................................................... 47

4.4 Limpieza de la membrana ........................................................................... 48

4.5 Metodología experimental ........................................................................... 48

4.6 Relación de parámetros para la determinación de la calidad del permeado

y del licor mezcla ............................................................................................... 49

4.7 Técnicas analíticas ...................................................................................... 50

ÍNDICE

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4.7.1 pH ...................................................................................................... 50

4.7.2 Conductividad .................................................................................... 50

4.7.3 Sólidos en suspensión totales ........................................................... 51

4.7.4 Sólidos en suspensión volátiles ......................................................... 52

4.7.5 Viscosidad ......................................................................................... 53

4.7.6 Filtrabilidad ........................................................................................ 53

4.7.7 Sedimentabilidad ............................................................................... 54

4.7.8 Turbidez............................................................................................. 55

4.7.9 Tamaño de partícula .......................................................................... 55

4.7.10 Determinación fotométrica de los parámetros químicos: DQO y PT 56

4.7.11 Determinación de sustancias poliméricas extracelulares ................ 57

4.7.11.1 Extracción de los EPS solubles ............................................... 57

4.7.11.2 Extracción de los EPS enlazados ............................................ 58

4.7.11.3 Determinación de la concentración de carbohidratos, proteínas

y ácidos húmicos presentes en cada una de las fracciones .................. 59

4.7.12 Actividad respiratoria ....................................................................... 61

4.7.12.1 Preparación de la muestra ....................................................... 61

4.7.12.2 Determinación de la tasa de consumo específico de oxígeno . 62

4.7.12.3 Determinación del coeficiente heterótrofo ............................... 63

5 RESULTADOS Y DISCUSIÓN .......................................................................... 69

5.1 Crecimiento de la biomasa .......................................................................... 69

5.2 Ciclos de filtración y limpieza de membranas .............................................. 71

5.3 Eficacia de eliminación ................................................................................ 75

5.3.1 Elimininación de materia orgánica y SS ............................................ 75

5.3.2 Eliminación de fósforo total................................................................ 76

5.4 Características del permeado: pH, conductividad y turbidez ....................... 76

5.5 Caracterización de la biomasa .................................................................... 77

5.5.1 Tamaño de partícula .......................................................................... 77

5.5.2 EPS ................................................................................................... 78

5.5.3 Actividad respiratoria ......................................................................... 81

5.5.4 Sedimentabilidad, filtrabilidad y viscosidad........................................ 82

6 CONCLUSIONES .............................................................................................. 87

7 REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA ............................................................................. 91

RESUMEN

CAPÍTULO 1. RESUMEN

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1. RESUMEN La investigación realizada en el presente trabajo forma parte del Proyecto “Tratamiento de aguas superficiales y aguas residuales con membranas para obtener efluentes de alta calidad” del Ministerio de Educación y Ciencia, con referencia CTM2010-15348. Se ha desarrollado en las instalaciones del Instituto del Agua y las Ciencias Ambientales de la Universidad de Alicante, en cuyo laboratorio se encuentra ubicada la planta piloto objeto de estudio. El grave problema de escasez de agua en ciertas regiones del planeta ha sido motivo de una considerable preocupación, lo que ha potenciado la reutilización de las aguas residuales. Se han desarrollado diversas tecnologías para el tratamiento de aguas residuales entre las que se encuentran los biorreactores de membrana (BRMs). La tecnología BRM comprende la combinación del sistema convencional de lodos activados con la filtración mediante membranas (normalmente de microfiltración o de ultrafiltración) obteniendo un permeado de alta calidad. Entre las ventajas más destacadas de esta tecnología frente a la de lodos activados cabe destacar el menor tamaño de la instalación, la elevada tasa de degradación de los contaminantes, la menor producción de lodos y la citada alta calidad del efluente obtenido. Sin embargo, esta tecnología presenta algunas limitaciones que impiden su mayor difusión, siendo las fundamentales el ensuciamiento de las membranas y los altos costes de operación por las necesidades de aireación. Los sistemas BRMs ya se encuentran en fase de aplicación pero hay determinados aspectos que deben ser estudiados, en primer lugar para profundizar en su conocimiento y en segundo lugar para disminuir costes y que sea una opción competitiva. Por ello, esta investigación tiene como principal objetivo el estudio diferentes características de un sistema BRM de fibra hueca a una edad de lodo de 30 días. Se han evaluado las diferentes características del sistema BRM en cuanto a su operatividad (ciclos de filtración, caída de presión transmembrana y frecuencias de limpieza), los rendimientos de degradación de materia orgánica y fósforo y de eliminación de sólidos en suspensión, la calidad de la biomasa (ensayos respirométricos, viscosidad, tamaño de partícula, EPS, etc.) manteniendo una edad de fango de 30 días. El montaje experimental consistió en una planta BRM escala laboratorio con membrana fibra hueca sumergida marca Porous de fluoruro de polivinilideno (PVDF). La membrana posee un tamaño de poro de 0,4 μm y una superficie activa de 2 m2. Se operó a flujo constante de filtración de 6 LMHs.

CAPÍTULO 1. RESUMEN

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La planta escala laboratorio estuvo controlada por un autómata conectado a un ordenador, con registro continuo de la presión transmembrana (PTM), oxígeno disuelto (OD) y temperatura. Se empleó alimento sintético de concentración media 436 mg DQO·L-1, constituido principalmente por peptona y extracto de carne como fuentes de carbono, urea y K2HPO4 como fuentes de nitrógeno y fósforo respectivamente, y una serie de sales complementarias (MgSO4, CaCl2 y NaCl). Para el análisis de la calidad del permeado y la determinación de la eficiencia de eliminación de materia orgánica y SS se determinaron algunos parámetros físico-químicos, obteniendo los siguientes resultados: la eficiencia de degradación de materia orgánica fue superior al 98 %; la separación sólido-líquido fue totalmente efectiva no encontrándose SS en el permeado, y los valores de turbidez estuvieron por debajo de 1 NTU en todas las mediciones realizadas. Con el objetivo de evaluar la operatividad del sistema se estudió la evolución de los ciclos de filtración, así como las limpiezas realizadas durante el periodo de experimentación. Con las condiciones de operación fijadas no se requirieron limpiezas químicas durante el periodo de estudio, y con la limpieza final la membrana recuperó la PTM inicial. Fue efectiva la estrategia de limpiar las membranas antes de que llegara a la PTM recomendada por el fabricante. La evaluación de la calidad de la biomasa se llevó a cabo a través de varios ensayos, siendo el más rutinario el de la determinación de los sólidos en suspensión totales (SS) y volátiles (SSV), ya que era indispensable mantener su concentración alrededor de 8 ± 1 g·L-1. La viscosidad, sedimentabilidad, filtrabilidad y tamaño de partícula fueron otros de los parámetros estudiados. La biomasa se caracterizó por poseer una buena sedimentabilidad y filtrabilidad. La viscosidad, como se esperaba, mostró valores similares durante todo el periodo experimental, y una tendencia similar a la concentración de SS.A partir de la distribución del tamaño de partícula se obtuvo que el tamaño medio fue de 71 mm. Los resultados de los ensayos de cuantificación de EPS se desglosaron en función de los 2 tipos de EPS existentes: EPS solubles y EPS enlazados. En resumen, los EPS enlazados son mayoritarios representando el 93% de los EPS totales. Estas especies están compuestas fundamentalmente por proteínas, carbohidratos y ácidos húmicos, que representaron el 48, 30 y 22% de los EPS totales respectivamente. A partir de los ensayos respirométricos se pudieron determinar los coeficientes biocinéticos más importantes de la biomasa. Se encontraron altos valores de YH,MLSS y bajos valores de kd, lo que se traduce en una adecuada producción de biomasa y un mínimo efecto de muerte endógena.

INTRODUCCIÓN

INTRODUCCIÓN

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2. INTRODUCCIÓN Las técnicas biológicas de tratamiento de aguas residuales son muy antiguas y se vienen usando desde hace aproximadamente cien años. De todos los procesos que se han desarrollado para el tratamiento de las aguas residuales el sistema convencional de fangos activados ha sido el más extendido. A pesar de que un principio la tecnología de membrana tenía limitado su uso y solamente se empleaba como tratamiento de afino o terciario en el proceso convencional debido principalmente a su elevado coste de inversión y de operación y a un inadecuado conocimiento de las ventajas potenciales de las membranas en el tratamiento de las aguas residuales, con la aparición de módulos de membrana menos costosos y más efectivos junto con el endurecimiento de los requisitos de vertido la tecnología de membrana ha vuelto a cobrar interés. Los biorreactores de membrana (BRMs) se definen como sistemas en los que se integra la degradación biológica de los afluentes con la filtración de membranas (Cicek et al., 1998b). El BRM permite no solo cumplir con las normas de vertido actuales, sino con mayores exigencias posibles para un futuro, además de producir un efluente que puede ser reutilizado por su calidad en distinto tipos de actividades urbanas e industriales. La aplicación de este tipo de tratamiento se ha visto motivada por la poca área ocupada, la calidad del efluente producido, la baja producción de lodos, la posibilidad de eliminar el proceso de desinfección o tratamiento terciario y la reducción de los costos de la membrana gracias a la nueva generación de membranas de ultrafiltración (UF) y microfiltración (MF) más eficientes. Aunque en la actualidad este tipo de tratamiento es económicamente costoso debido a los altos costos de inversión, operación y mantenimiento, las perspectivas a futuro son prometedoras, ya que debido al gran potencial mostrado está siendo aceptada cada día más como una alternativa a elegir. 2.1. Implantación de los BRMs Las primeras plantas de BRM aparecieron en América del Norte a finales de la década de los 70 y a principios de la década de los 80 en Japón y en Sudáfrica. Se inició su comercialización en pequeñas aplicaciones como el tratamiento de aguas residuales a bordo de buques, lixiviados de vertedero o efluentes de alta carga industrial. Los primeros BRMs eran de membrana externa al tanque de fango activo, siendo muy elevado el consumo energético de las bombas de recirculación, de modo que inicialmente estos sistemas no tuvieron aceptación en el mercado de la depuración de aguas residuales municipales. Más recientemente, los BRMs de membranas sumergidas en el tanque de fango activo y que operan a presiones transmembrana (PTM) más bajas, han hecho que esta tecnología

INTRODUCCIÓN

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resulte viable para el tratamiento tanto de aguas residuales industriales como municipales. Actualmente existen en torno a 2200 BRMs operando en diversas partes del mundo con muchos otros en fase de proyecto o construcción. Los países/regiones en los que más se ha extendido esta tecnología son Japón (cuenta aproximadamente con el 66% de los procesos a nivel mundial), Norte América y Europa. Más del 98% de los sistemas complementan el proceso de separación de membrana con un proceso biológico aerobio. Aproximadamente el 55% de estos sistemas comerciales tienen la membrana sumergida dentro del biorreactor mientras que el otro 45% restante la tienen sumergida externamente. Existen diversas compañías que han comercializado distintas patentes en tecnología de membrana, por lo que el mercado se ha diversificado tanto en precio como en tecnología. Para tecnología de BRM sumergida destacan las compañías Kubota, Brighwater Engineering, Colloide Engineering System, Huber Technology y Toray Industries en comercialización de membranas planas, y Zenon Environmental, Mitsubishi Rayon Engineering, Memcor, Koch, Membrana Systems-Puron, Asahi Chemicals Corporation, ITT industries y Porous Fibers en comercialización de membranas de fibra hueca. Para tecnología de BMR externa, destacan las compañías: Berghof Membrane Techonology, Noria X-Flow, Wehrle Environmental y Millenniumpore en comercialización de membranas tubulares. De entre todas las compañías suministradoras de tecnología de membrana sumergida, las compañías Kubota y Zenon son las más importantes. Kubota posee una mayor cantidad de BRMs instalados y Zenon es la que más m3 de agua residual trata (figura 2.1).

Figura 2.1 Capacidad instalada acumulada (m3·día-1) (Judd & Judd, 2006).

INTRODUCCIÓN

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2.1.1. Mercado de la tecnología BRM: Europa y España En Europa, la primera planta BRM a gran escala ubicada en una estación de aguas residuales (EDAR) municipal se construyó en Porlock (Reunido Unido, 1998). Seguidamente se construyeron las plantas de Büchel y Rödingen (Alemania, 1999) y la de Perthes-en-Gâtinais WWTP (Wastewater Treatment Plant) (Francia, 1999). Sólo unos años después se construyó el BRM más grande del mundo, en la población de Kaarst, Alemania, 2004. A continuación se recopilan algunos de los resultados extraídos de un estudio realizado por el Centro de Competencias del Agua de Berlín, dentro del proyecto AMEDEUS de la Unión Europea, relativo a la evolución del mercado de la tecnología BRM en Europa (Huisjes & Lesjean, 2007): - En Europa, fue la industria la que comenzó a incorporar BRMs en sus

sistemas de depuración de efluentes (década de los 90), no siendo hasta finales de esta década cuando comenzaron a instalarse en plantas de aguas residuales municipales. En 2002, se contabilizaron 154 BRMs, de los cuales el 85% eran para aplicaciones industriales. Durante los 3 años posteriores, el número de instalaciones creció linealmente con tasas de construcción anual de 50 unidades industriales y 20 unidades municipales (figura 2.2). Este desarrollo se debió a la mejora de las tecnologías y a la regulación tanto europea como de los diversos Estados.

Figura 2.2 Desarrollo de los mercados de BRM industrial y municipal (402 referencias) (Huisjes & Lesjean, 2007).

Las dos tecnologías de membranas más demandadas en el mercado europeo son Kubota y Zenon, siguiendo la tendencia mundial comentada anteriormente (figura 2.3).

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Figura 2.3 Reparto de mercado de las principales compañías comercializadoras de membranas (402 referencias) (Huisjes & Lesjean, 2007).

En 2005, los países con más instalaciones industriales de BRMs fueron Italia y Alemania, seguidos de Francia, Holanda y España que se situó como quinto país europeo con mayor número de instalaciones BRMs industriales (figura 2.4). La distribución de las tecnologías mayoritarias difiere en el mercado de cada estado, siendo en España mayoritarias Kubota, Zenon y Wehrle.

Figura 2.4 Distribución por países de los tipos de membrana en BRMs industriales (298 referencias) (Huisjes & Lesjean, 2007).

A diferencia del sector industrial, en el sector municipal sí que destaca un país en cuanto al número de instalaciones municipales con BRMs, Reino Unido.

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España de nuevo se situó dentro de los cinco Estados con más instalaciones de este tipo, destacando la aplicación mayoritaria de membranas Zenon y Kubota (figura 2.5).

Figura 2.5 Distribución por países de los tipos de membrana en BRMs municipales (111 referencias) (Huisjes & Lesjean, 2007).

El mercado industrial está representado por un largo y extenso número de proyectos de utilización de BRMs. Históricamente el sector de lixiviados ha sido el que mayor número de instalaciones ha albergado. A partir del desarrollo de los BRMs de membrana sumergidos, otras industrias también se acogieron a esta tecnología, siendo ampliamente utilizada en el sector de alimentación, químico, farmacéutico y de limpieza (figura 2.6).

Figura 2.6 Reparto del número de instalaciones por suministrador y según aplicación (Huisjes & Lesjean, 2007).

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Por otro lado, en los últimos años se ha producido una expansión del mercado de BRMs en España. La primera instalación industrial con tecnología BRM en España se construyó en el año 2000, y hasta el año 2003 no se construyó otra. El número de plantas creció desde finales de 2005 hasta finales de 2008 a una tasa de crecimiento anual de construcción del 33% en dicho periodo. La situación actual de recesión económica en Europa y especialmente en España, ha frenado este desarrollo (Judd & Judd, 2011). Los sistemas BRMs en España son principalmente de tamaño medio (5000 – 20000 m3·día-1) situados en estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas, aunque no obstante destacan algunas de tamaño superior, como las de Sabadell (Barcelona) o San Pedro del Pinatar (Murcia).

La reducción de costes ha sido el mayor incentivo del sector industrial para la instalación de BRMs. Se trata de instalaciones de pequeño tamaño principalmente. Los principales empresas constructoras de plantas de depuración en España son: Drace, Cadagua, Befesa, Aqualia, Acciona y Sacyr. Otras constructoras y concesionarias de menor tamaño son: Aquagest, Comsa-Deisa, DAM, HERA-Amasa, MP Medioambiente, Dinotec, Intersa e Integra Water.Las principales consultoras especializadas en desarrollo de proyectos con BRMs son: HERA-Amasa e ITT. En las tablas 2.1 y 2.2 se recopila información sobre algunos de los BRMs municipales e industriales instalados en España.

Tabla 2.1 Plantas municipales con biorreactores de membrana en España.

Referencia Localidad Q / m3·día-1 Membrana Riells i Viabrea Girona 2160 KUBOTA Área de Servicio Polaris Murcia 50 KUBOTA Golf Resort La Torre Torrepacheco (Murcia) 6500 KUBOTA Golf Resort Illescas Illescas (Toledo) 1400 KUBOTA Agulo La Gomera (Islas Canarias) 375 KUBOTA Valldemosa Mallorca (Islas Baleares) 700 KUBOTA

Puigpunyent Mallorca (Islas Baleares) 240 KUBOTA

Riu Sec Sabadell (Barcelona) 35000 KUBOTA

Calasparra Calasparra (Murcia) 6000 KUBOTA

Riu Sec Sabadell (Barcelona)

KUBOTA Bisbal d'Empordà Sabadell (Barcelona) 3250 ZENON Rielles i Viabrea Sabadell (Barcelona) 2900 KUBOTA Terrassa Terrassa (Barcelona) 15000 ZENON

San Miguel de Salinas San Miguel de Salinas (Alicante) 1000 TORAY

Arenales del Sol Elche (Alicante) 10000 TORAY San Pedro del Pinatar Murcia 20000 ZENON Gavà i Viladecamps Barcelona + 32000 ZENON

INTRODUCCIÓN

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Tabla 2.2 Plantas industriales con BRMs en España.

Referencia Localidad Q / m3·día-1 Membrana Coty Astor Granollers (Barcelona) 100 KUBOTA Myrurgia St. Just Desvern (Barcelona) 50 KUBOTA Bodegas Burgo Viejo Alfaro (La Rioja) 20 KUBOTA Bodegas Carlos Serres Haro (La Rioja) 20 KUBOTA PTL Vertedero Coll Cardús Barcelona 300 KUBOTA

Kinesia Vacarisses (Barcelona) 135 KUBOTA Bodega Dinastía Vivanco Briones (La Rioja) 70 KUBOTA Bodegas Jaume Serra Barcelona 70 KUBOTA Bodega Marqués de Carrión La Rioja 15 KUBOTA

Bodega Coop. San Miguel Ausejo (La Rioja) 40 KUBOTA

Holdfood Olesa de Montserrat (Barcelona) 150 KUBOTA

Bodega Viña Arnaiz Haza (La Rioja) 30 KUBOTA Vicente Aguilar e Hijos Massalfassar (Valencia) 200 KUBOTA En la actualidad, el uso del agua depurada con diferentes fines supone en España un 0,75% de la demanda nacional. El Plan Hidrológico Nacional incluye proyectos de reutilización de aguas residuales que actualmente son vertidas al mar, gracias a los cuales, se prevé conseguir un porcentaje de uso en torno al 3% de la demanda nacional en el año 2012, lo que supone cuadriplicar el uso actual. Respecto a la provincia de Alicante, debido a su elevada actividad agrícola, para solventar los serios problemas de escasez hídrica junto con las aguas del trasvase y de la desalinización, las aguas reutilizadas juegan un papel crucial en este sector. Con la tecnología BRM se obtienen efluentes de alta calidad, que tras un proceso terciario (ósmosis inversa, UV,…) pueden aplicarse con garantías en la irrigación de cultivos u otros usos urbanos. Actualmente, la provincia de Alicante cuenta con diversas plantas que integran esta tecnología (EDAR: Alcoi, Arenales del Sol, San Miguel de Salinas, etc.).

2.2. Biorreactores de membrana

Los BRMs se pueden definir como sistemas en los que se integra: - Una unidad biológica responsable de la degradación de los compuestos

presentes en el agua residual, como puede ser el proceso convencional de fangos activos.

- Una unidad de filtración del efluente del reactor mediante membranas, en las que se lleva a cabo la separación de los sólidos en suspensión y los microorganismos responsables de la biodegradación del efluente clarificado.

Los BRMs son una modificación de los procesos convencionales de lodos activados donde se sustituyen, el clarificador secundario y el tratamiento

INTRODUCCIÓN

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terciario, por unidades de membrana. En la figura 2.7 se muestra un esquema comparativo entre el sistema convencional de lodos activos y el de un BRM.

Figura 2.7 Esquema comparativo de un sistema convencional de lodos activados y sistema BRM. 2.2.1. Ventajas e inconvenientes de los BRMs Para enunciar las ventajas que presenta esta tecnología es necesario compararla con el proceso convencional de fangos activados. En la tabla 2.3 se exponen brevemente algunas diferencias entre estas dos tecnologías.

Tabla 2.3 Tabla comparativa entre el proceso convencional de lodos activados y BRM (Delgado, 2012).

Proceso lodos activados Proceso BRM Clarificador secundario Sí No Filtro terciario Sí No Biomasa / mg MLSS·L-1 < 3000 > 10000 Edad lodo / días < 10 > 10 Superficie requerida Alta Más pequeña

Estabilidad del proceso Sensible al bulking No depende de la calidad del lodo

Entre las ventajas más importantes de la tecnología BRM cabe destacar: - Elevada calidad del efluente.

Uno de los principales problemas del sistema convencional de fangos activados consiste en lograr la correcta sedimentación del fango para minimizar la presencia de sólidos en suspensión (SS)en el efluente, ya que en este sistema, la sedimentabilidad del lodo está condicionada por la presencia de microorganismos filamentosos que pueden producir el fenómeno de “bulking”, lo que hace que los SS del efluente puedan llegar a ser elevados.

INTRODUCCIÓN

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En el caso de los BRMs, la calidad del agua permeada no depende de la mejor o peor decantación del fango, ya que el agua debe atravesar las membranas de micro o ultrafiltración en donde quedan retenidos los SS, coloides y microorganismos. Si el proceso se lleva a cabo adecuadamente, es posible obtener un permeado libre de SS y de turbidez. - Altos niveles de desinfección del agua tratada.

La filtración a través de la membrana permite una reducción de bacterias y virus sin la utilización de reactivos químicos (Langlais et al., 1992; Kolega et al., 1991), considerado esto un aspecto de gran importancia en la reutilización de las aguas tratadas. La membrana actúa como una barrera para los microorganismos. Reducciones en la concentración de bacterias y virus entre 4 y 8 unidades logarítmicas han sido reportadas por diferentes autores (Crespi, 2008). En el caso de membranas de microfiltración también se produce una importante reducción de virus, a pesar de su pequeño tamaño, lo que se atribuye al hecho de encontrarse asociados a las sustancias que no atraviesan la membrana. Por tanto se minimiza el uso de productos como el ozono o el cloro para la desinfección del agua.

- Tamaño compacto de la instalación de BRM.

Los sistemas de BRMs trabajan a elevadas concentraciones de fango, por lo que su volumen de reactor suele ser 2-5 veces inferior al de un sistema convencional, para la misma carga másica de trabajo. Además, en la configuración de BRM se ahorra espacio ya que no es necesario el decantador secundario del sistema convencional ni tampoco un sistema terciario para alcanzar la misma calidad del efluente.

- Elevada tasa de degradación de los contaminantes.

En un biorreactor la temperatura se mantiene elevada incluso en climas fríos, pues la reacción de degradación es exotérmica y hay una alta concentración del fango. De la combinación de una alta tasa de utilización de sustrato junto con una alta concentración de biomasa, resulta una tasa de conversión por metro cúbico de reactor de 10 a 15 veces superior a la obtenida en un proceso convencional (Côte et al., 1997). - Menor producción de fango. En los BRMs, las tasas de utilización de sustrato y las constantes de velocidad media son muy superiores a los sistemas convencionales, lo que implica que la mayor parte del sustrato se utiliza para obtener energía en lugar de producir biomasa, al trabajar en condiciones de sustrato limitado. La producción de lodos es de un 30 a un 50 % inferior a la del sistema convencional.

INTRODUCCIÓN

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A pesar de las ventajas que la tecnología BRM presenta, su implementación para el tratamiento de aguas residuales presenta algunas limitaciones que impiden su mayor difusión (Prats, 2012): - Ensuciamiento de las membranas. El mayor problema en este tipo de tecnología es el ensuciamiento de membranas, incidiendo tanto a nivel operacional como a nivel de costes. Dicho ensuciamiento produce una disminución en el flujo de filtrado, lo que conlleva a ciclos de limpieza más frecuentes, aumentando los costes operacionales del sistema.

- Los niveles de calidad exigidos en los vertidos también pueden alcanzarse

con sistemas convencionales seguidos de un sistema terciario.

- Mayor coste de instalación respecto a la opción convencional, debido fundamentalmente al elevado valor actual de las unidades de membranas.

- Necesidad de limpiezas de las membranas con reactivos químicos.

- Coste de sustitución de la membrana: la vida útil de las membranas

actualmente está limitada entre 5 y 8 años, por lo que su reposición constituye un gasto apreciable.

- Mayor consumo de energía por metro cúbico de agua depurada: en el caso de los BRMs este coste puede oscilar entre 0,6 y 1,5 kWh·m-3, mientras que para un sistema de lodos activos convencional está entre 0,38 y 0,48 kWh·m-3.

- Otra limitación es la posible acumulación en el biorreactor de compuestos

inorgánicos no filtrables como metales pesados que a determinadas concentraciones pueden ser dañinos para la población bacteriana o afectar a la integridad de la membrana.

2.2.2. Configuraciones de BRMs Según la disposición de la membrana, existen dos procesos diferenciados de BRMs. Si se encuentra la membrana en el interior del reactor biológico son biorreactores de membrana sumergida. Por el contrario, si el módulo de membranas se encuentra en el exterior del reactor biológico son biorreactores de membrana externos (Stephenson et al., 2000). En los BRMs con membrana externa el licor mezcla es recirculado desde el biorreactor hasta la unidad de membrana que se dispone externamente a la unidad biológica (figura 2.8 a). La fuerza impulsora es la presión creada por la alta velocidad del flujo a través de la superficie de la membrana (Cicek et al., 1998b). Posteriormente, se hace una recirculación al reactor biológico del fango ya concentrado.

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Figura 2.8 a) BRM con membrana externa; b) BRM con membrana sumergida interna sumergida; c) BRM con membrana sumergida externa (Prats, 2012).

El principio de flujo cruzado fue usado para prevenir la acumulación de sólidos en la superficie de la membrana. Sin embargo este método de flujo requiere grandes cantidades de energía por lo que este sistema no resultó ser viable para su aplicación en el tratamiento de aguas residuales municipales.

INTRODUCCIÓN

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En el caso de los BRMs de membrana sumergida, la unidad de membranas que realiza la separación física está inmersa en el reactor biológico, o en un depósito anexo (figuras 2.8 b y c), con el fin de disminuir el consumo de energía necesario y de facilitar los procesos de operación sin acumulación de sólidos en la superficie de las membranas. La fuerza impulsora a través de la membrana es alcanzada presurizando el biorreactor o creando presión negativa en el lado permeado de la membrana (Buisson et al., 1998; Côte et al., 1997; Rosenberger & Kraume, 2002). Para prevenir la acumulación de sólidos en la superficie de las membranas se inyecta aire a bajas presiones, y mediante burbuja gruesa, en contacto con la superficie de las membranas. Se suele coloca un difusor de aire justo debajo del módulo de la membrana para evitar o retrasar el ensuciamiento, suministrar oxígeno a la biomasa y mantener la misma en suspensión. En el caso de las membranas tipo fibra hueca, la limpieza de la membrana se realiza a través de frecuentes retrolavados con agua permeada y aire y ocasionalmente mediante retrolavados con soluciones químicas. En el caso de las membranas planas, se detiene la succión de permeado, permitiendo la “relajación” de la misma y el desprendimiento de las capas de lodo. El consumo de energía se reduce considerablemente comparado con el de membranas externas, ya que la presión aplicada es mucho menor que la requerida para el permeado por flujo cruzado y además, no se emplea recirculación. El uso de BRMs sumergidas se ha incrementado, porque se considera el más viable para su aplicación a gran escala. Los inconvenientes y ventajas de la utilización de éstos frente a los de membrana externa son (Gander et al., 2000a): - Mayor coste de aireación en la de membranas sumergidas, debido a que

estas se encuentran dentro del licor mezcla y necesitan una corriente de aire tangencial. Esta corriente crea un régimen turbulento alrededor de la membrana que hace que el ensuciamiento no sea severo. Para crear esta corriente de aire se necesita de burbuja gruesa, por lo que el rendimiento de este tipo de aireación es mucho menor que la aireación de burbuja fina.

- Menor caudal permeado, pues se requiere una mayor superficie de membrana que en los sistemas de membrana externa.

- Mayor capital inicial invertido; al necesitar mayor superficie de membrana

para filtrar el mismo caudal, se incrementan los costes de instalación. - Menor coste de bombeo que en los biorreactores de membrana externa,

debido a que la membrana se encuentra dentro del licor mezcla.

- Menor frecuencia de limpieza debido a la creación del flujo turbulento de aire y al sistema de retrolavado/relajación realizados periódicamente.

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- Menor coste de operación; aunque los costes de aireación son mayores, el ahorro en el bombeo del licor mezcla hace que se estimen unos costes de operación menores que los costes de la configuración de membrana externa.

2.2.3. Tipos de membranas Las membranas son barreras físicas semipermeables que se disponen entre dos fases separándolas e impidiendo su contacto, permitiendo el movimiento de las moléculas a través de ellas de forma selectiva. Cada modelo de membrana puede operar en un determinado intervalo de caudales de filtración. Según el caudal de diseño fijado en la planta, se deberán escoger las membranas adecuadas así como su configuración (número de membranas por módulo, etc.). Las membranas se diseñan para manejar caudales máximos desde 1,5 a 2 veces el caudal de entrada. Las membranas empleadas en BRMs son de MF y de UF. Las membranas de MF, con un tamaño de poro entre 0,1 y 1 mm, se emplean para eliminar del agua las partículas relativamente grandes como son los sólidos suspendidos, y macromoléculas con pesos moleculares mayores de 50 kDa. Las de UF, con un tamaño de poro entre 0,005 y 0,1 mm, pueden separar macromoléculas con un peso molecular mayor de 5 kDa. Por lo tanto, con las membranas de UF se obtienen mejores separaciones, sobretodo en la retención de bacterias y virus (Prats, 2012). Hay una extensa gama de materiales que se pueden utilizar para fabricar membranas, aunque las más comúnmente utilizadas en los BRMs son las de fluoruro de polivinilideno (PVDF), polietilsulfonas (PES), polietileno (PE) y polipropileno (PP). Las membranas utilizadas son normalmente hidrofílicas para evitar su rápido ensuciamiento. No obstante, algunos de los materiales empleados tienen carácter hidrofóbico (PVDF y PP), por lo que se les aplica un tratamiento químico especial en su fabricación para que la superficie de la membrana sea hidrofílica (Judd & Judd, 2006). Atendiendo a la geometría las membranas se pueden fabricar planas o cilíndricas. Entre las cilíndricas cabe distinguir la membrana tubular (diámetro interior superior a 3 mm) y la membrana de fibra hueca (diámetro interior inferior a 3 mm). Para las operaciones con membranas es necesario montarlas en un dispositivo en el que se puedan poner en contacto con la corriente alimento para obtener las corrientes de permeado y rechazo. Este dispositivo se denomina módulo y debe cumplir una serie de características como soportar las presiones de trabajo, facilitar la limpieza o reposición de membranas, resistir agentes de limpieza química, etc. Esta unidad operacional consta de membranas, estructuras de soporte de presión, puertos de entrada de la alimentación, distribuidores del caudal y puntos de salida y drenaje del permeado y concentrado. Existen cuatro tipos básicos de configuración (figura 2.9):

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Figura 2.9 Placa-bastidor, arrollamiento en espiral, tubular y fibra hueca (de izquierda a derecha).

- Placa-bastidor.

Estos módulos emplean conjuntos de membranas planas separadas por un elemento separador por el que se alimenta el agua a tratar y que además le confiere resistencia física al conjunto. El permeado se recoge en un colector y se dirige mediante conducciones hacia el exterior. Se emplean en MF y UF.

- Arrollamiento en espiral.

Estos módulos son una especie de sandwich formado por dos membranas planas, un elemento por el que circula el flujo de agua a tratar y un elemento colector de permeado, que se envuelve en forma espiral de tal forma que la parte interior del elemento colector de permeado conduce el agua tratada hacia un tubo central a través de unos orificios practicados en el mismo. El sistema se sella externamente, introduciéndose el agua a tratar en sentido axial. Se emplean para ello membranas de UF, nanofiltración (NF) y ósmosis inversa (OI). - Tubular. Estos módulos están formados por membranas cilíndricas, normalmente de 5 a 15 mm de diámetro, ubicadas en un tubo exterior, y representan la configuración modular más simple. Son menos propensas a ensuciarse que las de otras configuraciones, ya que proporcionan un camino hidrodinámico simple al flujo y se limpian mecánicamente de una manera más sencilla. Se emplean para MF. - Capilar. Estos módulos son similares a los tubulares pero con un diámetro mucho más pequeño, concretamente de 0,5 a 5 mm. Debido al menor diámetro, las probabilidades de obstrucción con una membrana capilar son mucho mayores. Sin embargo, su principal ventaja es que la densidad de empaquetamiento es mucho mayor. Cuando las membranas tienen un diámetro del orden o inferior a 0,1 μm se denominan de fibra hueca. En este caso las membranas pueden ser de estructura simétrica, por lo que el flujo de permeado puede ser hacia fuera (in-out) o hacia dentro (out-in). Se emplean para UF, NF y OI.

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2.2.4. Parámetros operacionales de diseño 2.2.4.1. Caudal, PTM, permeabilidad y resistencia de filtración

Antes de profundizar en los parámetros operacionales de diseño, se definen a continuación algunos de los elementos fundamentales de los procesos de filtración con membrana: - Flujo.

El flujo (J) es el caudal que pasa a través de un área superficial específica de la membrana (ecuación 2.1).

siendo: J: flujo, m3·m-2·h-1. Q: caudal de permeado, m3·h-1. A: superficie de membrana, m2. - Presión transmembrana y formas de operación.

Generalmente, la fuerza impulsora del flujo a través de la membrana es un gradiente de presión. La caída de la PTM es la presión necesaria para hacer pasar el agua a través de ésta. Cuando se opera a PTM constante, la deposición de partículas en la membrana causa una disminución de flujo. Durante la fase inicial de la filtración está previsto que ocurra un flujo rápido descendente. Los valores de ensuciamiento, entonces, decrecen antes de llegar a estabilizarse (figura 2.10 a).

Figura 2.10 Operación a: a) PTM constante; b) Flujo constante (Fane et al., 2002).

En cambio, cuando se opera a flujo constante los efectos de la deposición incrementan la PTM, ya que se debe ejercer una presión mayor para que a través de la membrana pueda pasar el caudal de agua fijado (figura 2.10 b).

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La forma más habitual de operar es a flujo constante. Generalmente los fabricantes de membranas recomiendan una PTM máxima de trabajo, por lo que cuando se alcanza, se debe proceder a la limpieza de la misma. En funcionamiento continuo, el flujo conseguido es más estable trabajando a bajas PTM. A altas PTM la compresión de los sólidos contra la superficie de las membranas es mayor, formándose más rápidamente la torta y colmatando las membranas en menor tiempo (Crespi, 2008). Los BRMs sumergidos operan con PTM entre 50 y 500 mbar, solo alcanzan flujos entre 10 y 60 LMHs. El lavado a contracorriente o la relación ayudan a mantener controladas las presiones de trabajo, ya que impide la formación de la capa gel. Los de membrana externa trabajan a PTM entre 0,5 y 50 bares alcanzando flujos de hasta 120 LMHs, pero sus altos costos energéticos restringen su aplicación en el tratamiento de aguas residuales. El flujo crítico se define como el flujo más alto al cual la PTM mantiene una dependencia lineal con el flujo. Por debajo de éste, la PTM se estabiliza rápidamente después de cada aumento de flujo, y el valor estable de PTM aumenta linealmente con el flujo impuesto (Ognier et al., 2002b). Como se puede observar en la figura 2.11, por encima del valor del flujo crítico, no existe relación lineal debido a la deposición de agentes de ensuciamiento, a diferencia de cuando la experiencia ocurre con agua limpia donde la relación siempre se mantiene lineal (línea de puntos discontinuos).

Figura 2.11 PTM en función del flujo de permeado (Ognier et al., 2002b).

Cuando la fuerza impulsora es la PTM, la filtración puede ser frontal o de flujo cruzado. La filtración frontal es aquella en la que el flujo a tratar atraviesa la membrana como permeado, acumulándose continuamente las sustancias retenidas. La filtración de flujo cruzado es aquella en la que las sustancias retenidas por la membrana se extraen continuamente del módulo con la corriente de concentrado (son arrastradas); esta configuración es la más habitual en proceso de membrana.

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- Permeabilidad. Para evaluar el rendimiento de la operación del sistema de membranas se emplea el parámetro denominado permeabilidad. Para una determinada PTM se define la permeabilidad como la velocidad de flujo específico a través de un área superficial específica (ecuación 2.2). Este parámetro se utiliza para ver el efecto de la limpieza sobre las membranas (Van der Roest et al., 2002).

siendo: K: permeabilidad, m3·m-2·h-1·bar-1. PTM: presión transmembrana, bar. - Resistencia a la filtración.

La resistencia (R) se define como una magnitud inversamente proporcional a la permeabilidad que se expresa en función de la viscosidad del fluido, del flujo y de la PTM (ecuación 2.3). La resistencia global es la suma de la resistencia de la membrana (influyen: material, tamaño de poro, porosidad y espesor de la capa activa), la resistencia de la capa de ensuciamiento (según el mecanismo de filtración es superficial o por bloqueo de poros) y la resistencia ofrecida por la interfase membrana-líquido (asociada a la polarización por concentración).

m

siendo: R: resistencia, m -1. m: viscosidad del fluido, Pa. Para un adecuado diseño y operación de los BRMs se deben estudiar y controlar entre otros, los siguientes elementos: diseño de las membranas y el mantenimiento de la permeabilidad, las características y pre-tratamiento del agua de entrada, la aireación de las membranas y de la biomasa, la concentración de sólidos en suspensión, la purga de fango y su edad y las limpiezas de las membranas y ciclos de filtración para reducir el ensuciamiento. 2.2.4.2. Características del agua a tratar El ensuciamiento de las membranas se debe fundamentalmente a las características de la biomasa, más que a las del alimento (Choi et al., 2005a; Le-Clechet al., 2006).Sin embargo, el alimento puede cambiar las características de ésta y consecuentemente el ensuciamiento puede variar. 2.2.4.3. Aireación La condición hidrodinámica es uno de los factores más importantes para la reducción del ensuciamiento en BRMs, la cual está relacionada con la

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intensidad de aireación, el tamaño de burbuja, la configuración de los módulos de membrana, la concentración de sólidos en suspensión y viscosidad del lodo (Meng et al., 2009). El ambiente aerobio en el reactor se consigue mediante el uso de difusores sumergidos. La aireación debe satisfacer la demanda de oxígeno requerida para la biodegradación de la materia orgánica contenida en el agua residual, ha de satisfacer la respiración endógena de los propios microorganismos, así como proporcionar un mezclado adecuado y mantener la biomasa en suspensión. Se han desarrollado sistemas efectivos con el objetivo de reducir la demanda específica de aireación, y además, que incluya aireación cíclica. El uso de finas burbujas de aire distribuidas uniformemente menores de 0,5 mm ha resultado ser efectivo en la oxigenación del sistema y obtener menor resistencia que si se trabaja con burbujas gruesas mayores de 2 mm a similares tasas de aireación. 2.2.4.4. Concentración de sólidos en suspensión, edad de lodo y otros parámetros de diseño

- Sólidos en suspensión (SS).

El rango de operación en BRMs suele variar entre 8 y 15 g·L-1 de SS aunque algunas plantas en determinadas ocasiones pueden operar con valores de hasta 20-30 g·L-1, no siendo recomendable por el incremento de viscosidad de éste. A medida que aumenta la concentración de SS, aumenta la viscosidad del lodo. Si ésta es muy elevada, la difusión de las burbujas de aire es deficiente y hay problemas de ensuciamiento en la membrana. - Edad del fango. La edad de fango (θ) es un parámetro clave en la determinación de la tendencia al ensuciamiento debido a su repercusión sobre la concentración de los sólidos en suspensión y de las sustancias poliméricas extracelulares (EPS – Extracellular Polymeric Substances). Por lo tanto, es importante determinar una óptima edad de fango, en la cual la concentración de EPS solubles (fundamentalmente) sea mínima y exista una eficiencia de transferencia de oxígeno suficientemente alta para que el ensuciamiento pueda ser controlado (Judd & Judd, 2006). La edad de fango se define como la cantidad de biomasa en el reactor entre la masa de fangos eliminada diariamente, por lo que si aumenta el tiempo de retención de sólidos disminuye la producción de fangos. Ajustando correctamente la edad del fango en sistemas biológicos se controla la velocidad de degradación del sustrato, la concentración de SS y la producción de lodo. Para lograr el control de la edad de lodo, se lleva a cabo la purga de los lodos en exceso producidos en el reactor.

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siendo: q: edad del lodo, días-1. V: volumen del reactor, m3. C, Ce, Cp: concentraciones de SS en el reactor, en el efluente y en la purga respectivamente, g·m-3. Qe, Qp: caudales de efluente final y de purgado respectivamente, m3·día-1. En los BRMs, se obtiene un efluente libre de SS, por lo que la edad de fango para un determinado volumen de reactor queda definida sólo por la cantidad de sólidos extraídos por la purga. Para un reactor de mezcla completa, la concentración de sólidos en el tanque es igual a la de la purga, por lo que el caudal de purgado requerido para mantener una determinada edad de lodo se define como (ecuación 2.5):

- Relación F/M (Food to Microorganisms).

La relación F/M define la proporción a la que el sustrato es adicionado al reactor en función de la concentración de SS dentro del mismo (ecuación 2.6):

siendo: F/M: proporción de sustrato adicionado al reactor en función de la concentración de SS en el mismo, kg DQO· kg SS-1·h-1. Si: concentración de materia orgánica en el afluente, kg DQO· m-3. C: concentración de SS en el reactor, kg·m-3. TRH: tiempo de retención hidráulico (ecuación 2.7), h-1.

Cuando todo el sustrato extracelular se ha consumido, los microorganismos oxidan, consumiendo oxígeno, su propio material celular para satisfacer sus necesidades energéticas, descendiendo la cantidad de biomasa (condiciones endógenas). Si se disminuye la oferta de nutrientes en el biorreactor respecto a la biomasa existente operándose en condiciones endógenas, se reduce la producción de fango. Los largos tiempos de retención de sólidos permiten trabajar con valores bajos de relación F/M, inferiores de 0,12 kg DQO·kg SS-1·día-1. Por lo tanto, operar a bajos valores de relación F/M, implica trabajar a altas concentraciones de SS y

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a bajos TRHs que suelen estar entre 0,5 y 8 h (Gander et al., 2000a), así como obtener bajas producciones de lodo que es una de las ventajas más importantes de la tecnología BMR. Según diversos estudios, al incrementar la edad de lodo disminuye la concentración de EPS en el sistema. Dado que las EPS son las principales responsables del ensuciamiento de las membranas, trabajar a altas edades de fango permite operar con altas permeabilidades de membranas y a tiempos más prolongados. 2.2.5. Ensuciamiento de membranas 2.2.5.1. Tipos de ensuciamiento El ensuciamiento de membrana se define como la deposición indeseable y la acumulación de microorganismos, coloides, solutos y restos de células sobre o dentro de las membranas. Cuando se utilizan las operaciones de MF y UF para separar materia en suspensión, el ensuciamiento de la membrana adquiere una gran importancia debido a la acumulación de sólidos sobre la superficie (formación de torta) y a la penetración de partículas en los poros de la membrana (ensuciamiento interno). Teniendo en cuenta la naturaleza compleja del fango activado, el fenómeno de ensuciamiento en los BRMs es más complicado que en la mayoría de las aplicaciones con membranas, siendo este factor uno de los factores que actualmente está limitando la comercialización de esta tecnología. La filtración conlleva a un aumento en la resistencia al flujo. En el caso de la filtración frontal, la resistencia aumenta conforme aumenta la capa de torta de sólidos que se forma en la superficie de la membrana y se opone a la fuerza impulsora. Esto hace que sea necesario realizar limpiezas periódicas de la membrana. Para la filtración tangencial, esta deposición continúa hasta que las fuerzas de unión entre la torta y la membrana se equilibran con las fuerzas rasantes sobre la superficie de la membrana. En este caso, la resistencia al flujo es menor que en el modo de filtración frontal. Se reconocen cuatro mecanismos de ensuciamiento (figura 2.12 y tabla 2.4):

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Figura 2.12 Mecanismos de ensuciamiento: a) bloqueo completo, b) bloqueo intermedio, c) bloqueo estándar y d) torta filtrante.

Tabla 2.4 Modelos matemáticos para los mecanismos de ensuciamiento.

- Formación de torta. El ensuciamiento se debe a la deposición de partículas en sucesivas capas sobre la superficie externa de la membrana, aumentado así la resistencia hidráulica de la misma. Este modelo basado en la ecuación de Darcy, implica un aumento lineal de la PTM con el tiempo debido a que, cuando la concentración de la suspensión es alta, las partículas se pueden depositar sobre la superficie de la membrana o sobre la capa de partículas depositadas para formar una torta de filtración. - Bloqueo completo de poros. Este modelo basado en la ley de Poiseuille, asume que cada partícula que llega a la membrana bloquea algún/os poro/s, provocando que la PTM sea inversamente proporcional al tiempo: - Bloqueo parcial o intermedio de poros.

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Este modelo también basado en la ley de Poiseuille, supone que cada partícula se deposita sobre otra que había previamente bloqueando algún poro. En este caso se produce un incremento de PTM mucho más significativo a medida que transcurre el tiempo de filtración.

- Bloqueo estándar de poros. Este modelo también basado en la ley de Poiseuille, supone que si cada partícula que llega a la membrana se deposita en la pared interna de un poro, esto conlleva a un aumento de la PTM, donde se asume que el fluido es newtoniano. Cuando el principal mecanismo de ensuciamiento es la formación de la torta superficial, se trata de un ensuciamiento normalmente reversible que se puede eliminar con la aireación del tanque de membranas (limpieza física). Es más problemático el ensuciamiento provocado por la adsorción de partículas o el bloqueo de poros. Se denomina ensuciamiento irreversible cuando para eliminar estas partículas se requiere el uso de limpiezas químicas, no siendo suficiente con las físicas. Cuando el ensuciamiento no se puede eliminar ni mediante limpiezas físicas ni químicas, el ensuciamiento es irrecuperable, debiéndose cambiar la membrana (ocurre normalmente tras varios años en operación). 2.2.5.2. Factores que influyen en el ensuciamiento En un proceso de BRM, el ensuciamiento está directamente influenciado por las características del lodo y las condiciones hidrodinámicas del sistema. Sin embargo, las condiciones de operación como son la edad del lodo, el TRH, la relación F/M y las características del alimento tienen una repercusión indirecta sobre el ensuciamiento, ya que lo que hacen es modificar las características del lodo. En la operación en planta no resulta sencillo modificar muchos parámetros, ya que la mayoría vienen impuestos una vez que se construye la depuradora (agua de entrada, pretratamiento, configuración y características de las membranas, etc.). Por ello, es interesante optimizar aquellos parámetros sobre los que se pueda incidir para minimizar el ensuciamiento de éstas y así reducir la frecuencia de limpieza y abaratar costes. Algunos de estos factores son: los SS, caudal de aireación, edad de lodo o caudal de filtración. El principal coste de operación de los sistemas BRMs es el de la aireación, de ahí la importancia de su optimización. Se debe realizar un diseño correcto de los aireadores y de su ubicación para mitigar el ensuciamiento de las membranas. Las sustancias poliméricas extracelulares (EPS) son señaladas en numerosos estudios como el factor biológico de mayor importancia responsable de los fenómenos de ensuciamiento (Domínguez et al., 2010).La edad del lodo influye

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sobre la concentración de éstas. Se ha observado que durante el proceso se forma una capa de gel en la superficie de la membrana; para disminuir este ensuciamiento el flujo de operación debe ser subcrítico. El flujo sostenible en un BRM es el flujo para el cual la PTM aumenta gradualmente a una velocidad aceptable, de modo que no es necesario realizar constantemente limpiezas químicas, sino que es suficiente con realizar ciclos de retrolavado o relajación. Desde el punto de vista reológico, la mayor parte de los fluidos se clasifican dentro de los fluidos newtonianos. A partir de concentraciones de sólidos en el licor de mezcla de 12 g·L-1, la viscosidad de éste aumenta excesivamente entorpeciendo el proceso de filtración. Por ello se ha fijado un límite de trabajo de concentración de SS de 8 -12 g·L-1 y viscosidad no superior a 3 mPa·s. Una viscosidad elevada produce una reducción de la eficiencia de transferencia de oxigeno que tiene un efecto directo sobre el oxígeno disuelto. Un descenso de la temperatura afecta a la distribución de tamaño de partículas; se observan tamaños de partículas más pequeños produciéndose un mayor ensuciamiento ya que son similares al tamaño de poro de la membrana, siendo este un ensuciamiento reversible. 2.2.5.3. Sustancias poliméricas extracelulares Las sustancias poliméricas extracelulares son mezclas complejas de polímeros de un amplio espectro de pesos moleculares que proceden de la lisis de las células de los microorganismos, del desprendimiento de material de la superficie de estas células y/o de la materia orgánica presente en el agua residual. Son consideradas los compuestos mayoritarios de los flóculos y además, los mayores responsables del ensuciamiento de las membranas en los procesos de filtración, haciendo que disminuya el flujo de permeado (Nagaoka & Ueda, 1996; Liang & Liu, 2007; Rosenberg & Kraume, 2003). Se definen dos tipos de EPS: los EPS enlazados y los EPS solubles (Nielsen et al., 1997; Higgins & Novak, 1997). Los EPS enlazados incluyen los polímeros enlazados producidos microbiológicamente, los productos de la lisis celular y la hidrólisis, así como la materia adsorbida o adherida. Los EPS solubles, conocidos en la bibliografía como SMP (Soluble Microbial Products), incluyen los polímeros solubles producidos microbiológicamente, los productos de la hidrólisis de la materia orgánica adherida y moléculas orgánicas liberadas en la lisis celular. Son considerados EPS solubles aquellos que se pueden obtener a partir de una simple centrifugación y EPS enlazados los que se encuentran en los flóculos, y por tanto, requieren un tratamiento adicional para su extracción (Wingender et al., 1999). Desde un punto de vista microbiológico, las sustancias poliméricas extracelulares son importantes ya que protegen a la célula frente a agentes tóxicos y fenómenos de fagocitosis, permiten la adhesión de la bacteria en

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diferentes superficies, protegen a la célula de la deshidratación, actúan como agentes quelantes de metales reduciendo su toxicidad, intervienen en la agregación de bacterias para formar flóculos y biopelículas y pueden actuar como fuente de carbono o energía en condiciones de escasez de nutrientes (Bitton, 2005). Los EPS solubles son los que intervienen en mayor grado en el ensuciamiento de las membranas. A continuación se enumeran situaciones en las que los microorganismos actúan excretando EPS solubles al medio: - Mantenimiento del equilibrio de concentración. Los organismos secretan materiales orgánicos para establecer un equilibrio de concentración a través de la membrana celular. - Situación de carencia de alimento. Las bacterias excretan materiales orgánicos durante periodos de escasez de alimento debido a cambios metabólicos relacionados con la respiración endógena. - Muerte acelerada por sustrato. La adición repentina de una fuente de carbono y energía a un medio con escasez de alimento puede acelerar la muerte de algunas bacterias, generando EPS solubles. - Disponibilidad de nutrientes. Cuando los nutrientes esenciales están presentes abajas concentraciones en el medio, los microorganismos generan EPS solubles para facilitar su captura. - Estrés medioambiental. Los EPS solubles pueden ser producidos como respuesta a cambios bruscos de temperatura, presión osmótica, tóxicos, alimentación, etc. - Crecimiento bacteriano y metabolismo, durante el crecimiento no estresado

de la biomasa. Los EPS enlazados intervienen también en la adherencia a las superficies, la estabilización de la estructura de la biopelícula, la formación de una barrera protectora que proporciona resistencia a biocidas, la retención de agua y la acumulación de actividades enzimáticas, tales como la digestión de macromoléculas exógenas (Czaczyk & Myszka, 2007). En cuanto a su composición, los EPS están constituidos principalmente por carbohidratos (glucosa, galactosa…), aminoazúcares, ácidos urónicos (glucourónico, galactourónico), proteínas, ácidos húmicos, lípidos y una pequeña cantidad de ácidos nucleicos y de compuestos inorgánicos. Hay una

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gran disparidad entre las concentraciones de estos compuestos en los EPS debido al gran número de factores de los que depende su formación y degradación. Se suele aceptar que los carbohidratos y las proteínas son sus principales componentes, aunque los ácidos húmicos también pueden ser componentes mayoritarios en lodos de tratamiento biológico (Frolund et al., 1996). El contenido y composición de las EPS depende de numerosos factores como el origen del lodo, la fase de crecimiento, los parámetros del proceso, el tipo de biorreactor, el método de extracción o los métodos analíticos empleados. Los EPS solubles han sido bastante estudiados porque se consideran más importantes en el ensuciamiento de las membranas que los EPS enlazados. Una mayor acumulación de EPS solubles en las membranas, disminuye la filtrabilidad del lodo. La distribución del tamaño de partículas y la cantidad de EPS solubles influyen de manera notable en el ensuciamiento de las membranas, mientras que la concentración de EPS enlazados no tiene tal influencia (Geng & Hall, 2007). El control de los EPS es complicado y está relacionado con el ajuste de los parámetros de operación (TRH, oxigenación, edad de fango, etc.). 2.2.6. Limpiezas Los tipos de limpiezas se pueden clasificar en limpiezas físicas y químicas: - Limpiezas físicas.

Uno de los procedimientos indispensables para reducir el ensuciamiento es la realización de retrolavados periódicos en membranas de fibra hueca y la relajación en membranas planas. Durante estos periodos la planta no está produciendo/generando agua tratada, por lo que sufren un mayor consumo energético por litro de agua permeada. El proceso de retrolavado elimina la mayor parte del ensuciamiento reversible dentro de los poros y también arranca la capa más débilmente adherida a la superficie de la membrana. La técnica de retrolavado afecta a los costes de operación, pues se requiere energía para que se alcance la presión necesaria para que el flujo circule en sentido contrario, además de que entre el 5 y el 30% del permeado se utiliza en este proceso, por lo que la producción de permeado neto disminuye. En el caso de membranas planas, el proceso de relajación disminuye la pérdida de permeabilidad del sistema. - Limpiezas químicas. Debido a que las limpiezas físicas no son suficientemente eficaces en eliminar todo el ensuciamiento de la membrana, se realizan limpiezas químicas con las que se recupera parte de la permeabilidad inicial de las mismas. El

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ensuciamiento eliminable mediante limpiezas químicas se conoce como ensuciamiento residual o irreversible. La limpieza química consiste en tratar las membranas con disoluciones químicas para eliminar las sustancias que se hayan adherido a las membranas tanto interna como externamente. En función del tipo de ensuciamiento que se pretenda eliminar, se deben emplear unos reactivos u otros. En la tabla 2.5 se muestran los reactivos más empleados para eliminar el ensuciamiento inorgánico y orgánico de las membranas.

Tabla 2.5 Reactivos para limpieza química.

Tipo de ensuciamiento Tipos de reactivos Ejemplos

Inorgánico Disoluciones ácidas Ácido cítrico Ácido oxálico

Orgánico Disoluciones básicas Hipoclorito sódico

Las concentraciones de agentes de limpieza química requeridas se incrementan a medida que el proceso de limpieza es más severo. Así pues, para limpiezas diarias y/o de mantenimiento, es suficiente con lavados con NaOCl al 0,01 % en peso, mientras que para limpiezas intensivas, se requieren concentraciones superiores, en torno al 0,2-0,5 % en peso de NaOCl, del 0,2- 0,3 % en peso de ácido cítrico o del 0,5-1 % en peso de ácido oxálico. Habitualmente, se realizan tres tipos distintos de limpiezas químicas: retrolavado acompañado de reactivos químicos (frecuencia diaria a bajas concentraciones de reactivos); limpieza de mantenimiento con una alta concentración de los reactivos químicos (frecuencia semanal) y limpieza química intensiva o de recuperación (frecuencia anual). 2.2.6.1. Nuevas técnicas para mitigar el ensuciamiento - Vibración de membranas inducidas magnéticamente.

Se han realizado estudios para reducir las incrustaciones en las membranas mediante la vibración de los módulos de membranas (MMV - Magnetically Induced Membrane Vibration). Esta técnica consiste en aplicar una vibración inducida magnéticamente a los módulos de membranas, con el fin de proporcionar un cizallamiento en la interfase membrana-líquido (Muhammad et al., 2012). El movimiento se realiza hacia la cara estrecha de la membrana mediante fuerzas de atracción y repulsión (figura 2.13).

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Figura 2.13 BRM equipado con el sistema MMV; vista lateral del módulo de membranas colocadas en posición paralela.

Del estudio se deduce que la vibración puede controlar el ensuciamiento impidiendo el flujo convectivo de incrustantes dentro y sobre la membrana y eliminando los incrustantes de la membrana sucia. También se han realizado estudios para ver cómo afecta el tiempo de vibración de los módulos de membrana. Se ha concluido que la filtración con vibración continua da mejores resultados que la filtración con vibraciones intermitentes. También es cierto que operar con vibraciones continuas necesita un mayor consumo de energía, mientras que operar con vibraciones intermitentes ofrece un control adecuado del sistema y un consumo de energía reducido. Se ha observado que el tiempo de los ciclos de vibración tiene una gran importancia sobre el rendimiento de la filtración. Cuanto menor sea el tiempo del ciclo de vibración, menor será el ensuciamiento de las membranas. - Efecto de los regímenes de burbujeo en los BRMs. Se han realizado estudios sobre el efecto que tiene el régimen de burbujeo sobre el coste de energía y el rendimiento de un BMR de membranas planas (Kaisong Zhang et al., 2011). Se ha comparado un experimento con burbujas libres, es decir, como suele encontrarse en un sistema de limpieza convencional de un BRM, y un experimento con burbujas controladas. Para controlar las burbujas, se dirige el aire a la entrada del módulo de membranas y a través de una válvula solenoide que dispone de un controlador de tiempo, se ajustan la frecuencia de burbujeo y el tamaño de las burbujas. En comparación con las burbujas libres, las burbujas controladas son más eficientes, pues ofrecen un rendimiento anti incrustante mejor. Para un flujo bajo de aireación, las burbujas controladas previenen el ensuciamiento de la membrana en la etapa inicial y lo reduce durante la operación de filtración a largo plazo, reduciéndose el consumo de energía frente al requerido en régimen de propagación de burbujas libres.

INTRODUCCIÓN

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2.3. Actividad biológica El consumo de oxígeno de los microorganismos presentes en un fango activo se asocia al consumo de sustrato para obtener energía mediante una reacción de oxidación. Esta energía es utilizada por los microorganismos para satisfacer los requerimientos energéticos de su metabolismo y para su crecimiento celular. Cuando todo el sustrato extracelular se ha consumido, los microorganismos oxidan, consumiendo oxígeno, su propio material celular para mantener su metabolismo, decayendo su crecimiento. Se dice que el lodo se encuentra en condiciones endógenas. Si el periodo endógeno se prolonga, finalmente se produce la muerte de los microorganismos. Los BRMs operan en condiciones endógenas para aumentar la degradación de la materia orgánica presente en las aguas residuales y evitar un crecimiento excesivo de biomasa. La respirometría es una técnica que mide el consumo de oxígeno de los microorganismos contenidos en un fango activo. Empleando esta técnica se pueden determinar las principales tasas y parámetros cinéticos que definen la actividad biológica de los microorganismos contenidos en dicho fango. En los sucesivos apartados se hablará siempre de muestras de fango en condiciones endógenas. El desarrollo teórico está centrado en la utilización de un respirómetro BM-T (Marca Surcis), así pues las ecuaciones que se mencionan son para efectuar el tratamiento de los datos obtenidos con este equipo. Se consultó el Manual de Funcionamiento del Respirométro BM-T (2008).

2.3.1. Tasas de consumo de oxígeno y constante de descomposición endógena La tasa de consumo de oxígeno (O.U.R. – Oxygen Uptake Rate) es un parámetro que se utiliza para determinar el oxígeno consumido por la suspensión biológica del reactor en un tiempo determinado. Permite tener una idea de la actividad microbiana que puede tener una determinada muestra de licor mezcla. El análisis respirométrico requerido para su determinación consiste en medir la variación en el tiempo de la concentración de oxígeno disuelto presente en una muestra de lodo a la que se le desconecta la aireación (ensayo O.U.R.). La pendiente de la gráfica obtenida en el respirograma representando la concentración de oxígeno disuelto frente al tiempo es la tasa de consumo de oxígeno de la muestra, como se detalla en la ecuación2.8:

siendo: O.U.R.: tasa de consumo de oxígeno en el licor mezcla, mg O2·L·-1·h-1.

INTRODUCCIÓN

35

O.D.: oxígeno disuelto presente en el licor mezcla en cada instante, mg O2·L-1.

t: tiempo, h. A partir de la tasa O.U.R. se determina la tasa específica de consumo de oxígeno (S.O.U.R.- Specific Oxygen Uptake Rate), ecuación 2.9. Ésta es una relación entre la actividad media de los lodos y los sólidos en suspensión volátiles (SSV) existentes en el reactor biológico. Un fango es más activo cuando para una misma cantidad de sustrato y una misma población de microorganismos, depura más deprisa, y por lo tanto, la tasa S.O.U.R. es mayor.

siendo: S.O.U.R.: tasa específica de consumo de oxígeno en el licor mezcla, mg O2 · g MLSSV-1·h-1. SSV: concentración de sólidos volátiles en el licor mezcla, g MLSSV·L-1. A partir de la tasa S.O.U.R. se puede obtener la constante de descomposición endógena kd. Se aplica la ecuación 2.10.

siendo: kd: constante de descomposición endógena, días-1. S.O.U.R.: tasa específica de consumo de oxígeno en el licor, kg O2 · kg MLSSV-1·d1. 2.3.2. Coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa El coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa relativo a la concentración de microorganismos (YH, MLVSS) representa la producción de lodo biológico producido por unidad de masa de sustrato total consumido. Es un parámetro importante para predecir la producción de fango que se va a obtener. Para su determinación se realiza una respirometría adicionándole al lodo un sustrato biodegradable. Se determina el coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa relativo a la demanda de oxígeno (YH,COD) y a partir de éste el coeficiente YH,MLSS. Para ello, se efectúan diversas respirometrías a distintas concentraciones de sustrato. Se determina el oxígeno total consumido en cada una de ellas y se representa éste frente a la concentración del sustrato. Con la pendiente de la recta obtenida se calcula el coeficiente YH, COD (ecuación 2.11).

INTRODUCCIÓN

36

siendo: YH, COD: coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa relativa a la demanda de oxígeno, mg DQO microorganismos· mg DQO-1

soluble sustrato. OC: oxígeno consumido en la degradación del sustrato, mg O2·L

-1. DQO: concentración del sustrato, mg DQO ·L-1. Finalmente, el coeficiente YH, MLVSS se calcula como (ecuación 2.12):

siendo: YH, MLVSS: coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa relativa a la concentración de microorganismos, mg SSV· mg DQO-1

soluble sustrato. fcv: 1,48 Factor que procede del ajuste estequiométrico de las reacciones que intervienen en el proceso de degradación de la materia orgánica.

OBJETIVOS Y ALCANCE DE LA INVESTIGACIÓN

CAPÍTULO 3. OBJETIVOS Y JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN

39

3. OBJETIVOS Y JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN Objetivo general y específicos Este trabajo es una contribución al estudio de la tecnología BRM en el ámbito del tratamiento de aguas residuales. El objetivo principal es el estudio de diferentes características de un sistema BRM con membrana de fibra hueca a una edad de lodo de 30 días. El objetivo general se ha desglosado en los siguientes objetivos específicos: - Evaluar la operatividad del sistema en cuanto al comportamiento de los

ciclos de filtración-retrolavado, la caída de presión transmembrana y la frecuencia de limpieza.

- Evaluar los rendimientos de degradación de materia orgánica, fósforo total y sólidos en suspensión.

- Caracterizar la biomasa de acuerdo a su actividad respiratoria a partir de los

coeficientes biocinéticos obtenidos, su viscosidad, filtrabilidad, sedimentabilidad, tamaño de partícula y contenido de EPS.

Interés de la investigación Dado el creciente interés en la aplicación de los sistemas BRM, las investigaciones actuales van encaminadas a perfeccionar esta tecnología, con el objetivo de optimizar su rendimiento tanto a nivel de costes de instalación y explotación, como en la obtención de un efluente de gran calidad. Conjuntamente, han de llevarse a cabo estudios relacionados con el tratamiento de fangos y profundizar en el escalado a nivel industrial. .

MATERIALES Y MÉTODO

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

43

4 MATERIALES Y MÉTODOS

4.1. Planta piloto

Para llevar a cabo los objetivos propuestos se utilizó una planta biorreactor de membrana (BRM) escala piloto instalada en el laboratorio del Instituto del Agua y de las Ciencias Ambientales de la Universidad de Alicante (figura 4.1). La membrana de fibra hueca (marca Porous Fibers) está fabricada con fluoruro de polivinilideno (PVDF), posee un tamaño de poro de 0,4 μm y una superficie de filtración de 2 m2 (figura 4.2).

Figura 4.1Planta MBR. Figura 4.2 Membrana fibra hueca.

En la figura 4.3 se muestra un diagrama de flujo detallado de la planta piloto.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

44

Figura 4.3 Esquema de la planta piloto MBR utilizada en la experimentación.

La planta consta de las unidades físicas mencionadas en la tabla 4.1.

Tabla 4.1 Unidades físicas presentes en la planta.

Elemento UD Descripción Tanque de membranas

1

Tanque de PVC transparente donde se encuentra la membrana y la biomasa. Volumen útil: 90 L.

Membrana

1 Módulo de membrana de fibra hueca (marca Porous Fibers) con un tamaño de poro de 0,4 μm y una superficie de filtración de 2 m2.

Tanque de alimento 1 Tanque donde se prepara el alimento sintético concentrado. Volumen útil: 28 L.

Tanque de permeado

1 Tanque donde se almacena el permeado obtenido para su posterior utilización durante el retrolavado. Volumen útil: 25 L.

Ordenador 1

Monitorización y almacenamiento de los datos de caída de presión transmembrana (PTM), temperatura y concentración de oxígeno disuelto medidos por los sensores

Los equipos de los que consta el dispositivo se detallan en la tabla 4.2.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Tabla 4.2Listado de equipos utilizados en la planta.

Elemento UD Modelo / Marca Función

Bomba de alimento

1 C1R/A / Dosiper

Aporte del agua de alimento al MBR. Integrada en el sistema de control de regulación de alimentación y nivel de lodo en el tanque.

Bomba de permeado

autoaspirante 1

323/UD/ Watson-Marlow

Succión del permeado a través de la membrana.

Bomba de contralavado

1 C1R/A / Dosiper Bombeo del permeado para el contralavado de las membranas.

Soplantes de aireación

2 5000 / AquaMedic

Suministro del oxígeno requerido para: - Satisfacer la demanda de la

biomasa (oxigenación). - Mantener el lodo en suspensión. - Limpieza física de la membrana por

rascado tangencial.

Difusores 1 Aporte del aire en forma de burbuja para asegurar la difusión del oxígeno en el licor mezcla.

Bombas sumergibles de agitación

2 Evitan la deposición de lodo en el fondo del tanque. Agitación.

Además, la planta está dotada de ciertos instrumentos de medida y/o control de las principales variables del proceso, detallados en la tabla 4.3.

Tabla 4.3 Instrumentación de medida y control.

Elemento UD Modelo / Marca Función

Medidor de concentración de O2 y T.

1 Hendress Hauser

Medida en continuo del oxígeno disuelto y de la temperatura del licor mezcla.

Transmisor de presión. 1 Hendress Hauser Medida en continuo

de la PTM. Sensor de nivel de horquilla. 3 Hendress Hauser Control del nivel de

líquido en el tanque.

Tanto los equipos como la instrumentación de medida y control están conectados a un panel de control. La membrana empleada en esta investigación es el modelo MICRONET R de la marca POROUS FIBERS, que es especialmente apropiada para el reciclado de aguas residuales urbanas. La figura 4.4 muestra el soporte trenzado de la membrana fabricada con poliamidas especiales de alta resistencia y tenacidad. La fijación se efectúa en la cara exterior de la membrana directamente sobre el soporte en caliente en PVDF hidrofilizado y antifúngico.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

46

Figura 4.4Vista al microscopio electrónico y real de la membrana MICRONET R.

4.2. Funcionamiento

El tanque se llena con el licor mezcla hasta el nivel de mínimo-mínimo y posteriormente, se introduce la membrana en su posición correcta (delimitada por pivotes de anclaje), quedando ésta completamente sumergida. Se termina de llenar el tanque hasta alcanzar el nivel de máximo. La planta se activa a través del interruptor general del panel de control: - Automáticamente se accionanlas soplantes de aireación que operan

permanentemente, manteniendo mediante el burbujeo, el rascado tangencial de las membranas, la oxigenación requerida para el crecimiento de la biomasa y la suspensión del licor mezcla.

- Manualmente se acciona la bomba peristáltica de permeado para llevar a cabo el proceso de filtración a través de la membrana desde el exterior de ésta hasta su interior (sentido out-in). Parte del permeado recogido se almacena en un depósito y posteriormente se emplea en los retrolavados que se le realizan a la membrana. Mediante el software instalado, pueden variarse los tiempos de operación: ciclo filtración-retrolavado.

- Se accionan automáticamente los instrumentos de medida (temperatura,

concentración de oxígeno disuelto y caída de presión transmembrana).

- Se accionan automáticamente los sensores de nivel de líquido en el tanque. Según la señal transmitida por éstos, el autómata ejecuta las operaciones de encendido y apagado de la bomba de alimentación y de la electroválvula de agua, manteniendo un volumen útil aproximado de 90 L en el reactor.

- El dispositivo dispone de un sistema de monitorización en línea que muestra

de forma continua y gráfica en un ordenador acoplado al sistema. Se registra la evolución de la PTM, la temperatura del lodo y la concentración de oxígeno disuelto en el mismo. Los datos se almacenan periódicamente en ficheros para su posterior tratamiento.

El funcionamiento del sistema de control y automatización se describe a continuación. - Control del nivel de líquido en el tanque.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Cuando el nivel de líquido llega al sensor de nivel mínimo éste envía una señal al autómata, elemento que actúa accionando la bomba de alimento sintético y abriendo la electroválvula de agua. La bomba de alimento sintético se mantiene trabajando el tiempo que se le haya programado. La electroválvula se cierra una vez que el nivel de líquido en el tanque alcanza el sensor de máximo. Existe una sonda adicional de nivel mínimo-mínimo para evitar que la membrana se quede expuesta al aire y se produzca un daño irreversible, en caso de que el sistema de alimentación no funcione adecuadamente. Esta sonda de nivel envía una señal al autómata que detiene la bomba de permeado, impidiendo que el nivel de líquido descienda en el reactor por debajo de la misma. - Control de la presión transmembrana. La presión máxima de trabajo de la membrana recomendada por el fabricante es -0,55 bares. No es habitual esperar a que se alcancen concentraciones tan elevadas, deteniéndose manualmente el proceso para realizar la limpieza de la membrana cuando se alcanzan PTM alrededor delos -0,4 bares. - Medida de la concentración de oxígeno disuelto y temperatura de la

biomasa.

Los valores de O.D. y temperatura de la biomasa se obtienen mediante una sonda que está sumergida dentro del tanque.

4.3. Condiciones de operación

Las condiciones de operación bajo las que se desarrolló la experimentación fueron: - Filtración a caudal constante. El flujo de permeado fue 6 L·h-1·m-2 (LMH)

(considerando una superficie de membrana de 2 m2, el caudal de permeado obtenido fue 12 L·h-1).El tiempo de retención hidráulico (TRH) fue 7,5 h.

- La bomba de permeado operó con ciclos de filtración/retrolavado de frecuencia 10/0,5 minutos. En el ciclo de filtración el agua residual es filtrada a través la membrana y pasa al tanque de permeado. En el de retrolavado, el agua fluye en sentido contrario desde el tanque de permeado a la membrana para limpiarla y así evitar la obstrucción de los poros.

- Las soplantes de aireación se mantuvieron encendidas permanentemente con un caudal total de 1500 NL·h-1con objeto de:eliminar gran parte de la suciedad que genera la filtración del lodo, mediante el rascado tangencial de la membrana producido por el burbujeo, suministrar a la biomasa la concentración de O.D. que necesita para su crecimiento y mantener el licor mezcla en suspensión.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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- Se operó manteniendo el lodo a una edad de fango de 30 días. Para mantener estas condiciones se efectuó un purgado diario manteniendo los sólidos en suspensión (SS) en 8±1 g·L-1, siendo el purgado medio de 3 L diarios.

4.4. Limpieza de la membrana

El proceso de limpieza se realiza por inmersión del módulo de membrana en un tanque auxiliar con hipoclorito sódico y/o ácido oxálico para eliminar el ensuciamiento orgánico e inorgánico respectivamente. En el caso de la limpieza con hipoclorito sódico, se llena el tanque auxiliar con agua y se añade hipoclorito sódico hasta alcanzar una concentración del 0,5 % en peso. Se sumerge completamente la membrana durante el tiempo recomendado para que la solución química actúe y posteriormente se enjuaga con agua del grifo. Si es necesaria una limpieza para eliminar el ensuciamiento inorgánico, se procede a sumergir la membrana enel tanque auxiliar con ácido oxálico o cítrico (0,5 % en peso). Después del tiempo necesario se saca y enjuaga con abundante agua.

4.5. Metodología experimental El estudio experimental consistió en evaluar diferentes características del sistema BRM en cuanto a su operatividad (ciclos de filtración, frecuencias de limpieza, etc.), rendimiento de degradación de materia orgánica y fósforo, eliminación de sólidos en suspensión, calidad de la biomasa (ensayos respirométricos, viscosidad, tamaño de partícula, EPS, etc.) manteniendo una edad de fango de 30 días. Para el crecimiento y mantenimiento de la biomasa se utilizó un alimento sintético cuya composición se muestra en la tabla 4.4.

Tabla 4.4 Composición del alimento sintético requerido para q = 30 días.

Compuesto Concentración / mg·L-1 Peptona 222

Extracto de carne 153 Urea 42

MgSO4· 7 H2O 3 KH2PO4 39

CaCl2 · 2 H2O 6 NaCl 10

DQO alimento / mg·L-1 436

Cm/ kg DQO·kg SSV-1·día-1 0,2 El afluente requerido se caracterizó por tener un valor promedio de demanda química de oxígeno (DQO) de 436 mg·L-1. Este valor es el esperado en un agua residual con un grado de contaminación media (Hernández, 2001).

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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El alimento sintético se preparó mezclando sustancias que aportan C, N, P y algunas de las sales necesarias para el crecimiento de los microorganismos. La peptona y el extracto de carne fueron usados como fuente de carbono (contienen pequeñas cantidades de nitrógeno, pero no son consideradas como fuentes importantes) y la urea y el K2HPO4 fueron usadas como fuente de nitrógeno y fósforo respectivamente. 4.6. Relación de parámetros para la determinación de la calidad del

permeado y del licor mezcla Durante el período de operación se determinaron una serie de parámetros físico-químicos y químicos con el objetivo de analizar la eficiencia del BRM en cuanto a degradación de materia orgánica, nutrientes, así como para determinar la calidad del licor mezcla. Los parámetros analizados se muestran en la figura 4.5.

La frecuencia de muestreo y análisis fue de dos veces por semana.

PARÁMETROS

FÍSICO -

QUÍMICOS

LODO

pH

Conductividad

SS y SSV

Viscosidad

Filtrabilidad

Sedimentabili-dad

Tamaño de partícula

EPS

Actividad respiratoria

PERMEADO Y ALIMENTO

pH

Conductividad

SS

Turbidez

QUÍMICOS

PERMEADO Y ALIMENTO

DQO

PT

Figura 4.5 Parámetros a analizar.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

50

La determinación de DQO y fósforo se llevó a cabo mediante kits de HachLange (Alemania). La actividad respiratoria se determinó según el Manual de funcionamiento del Respirómetro BM-T (2008). El resto de parámetros se analizaron según los procedimientos descritos en el Standard Methods (1989). 4.7. Técnicas analíticas 4.7.1. pH El pH es un parámetro que da información sobre la basicidad o acidez de un medio determinado. Para la medición del pH se utilizó un equipo CRISON (Modelo BASIC 20+) que funciona por electrometría y que tiene un electrodo de compensación de temperatura (figura 4.6). La muestra se coloca en vaso de precipitado con una mosca de agitación, y la lectura se realiza cuando la medida se ha estabilizado.

Equipos y materiales - pH metro CRISON (Modelo BASIC 20+) - Vaso de precipitado 50 mL - Mosca de agitación

Figura 4.6 Equipo de análisis de pH.

4.7.2. Conductividad La conductividad es un parámetro que indica el contenido de sales solubles en un medio determinado. Para la medida de conductividad se utilizó un equipo CRISON (Modelo CM 35) que funciona por electrometría y que tiene incorporado un compensador de temperatura dando la lectura de conductividad de la solución a 25ºC (figura 4.7). El electrodo se coloca dentro del vaso de precipitado que contiene la muestra, se agita, y se realiza la lectura cuando se estabiliza.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Equipos y materiales - Conductímetro CRISON (Modelo CM 35) - Vaso de precipitado 50 mL - Mosca de agitación

Figura 4.7 Equipo de análisis de conductividad.

4.7.3. Sólidos en suspensión totales

Los SS son los obtenidos tras la filtración de un volumen determinado de muestra a través de un filtro de fibra de vidrio (Whatman GF/C) con un tamaño nominal de poro de 1,2 μm. Para su cuantificación el filtro húmedo resultante se seca a una temperatura de 100-105ºC y se introduce en un desecador. Estas dos últimas operaciones se repiten varias veces hasta que el peso de sólido sea constante. Equipos y materiales - Balanza (Explorer-OHAUS) - Desecador (Nalgene) con gel de sílice - Discos filtrantes (Whatman GF/C) con tamaño nominal de poro de 1.2 μm - Dispositivo de filtración acoplado a una bomba de vacío (Dinko-Modelo D-

95) compuesto por matraz kitasato y embudo buchner - Estufa (Selecta-Conterm) - Vidrio de reloj

En la figura 4.8 se muestra el dispositivo experimental utilizado para llevar a cabo este análisis.

Figura 4.8 Sistema de medición de los SS (De izquierda a derecha: balanza, dispositivo de filtración acoplado a bomba de vacío y filtro, estufa y desecador).

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Los sólidos en suspensión se calculan según la ecuación 4.1:

siendo: SS: concentración de sólidos en suspensión presentes en la muestra, mg·L-1. M1: masa del filtro + residuo en el filtro tras el secado a 105 ºC, g. M0: masa del filtro, g. V: volumen de muestra filtrada, L. 4.7.4. Sólidos en suspensión volátiles

Los sólidos en suspensión volátiles (SSV) se analizan una vez determinado los sólidos en suspensión totales. El conjunto de papel de filtro y residuo seco se introduce en un crisol y se anota el peso del conjunto. Se lleva éste a una mufla y se calienta hasta una temperatura de 550 ºC durante 4 horas. Al someterlo a altas temperaturas, se consigue la volatilización de los compuestos orgánicos pasando a CO2 y H2O principalmente. La fracción inorgánica se mantiene en forma de cenizas. Equipos y materiales - Balanza (Modelo Explorer-OHAUS) - Crisol - Desecador (Nalgene) con gel de sílice - Mufla (Heorn 12 PR/300 - Serie 74) En la figura 4.9 se muestra la mufla utilizada en el análisis.

Figura 4.9 Mufla para la calcinación de los sólidos volátiles.

Los sólidos en suspensión volátiles se calculan según la ecuación 4.2:

siendo: SSV: concentración de sólidos en suspensión volátiles presentes en la muestra, mg·L-1.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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M2: masa del filtro + residuo en el filtro tras el secado a 105 ºC + masa del crisol, g. M3: masa del filtro+ residuo en el filtro tras el secado a 550 ºC + masa del crisol, g. V: volumen de muestra filtrada, L. 4.7.5. Viscosidad Para la medida de la viscosidad se utilizó un viscosímetro rotacional SMART SERIES, Modelo L, de Fungilab (figura 4.10). Éste posee un adaptador de baja viscosidad para trabajar en el rango de bajas viscosidades comprendido entre 1 y 2000 cP. Se requiere una pequeña cantidad de muestra (18 mL) para la medición. El equipo dispone de una pantalla a través de la cual se accede a diversas funciones como son la calibración, la selección del husillo adecuado, la configuración de medida, entre otros. En la pantalla de medida aparece el husillo que se está utilizando, las revoluciones por minuto seleccionadas, el valor de viscosidad expresado en cP o mPa·s (cambia en el tiempo hasta estabilizarse), y el tanto por ciento del fondo de escala. Cuando se realiza la medición no es recomendable trabajar con valores de viscosidad inferiores al 15% del fondo de escala seleccionada o superiores al 95%.El fabricante recomienda una medida superior al 50% del fondo de escala. Equipos y materiales - Adaptador LCP para bajas viscosidades - Viscosímetro rotacional (Modelo L SMART de Fungilab)

Figura 4.10 Equipo utilizado para la determinación de la viscosidad.

4.7.6. Filtrabilidad Mediante esta técnica se estudia el comportamiento del licor mezcla en el proceso de filtración. Se coloca un papel de filtro específico doblado en 16 partes iguales (forma cónica) en un embudo de análisis. El embudo se coloca sobre una probeta de 100 mL y se adicionan 50 mL de lodo sobre el filtro. Inmediatamente se

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

54

comienza a contar el tiempo, y se deja filtrar durante 5 minutos, midiendo una vez transcurrido este tiempo el volumen de líquido filtrado. Según el volumen de filtrado obtenido y de acuerdo con el Manual de funcionamiento de la Planta Piloto MBR de KUBOTA(2005), se considera que la filtrabilidad del lodo es: - Buena: volumen filtrado mayor de 10 mL. - Mala: volumen filtrado menor de 5 mL. Equipos y materiales - Cronómetro - Embudo - Filtro nº 5 de 185 mm de diámetro (Marca Advantec) - Probeta graduada de 100 mL - Vaso de precipitado de 100 mL En la figura 4.11 se muestra el material utilizado para llevar a cabo este análisis.

Figura 4.11 Material empleado para determinar la filtrabilidad del licor mezcla.

4.7.7. Sedimentabilidad Se toma una muestra de 1 L de licor mezcla y se deja reposar durante 45 minutos en un cono Imhoff, tal y como se muestra en la figura 4.12. Transcurrido este tiempo se remueve el sólido que pueda haberse quedado adherido a las paredes del cono y se deja sedimentar durante 15 minutos más. Finalmente se realiza la lectura de la medida. Los resultados se obtienen en términos de columna de sólidos sedimentables (mL) por litro de solución (L). Equipos y materiales - Cono Imhoff - Cronómetro

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Figura 4.12 Material empleado en el ensayo de sedimentabilidad.

4.7.8. Turbidez

La turbidez es una medida del grado en el cual el agua pierde su transparencia debido a la presencia de partículas en suspensión. Estas partículas dispersan la luz que incide en el agua. Se utilizó el turbidímetro portátil (Modelo TB1 de la marca Velp Scientifica) que se muestra en la figura 4.13. Este instrumento mide la intensidad de la luz dispersada a 90 grados cuando un rayo de luz pasa a través de una muestra de agua, proporcionando la turbidez en unidades nefelométricas. El equipo dispone de varios patrones (rango entre 0,02 a 800 NTU) para calibrar el equipo. Se introduce la muestra en el interior de una cubeta y se cierra. Cerciorándose de que las paredes exteriores de la cubeta están limpias, se introduce en el turbidímetro y se procede a la lectura de la medida. Equipos y materiales - Patrones de turbidez - Turbidímetro (Modelo TBI de Velp Scientifica)

Figura 4.13 Turbidímetro portátil TB1 de Velp Scientifica.

4.7.9. Tamaño de partícula El tamaño de partícula representa la medida del flóculo en lodos activados.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Se utilizó un analizador de partículas por dispersión de láser COULTER (Modelo LS 230) utilizando el modelo óptico de Fraunhofer. El equipo trabaja a una longitud de onda de 750 nm para detectar diámetros de partículas entre 0,4 y 2000 μm por difracción de luz. La aplicación PIDS (dispersión diferencial de polarización) permite detectar en la misma medición diámetros de partícula inferiores de hasta 0,04 mm. En la figura 4.14 se muestra el analizador de partículas empleado.

Figura 4.14 Analizador de tamaño de partícula.

4.7.10. Determinación fotométrica de los parámetros químicos:

DQOy PT Las determinaciones de la demanda química de oxígeno (DQO) y fósforo total (PT) se realizaron mediante cubetas-test de HachLange (Alemania), por determinación fotométrica. - Determinación fotométrica de la DQO

Las sustancias oxidables presentes en el agua reaccionan con dicromato de potasio. El HgSO4, Ag2SO4 y H2SO4 se utilizan como reactivaos auxiliares. Se selecciona la cubeta test en función del tipo de muestra a analizar. Se utilizan las cubetas LCK 414 (5-60 mg·L-1) y LCK 014 (1000-10000 mg·L-1) para el permeado y alimento respectivamente. La cubeta se agita varias veces para que el sedimento quede en suspensión y se introduce el volumen correspondiente de muestra. Se cierra la cubeta, se agita y se coloca en el digestor a 148 °C durante 2 horas. Finalizada la digestión, se saca la cubeta caliente, se invierte cuidadosamente un par de veces y se deja enfriar. Posteriormente, se limpia bien el exterior de la cubeta y se realiza la medición en el espectrofotómetro modelo HachLange, el cual identifica el parámetro mediante un código de barras y proporciona el resultado final en mg·L-1. - Determinación fotométrica del PT Los iones fosfato reaccionan con los iones molibdato y antimonio en una solución ácida para formar un complejo de fosfomolibdato, que es reducido por el ácido ascórbico a azul de molibdeno.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Se selecciona la cubeta test en función del tipo de muestra a analizar. Se utilizan las cubetas LCK 349 (0,05-1,50 mg·L-1PO4-P) y LCK 350 (2-20 mg·L-1 PO4-P) para el permeado y alimento respectivamente. Se introduce el volumen correspondiente de muestra en el vial y se añaden los reactivos correspondientes. Se coloca en el digestor a 100º C durante 1 hora y transcurrido dicho tiempo se deja enfriar el vial. Se toma el volumen necesario del vial de muestra y se le añaden los reactivos necesarios según el número de kit utilizado. Se agita la cubeta y se deja reposar durante 10 minutos. Posteriormente, se limpia bien el exterior de la cubeta y se realiza la medición en el espectrofotómetro. Equipos y materiales - Digestor - Espectrofotómetro (Modelo de HachLange) En la figura 4.15 se muestran los equipos empleados.

Figura 4.15 Digestor y espectrofotómetro de HachLange.

4.7.11. Determinación de la concentración de sustancias poliméricas

extracelulares Se determinó la concentración de sustancias poliméricas extracelulares (EPS) segregadas por los microorganismos presentes en el licor mezcla, separando las dos fracciones: EPS solubles y EPS enlazados. Para ello, se analizó para cada fracción la concentración de proteínas, carbohidratos y ácidos húmicos, ya que son los compuestos mayoritarios de los EPS y su suma proporciona la concentración total de EPS.

4.7.11.1. Extracción de los EPS solubles La extracción de los EPS solubles se realiza mediante la centrifugación del licor mezcla, utilizando 15 mL del mismo. La centrifugación se lleva a cabo en una centrífuga SIGMA 4K10 a 4000 gravedades durante 15 minutos, a una temperatura de 4 ºC.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

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Se coloca el sobrenadante en un frasco correctamente etiquetado y se introduce en el frigorífico hasta su posterior análisis. Con el pellet de fango obtenido se procede a la extracción de los EPS enlazados. 4.7.11.2. Extracción de los EPS enlazados La extracción de EPS enlazados se lleva a cabo mediante intercambio iónico usando una resina catiónica (Dowex 50x8, 20-50 mesh) en forma de Na+ (Fluka 44445) (Frolund et al., 1996). El pellet de fango obtenido tras la centrifugación anterior se suspende en una solución de tampón fosfato consistente en Na3PO4 2 mM, NaH2PO4 4mM, NaCl 9 mM y KCl 1 mM a pH=7, hasta obtener el volumen original (150 mL). A la mezcla anterior se le añade la cantidad de resina catiónica necesaria para que la extracción tenga lugar, calculada de la siguiente manera en función de los SSV.

siendo: SSV: concentración de sólidos en suspensión volátiles presentes en la muestra, mg·L-1. V: volumen de muestra (150 mL), L. La mezcla se mantiene en agitación durante 16 horas a 900 r.p.m. Posteriormente, el sobrenadante con los EPS enlazados se separa de la resina/lodo mediante centrifugación a 4000 gravedades (aprox. 7400 r.p.m.) durante 1 minuto a una temperatura de 4 ºC. Con el sobrenadante se realiza una nueva centrifugación manteniendo las mismas condiciones pero ampliando el tiempo a 15 minutos, para eliminar los flóculos remanentes de lodo. El sobrenadante obtenido se guarda en un frasco adecuadamente etiquetado hasta su posterior análisis. En la figura 4.16 se muestra la secuencia del proceso de determinación de los EPS solubles y enlazados.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

59

Figura 4.16 Determinación de EPS solubles y enlazados.

Equipos y materiales - Balanza (Explorer-OHAUS) - Centrífuga (Modelo 4K10 de SIGMA) - Mosca de agitación - Resina catiónica (Dowex 50x8, 20-50 mesh) en forma de Na+ (Fluka 44445) - Solución tampón de fosfato (Na3PO4 2 mM, NaH2PO4 4mM, NaCl 9 mM y

KCl 1 mM a pH= 7) - Vaso de precipitado de 100 mL - Viales para centrifugación

4.7.11.3. Determinación de la concentración de carbohidratos, proteínas y ácidos húmicos presentes en cada una de las fracciones - Determinación de proteínas Para la determinación de proteínas se utiliza un kit de Proteína Total (Sigma-Aldrich, TP 0330), basada en el método de Lowry (Lowry et al., 1951), pero modificado por Peterson (Peterson, 1977). El método de Lowry ha sido utilizado durante décadas para la determinación de proteínas solubles por la sensibilidad, precisión y simplicidad del método. En esta versión, el método es modificado por Peterson, en el cual se utiliza una solución de dodecil sulfato sódico que se encuentra en el reactivo de Lowry, que facilita la disolución de las lipoproteínas relativamente insolubles. El método se basa en dos reacciones químicas. La primera es la reacción de Biuret, donde las proteínas reaccionan con Tartrato de Cobre en solución alcalina y la segunda consiste en la reducción del reactivo de Folin-Ciocalteau

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

60

(ácido fosfomolibdicofosfotúngstico), que se reduce a heteropolimolibdeno azul por la oxidación de aminoácidos aromáticos catalizada por cobre. El procedimiento consiste en adicionar 1 mL del reactivo Lowry a 1 mL de cada muestra, se agita y se deja reposar durante 20 minutos. Posteriormente, se adicionan 0,5 mL del reactivo Folin-Ciocalteau, se agita vigorosamente y se deja desarrollar el color al menos 30 minutos. La lectura se realiza en un espectrofotómetro Shimadzu (UV-1601) a una longitud de onda de 650 nm. Para la construcción de la curva patrón se utiliza una solución patrón de proteínas de 400 mg·L-1, incluidas en el kit (Producto P 5619). A partir de ésta se preparan las siguientes disoluciones:50, 100, 200 y 300 mg·L-1. El blanco se obtiene sustituyendo las soluciones de proteínas por agua bidestilada. Equipos y materiales - Balanza (Explorer-OHAUS) - Espectrofotómetro Shimadzu (UV-1601) - Kit de Proteína Total (Sigma-Aldrich, TP 0330) - Tubos de ensayo de 5 mL - Determinación de carbohidratos

La determinación de carbohidratos se lleva a cabo por el método colorimétrico del fenol-ácido sulfúrico reportado por Dubois (Dubois et al., 1956). Es un método simple, sensible y se obtiene una buena reproducibilidad de los resultados. El procedimiento consiste en adicionar 50 μL de fenol (80 % en peso) a cada muestra (2 mL) y posteriormente adicionar 5 mL de H2SO4 (96 % P.A.) agitando vigorosamente. Se deja reposar durante 10 minutos y después se colocan en un baño de agua a 25-30 ºC durante 10-20 minutos. El color obtenido en la muestras es estable durante horas y el método no requiere de un control exigente de las condiciones de trabajo. La lectura se realizó en un espectrofotómetro Shimadzu (UV-1601) a una longitud de onda de 485 nm. Para la construcción de la curva patrón se utiliza una solución de madre de glucosa de 150 mg·L-1, a partir de la cual se preparan las siguientes disoluciones: 25, 50, 75, 100 mg·L-1. El blanco se obtiene sustituyendo la solución de glucosa por agua bidestilada. Equipos y materiales - Balanza (Explorer-OHAUS) - Espectrofotómetro Shimadzu (UV-1601) - Fenol (80% en peso) - Glucosa - Reactivo H2SO4 (96% P.A.) - Matraces aforados de 50 mL - Matraz aforado de 1 L

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

61

- Tubos de ensayo de 5 mL - Determinación de ácidos húmicos La determinación de ácidos húmicos se lleva a cabo por el método colorimétrico de Frolund (Frolund et al., 1996). El procedimiento consiste en adicionar 1 mL de muestra, blanco y patrón en cada tubo de ensayo identificado. Posteriormente, se adicionan 1,4 mL del reactivo 3 y se agita bien. Después, se añaden 0,2 mL del reactivo 4, que es el reactivo que da coloración, y se agita cada tubo de nuevo. Las muestras se dejaran reposar 45 minutos hasta desarrollar el color y se lee la absorbancia a una longitud de onda de 750 nm, haciendo el cero del espectrofotómetro Shimadzu con el blanco. Para la construcción de la curva patrón se utiliza una solución de madre de ácidos húmicos de 400 mg·L-1 (Sigma Aldrich), a partir de la cual se preparan las siguientes disoluciones: 25, 50, 100, 200 y 300 mg·L-1. El blanco se obtiene sustituyendo la solución de ácidos húmicos por agua bidestilada. Equipos y materiales - Balanza (Explorer-OHAUS) - Espectrofotómetro Shimadzu (UV-1601) - Matraces aforados de 50 mL - Matraz aforado de 1 L - Solución madre de ácidos húmicos de 400 mg·L-1 (Sigma Aldrich) - Reactivo 1: 143 mM de NaOH y 270 mM de Na2CO3 - Reactivo 2: 124 mM de Na-tatrate - Reactivo 3: Mezcla de 99 ml del Reactivo 1 con 1 ml del Reactivo 2 - Reactivo 4: Foling-Ciocalteu con agua bidestilada en proporción 5:6 - Tubos de ensayo de 5 mL - Vasos de precipitado 4.7.12. Actividad respiratoria Se empleó el respirómetro modelo BM-T (Marca Surcis) para llevar a cabo la determinación de las tasas de consumo de oxígeno(O.U.R. – Oxygen Uptake Rate y S.O.U.R.- Specific Oxygen Uptake Rate respectivamente) y la determinación de los principales parámetros cinéticos de la biomasa heterótrofa presente en el lodo: - YH, MLVSS: coeficiente de rendimiento de la biomasa heterótrofa relativa a la

concentración de microorganismos, mg biomasa· mg DQO-1soluble sustrato.

- kd: constante de descomposición endógena, días-1. 4.7.12.1. Preparación de la muestra En cada ensayo respirométrico, con el equipo apagado, se introduce 1 L de muestra de licor mezcla en el vaso reactor, previamente filtrada para evitar la

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

62

presencia de sólidos gruesos. Se le añade aliltiourea en la proporción de 3 mg·gSSV-1 al menos una hora antes de iniciar el ensayo correspondiente para inhibir el proceso de nitrificación, pues lo que se pretende es estudiar el consumo de oxígeno durante la oxidación de la materia orgánica. Una vez introducido el licor, se acciona el equipo BM-T pulsando el interruptor general y la agitación se activa automáticamente. Se abre el programa en el ordenador, para generar un archivo con los datos de la muestra y el tipo de ensayo a realizar (O.U.R. o RS). El programa dispone de un sistema de control automático de la temperatura, del caudal de recirculación y de la aireación (valores de referencia: T = 20ºC, bomba de recirculación en posición 2 y aireación al 50%). Se activa el sistema de control y se mantiene la muestra en estas condiciones hasta que la concentración de oxígeno medida por el sensor se estabilice. Observaciones: - Para la obtención de los parámetros cinéticos se requiere que el fango esté

en condiciones endógenas. Para ello, se deja en agitación durante un mínimo de 24 horas (según las propiedades del fango a tratar) con únicamente aporte de oxígeno a través de un difusor de aire conectado a una bomba de aireación (también se puede dejar en el interior del reactor del respirómetro manteniendo la agitación y la aireación constantes).

- Se recomienda que la concentración de SSV en el vaso reactor no exceda 4g·L-1, por lo que se diluye la muestra si es superior.

4.7.12.2. Determinación de la tasa de consumo específico de oxígeno

Una vez que el oxígeno se estabiliza, se inicia el ensayo O.U.R. El programa detiene la bomba de recirculación y la aireación, de modo que la concentración de oxígeno disuelto en el licor empieza a disminuir, ya que es consumido por los microorganismos. El ensayo finaliza cuando los microorganismos han consumido todo el oxígeno y por tanto la concentración de éste se mantiene constante. El programa proporciona los datos de la variación del oxígeno disuelto con el tiempo. La figura 4.17 es un respirograma de ensayo O.U.R.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

63

Figura 4.17 Ejemplo de respirograma de ensayo O.U.R.

4.7.12.3. Determinación del coeficiente de crecimiento heterótrofo

Una vez que el oxígeno se estabiliza, se inicia el ensayo para la determinación de la tasa de degradación de un determinado sustrato, ensayo RS.Si se representa gráficamente la variación de dicha velocidad en el tiempo, se obtiene una curva en la que se distinguen las fases de síntesis y la evolución hasta alcanzar de nuevo las condiciones endógenas (figura 4.18). De forma simultánea el respirómetro permite obtener también la variación del consumo de oxígeno por degradación de sustrato en función de los microorganismos presentes (MLVSS), velocidad RSp., como indicativo de la actividad biológica del licor mezcla durante el proceso de metabolización de éste. Se obtiene también la demanda de oxígeno requerida por los microorganismos presentes en el licor, para metabolizar la fracción fácilmente biodegradable del sustrato añadido.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

64

Figura 4.18 Ejemplo de respirograma de ensayo RS.

El sustrato utilizado es el acetato de sodio. Se prepara una disolución madre del mismo disolviendo 400 mg de acetato en 1 litro de agua destilada y se determina la DQOsoluble de esta solución (aproximadamente 300 mg·L-1). A partir de ésta, se preparan como mínimo dos disoluciones más de DQOs 100 y 200 mg·L-1. Un ensayo RS se lleva a cabo, definiendo inicialmente en el programa la concentración de SSV, el volumen de fango en el vaso reactor, el volumen de muestra (50 mL) y el coeficiente Y a determinar (por defecto el programa fija Y=0,67, valor razonable encontrado en fangos activos), y manteniendo las condiciones del sistema de control expuestas en el apartado anteriormente Una vez que se inicia el ensayo, el equipo solicita la introducción de la muestra. Tras ello, el equipo mide la variación del consumo de oxígeno utilizado para degradar el sustrato en el tiempo, finalizando el ensayo cuando no queda sustrato para degradar (el respirograma llega de nuevo a su línea base). El programa proporciona los datos de la evolución del consumo de oxígeno en el tiempo (velocidad de consumo, oxígeno consumido, oxígeno disuelto). Para cada ensayo, se determina el oxígeno total consumido para la degradación completa del sustrato. Equipos y materiales - Acetato de sodio - Difusor de oxígeno y bomba de aireación de pecera - Embudo - Inhibidor de la nitrificación (Aliltiourea) - Mosca magnética.

CAPÍTULO 4. MATERIALES Y MÉTODO

65

- Respirómetro (Modelo BM-T de Surcis) - Vaso de precipitado de 3L

En la figura 4.19 se muestra el respirómetro empleado utilizado para determinar la actividad respiratoria de la biomasa.

Figura 4.19 Respirómetro BM-T EVO de Surcis.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

69

5. DISCUSIÓN DE RESULTADOS

5.1. Crecimiento de la biomasa

Verificada la instalación haciendo una serie de pruebas con agua del grifo, se inició la puesta en marcha de la planta. Se realizó la siembra del reactor con lodo a una concentración de sólidos (SS) de 4,5 g·L-1procedente de la EDAR “Rincón de León” de Alicante. En una primera fase, se hizo crecer la biomasa desde dicha concentración hasta 8 g·L-1, sin efectuar purgas de lodo, adicionando alimento sintético con una DQO de 700 mg·L-1.La evolución de la biomasa se muestra en la figura 5.1, siendo LCI y LCS los valores límite inferior y superior de SS entre los que se propuso mantener el lodo (8 ± 1 g·L-1).

Figura 5.1 Crecimiento de la biomasa: fase I.

Se observa que en menos de 30 días se alcanzó la concentración de SS deseada a una velocidad variable de crecimiento, hasta alcanzar la concentración deseada. Se aprecia además, que las concentraciones de SSV para cada punto fueron similares a las de SS, obteniéndose un valor medio de relación SSV/SS del 92%. Este dato indica que prácticamente no hubo acumulación de componentes inorgánicos durante el tiempo de operación, lo cual es lógico, ya que el alimento sintético preparado estaba constituido fundamentalmente por peptona, extracto de carne y urea, y muy bajas concentraciones de sales inorgánicas. La segunda fase consistió en alcanzar las condiciones requeridas por la biomasa para iniciar el estudio de la edad de lodo de 30 días (biomasa estabilizada en 8 ± 1 g·L-1de SS con alimentación de 436 mg·L-1 de DQO y caudal de purgado teórico de 3 L·día-1). Durante los primeros 30 días de esta fase (figura 5.2), se redujo gradualmente la concentración del alimento sintético hasta 436 mg·L-1 para evitar cambios bruscos en las condiciones de operación,

30

40

50

60

70

80

90

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 910 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

11,0

12,0

% S

SV

/ S

S

t operación / días

SS

y S

SV

/ g

·L-1

SS SSV LCS LCI SSV/SS

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

70

y mantener las condiciones de estabilidad de la biomasa. Aún así, la concentración de SS sólo descendió ligeramente hasta unos 7 g·L-1.

Figura 5.2 Estabilización de la biomasa: fase II.

Posteriormente, se inició el purgado diario para alcanzar la edad de 30 días y tras dos meses de adaptación y estabilización a esta edad, se inició el estudio. La experimentación comenzó en el día 110 con una duración de 60 días (fase III). La figura 5.3 muestra el comportamiento de los SS y SSV durante dicho periodo. Se observa que durante el periodo experimental los valores de SS se mantuvieron entre los límites fijados, y específicamente en el segundo mes estuvieron siempre alrededor de 7 g/L.

Figura 5.3 Estudio de la edad de lodo de 30 días: fase III.

Adicionalmente, se observa que los porcentajes de SSV/SS fueron altos también en el lodo de edad 30 días (promedio del 96 %), por lo que no hubo acumulación de componentes inorgánicos en el reactor.

30

40

50

60

70

80

90

10030

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

105

110

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

11,0

12,0

% S

SV

/ S

S

t operación / días

SS

y S

SV

/ g

·L-1

SS SSV LCS LCI SSV/SS

30

40

50

60

70

80

90

100

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

11,0

12,0

% S

SV

/ S

S

t operación / días

SS

y S

SV

/ g

·L-1

SS SSV LCI LCS SSV/SS

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

71

La figura 5.4 muestra los valores de carga másica y volumétrica durante el periodo experimental. La primera se mantuvo en 0,2 kg DQO·kg SSV-1·día-1y la carga volumétrica en 1,4 kg DQO·m-3·día-1.Se realizaron purgas diarias de 3 L para mantener el lodo a una concentración de SS de 8±1 g·L-1 y una edad de 30 días.

Figura 5.4 Carga másica y volumétrica para mantener la edad de lodo de 30 días.

5.2. Ciclos de filtración y limpieza de membranas Para evaluar el ensuciamiento de la membrana durante la experimentación, se monitorizó la PTM continuamente, ya que es el parámetro que evidencia el grado de ensuciamiento de ésta. Al inicio de la operación la PTM alcanzó un valor de -0,07 bares. En la figura 5.5 se muestra la evolución de la PTM durante el periodo de estudio considerado. Conjuntamente se representa la concentración de sólidos mantenida y con las flechas se señalan las limpiezas realizadas.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

SS

/ g

·L-1

Cm

/ k

g D

QO

· kg

SS

V -

1 · d

ía-1

t operacíon / días

Cv 30 Cm 30 SS LCS LCI

Cv

/ kg

DQ

O· m

-3·d

ía-1

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

72

Figura 5.5 PTM, SST vs t operación.

Del gráfico se deduce que la velocidad de ensuciamiento en los primeros 30 días fue mayor que en la fase III, con valores de 6,4 y 2,9 mbar·d-1 respectivamente. Al trabajar con una concentración de sólidos baja (4,5 g·L-1 de partida), el tamaño de las partículas del flóculo es menor, de modo que pueden provocar ensuciamiento por bloqueo de poros y adsorción en ellos (Domínguez, 2010). A medida que la concentración de sólidos se incrementa, el ensuciamiento superficial (torta) es el principal causante de dicho fenómeno, siendo menos problemático puesto que con la aireación continua y los ciclos de filtración-retrolavado elimina parte de este ensuciamiento. Cabe destacar además, que la presión máxima de trabajo de la membrana recomendada por el fabricante es -0,55 bares, pero las limpiezas se llevaron a cabo mucho antes de alcanzar dicho valor, con el objetivo de prevenir el ensuciamiento irreversible. El sistema se programó con ciclos de filtración – retrolavado de 10:0,5 minutos para que tuviera lugar una limpieza física de forma permanente. El retrolavado (flujo de permeado en contracorriente) se lleva a cabo para desbloquear los poros obstruidos por bloqueo superficial de lodo. La figura 5.6 muestra una fracción de los datos obtenidos mediante el programa acoplado al sistema en el que se ven los ciclos de filtración – retrolavado.

LQ 2

PTM máx = -0,41 bar

LQ 3

FASE II FASE I FASE III

LA 1

PTM máx = -0,43 bar

0

2

4

6

8

10

12

0 510 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100

105

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

175

-0,50

-0,45

-0,40

-0,35

-0,30

-0,25

-0,20

-0,15

-0,10

-0,05

0,00

SS

/ g

·L-1

t operación / días

PT

M /

bar

Evolución de la PTM

PTM Limpieza química (LQ) o con agua (LA) SS LCS LCI

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

73

Figura 5.6 Ciclos filtración–retrolavado.

En el periodo de operación mostrado, la PTM se mantuvo próxima a -0,13 bares. Durante los ciclos de retrolavado en ningún momento se sobrepasaron los 0,15 bares de máxima presión admisible de la membrana. Se observa también en la gráfica como tras cada ciclo de retrolavado (limpieza física), la PTM se recupera hasta su valor inicial. Otra estrategia indispensable de limpieza física en este tipo de sistemas es la aireación. En la figura 5.7 se muestra el difusor de oxígeno empleado para que el aire saliera en forma de burbujas y en su ascenso rascaran tangencialmente la superficie de la membrana generando movilidad en las inmediaciones de ésta y arrastrando parte de la torta acumulada sobre su superficie. La aireación es un factor determinante en el proceso de filtración.

Figura 5.7 Ensuciamiento de la membrana (fotografía del cabezal inferior, donde está el difusor de aire).

Adicionalmente de las operaciones de limpieza física que se mantienen permanentemente en el sistema (retrolavado y aireación), también fue necesario realizar limpiezas químicas. A continuación se detalla el

10,0

10,2

10,4

10,6

10,8

11,0

11,2

11,4

11,6

11,8

12,0

-0,15

-0,10

-0,05

0,00

0,05

t operación / h

PT

M /

bar

Ciclos filtración - retrolavado

PTM

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

74

procedimiento de limpieza llevado a cabo en 3 ocasiones durante los 6 meses de trabajo. - Día 58: PTM = -0,43 bares (LA1) Se sacó la membrana del BRM y se limpió únicamente con agua con el objetivo de comprobar si realmente necesitaba una limpieza química. La presión se recuperó parcialmente (sólo hasta -0,35 bares), pero fue suficiente para continuar el proceso de puesta en marcha y lograr la estabilización de la biomasa. Esta limpieza sólo permitió eliminar el ensuciamiento reversible originado por la formación de la torta sobre la superficie de la membrana (ver figura 5.6), de ahí que la recuperación de permeabilidad no fuera muy elevada. - Día 110: PTM = -0,40 bares (LQ1) Transcurridos 52 días desde la limpieza con agua, se sacó de nuevo la membrana del BRM y se le hizo un lavado con abundante agua para eliminar la torta superficial, y luego se pasó a la limpieza química, para eliminar el ensuciamiento irreversible debido al bloqueo de los poros. La limpieza consistió en introducir la membrana en un baño de NaClO al 0,5% en peso durante todo un día, seguido de un aclarado con abundante agua para eliminar los restos de NaClO. Se realizó la limpieza química solo con NaClO, pues los porcentajes obtenidos hasta esa fecha de SSV/SS indicaban que en el licor mezcla prácticamente no había compuestos inorgánicos, por lo que se evitó el tratamiento de la membrana con ácidos. Tras dicha limpieza, la PTM alcanzó el valor de -0,10 bares, prácticamente igual a la PTM inicial, por lo que la permeabilidad de la membrana fue recuperada totalmente. - Día 175: PTM = -0,41 bares (LQ2) Durante los 60 días que duró el estudio de la edad de lodo de 30 días, no fue necesario proceder a una nueva limpieza, por lo que se procedió a la limpieza sólo al final de la experimentación. La limpieza final constó de un lavado con agua para eliminar la torta formada y una limpieza química para eliminar el ensuciamiento irreversible. En esta ocasión, sí se procedió a realizar una limpieza química en dos etapas: se sumergió la membrana durante 6 horas en una solución al 0,5 % de NaClO para eliminar el ensuciamiento orgánico y luego se aclaró bien y se introdujo en un baño de ácido oxálico al 0,5 % en peso durante 2 horas, para eliminar el inorgánico. Tras la limpieza, la PTM fue de -0,17 bares, por lo que dicha limpieza no fue tan efectiva como la anterior. En este caso no fue posible recuperar la PTM

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

75

inicial probablemente porque el tiempo de limpieza fue menor que en la limpieza anterior, aunque también cabe destacar que debido al tiempo de uso, la recuperación de las membranas es parcial. Por tanto, se deduce que es importante la eliminación del ensuciamiento orgánico, ya que éste es el principal causante de la pérdida de permeabilidad de la membrana durante la filtración del licor mezcla. 5.3. Eficacia de eliminación

Durante el periodo de operación se tomaron muestras de la entrada al reactor y del permeado, midiéndose los parámetros: DQO, PT y SS del permeado. 5.3.1. Eliminación de materia orgánica y SS En las condiciones estudiadas, se alcanzó una alta reducción del contenido de materia orgánica del efluente. De las analíticas de DQO realizadas, se puede observar en la figura 5.8 que existe una estabilidad de resultados en el permeado, con valores inferiores a 9 mg·L-1.La eficiencia de eliminación de materia orgánica mostró un valor promedio del 98%. La tecnología BRM permite obtener altas eficiencias de eliminación de materia orgánica (Xing et al., 2000), tal y como confirman los resultados alcanzados.

Figura 5.8 DQO en el alimento y permeado y rendimiento de eliminación de materia orgánica.

Con respecto a los SS, en ninguna de las muestras analizadas de permeado del BMR se alcanzó el límite de detección de sólidos en suspensión (1 mg·L-1), por lo que la separación sólido-líquido mediante la membrana fue totalmente efectiva. La eliminación total de sólidos en el permeado mediante módulos de micro y ultrafiltración es una de las ventajas fundamentales de este tipo de sistemas con respecto a la decantación secundaria de los sistemas de lodos activados (Manem & Sanderson, 1996).

30

40

50

60

70

80

90

100

110

115

120

125

130

135

140

145

150

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160

165

170

0

100

200

300

400

500

600

700

800

% e

limin

ació

n

t operación / días

DQ

O /

mg

·L-1

DQO y % eliminación

DQO afluente DQO permeado %eliminación

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

76

5.3.2. Eliminación de fósforo total El PT en el alimento se mantuvo con una concentración media de 11 mg·L-1, considerada como una concentración media de un agua residual doméstica típica (Metcalf & Eddy, 1995). La figura 5.8 muestra la concentración de PT en el alimento y el permeado, así como el rendimiento de eliminación.

Figura 5.9 PT en el alimento, en el permeado y rendimiento de eliminación.

Durante la fase III, se obtuvo un rendimiento medio global de eliminación de PT

del 37%. Sin embargo, se observa que durante los primeros 30 días la eliminación de fósforo fue superior a la alcanzada los últimos 30 (porcentajes medios de eliminación del 48 y 24% respectivamente). Este fenómeno se debe probablemente a que en la primera parte de la aclimatación necesitaban mayores cantidades de dicho nutriente, disminuyendo el consumo a lo largo del periodo de operación. Los valores de rendimiento se consideran adecuados teniendo en cuenta que en cualquier proceso de tratamiento es complicado eliminar este nutriente. Normalmente, en procesos aerobios, los microorganismos son capaces de eliminar entre el 10 y 30% del PT cuando se trata de un agua residual doméstica típica (concentraciones de PT de 5-14 mg·L-1) (Metcalf & Eddy, 1995). Para alcanzar rendimientos mayores es necesario modificar el proceso de depuración, añadiendo por ejemplo cloruro férrico para producir la precipitación del fosfato. 5.4. Características del permeado: pH, conductividad y turbidez El pH y la conductividad del efluente no sufrieron variaciones significativas durante el periodo estudiado, siendo sus valores medios 7,8 (intervalo 7,4-8,4) y 1,5 mS·cm-1 (intervalo 1,3-1,7 mS·cm-1) respectivamente. La evolución de estos parámetros se muestra en la figura 5.9.

0

10

20

30

40

50

60

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

0

5

10

15

20

25

30

% e

limin

ació

n

t operación / días

PT /

mg

·L-1

PT y % eliminación

P afluente P permeado %eliminación

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

77

Figura 5.9 pH y conductividad en el permeado.

Por otro lado, se obtuvo un efluente de muy alta calidad en cuanto a turbidez con valores inferiores a 1 NTU durante todo el periodo de estudio. El valor promedio obtenido de turbidez fue 0,4 NTU. 5.5. Caracterización de la biomasa

5.5.1. Tamaño de partícula El análisis de tamaño de partícula se llevó a cabo durante la fase III, para estudiar la distribución de tamaño de partícula del licor mezcla en las condiciones estudiadas. La figura 5.10 muestra la distribución de tamaño de partícula para diferentes días de operación durante el periodo estudiado en el BRM. El tamaño de partícula más probable fue 84 m, con un porcentaje de probabilidad respecto al volumen total de muestra en torno al 7%. La superposición de las curvas indica que la distribución de tamaño de partícula durante la fase III apenas varió, como era de esperar porque las condiciones operacionales se mantuvieron constantes.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

Ω / mS·cm

-1

pH

t operacíon / días

Características del permeado

pH Conductividad

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

78

Figura 5.10 Distribución del tamaño de partícula.

En la figura 5.11 se muestra la evolución del tamaño medio de partícula durante el periodo estudiado. Los tamaños medios de partícula se situaron entre 68,2 y 73,8 m, siendo el tamaño medio 71,4 ± 1,7 m.

Figura 5.11 Evolución del tamaño de partícula.

Se observó que el tamaño medio de los flóculos era sensible a pequeñas variaciones de concentración de los SSV. Así pues, en las muestras analizadas, al aumentar la concentración de SSV, aumentó también ligeramente el tamaño medio de los flóculos. 5.5.2. EPS La determinación de EPS solubles y enlazados del licor mezcla del BRMse llevó a cabo durante la fase III con el objetivo de cuantificar dichas especies en un lodo con 30 días de edad, ya que se ha reportado que depende de manera considerable de este parámetro.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90100

110

120

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210

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270

280

290

300

0

1

2

3

4

5

6

7

8

d p /

16

m

% V

/ %

Distribución de tamaño de partícula

D 168

D 158

D 151

D 140

D 130

D 119

D 116

0

1

2

3

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6

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9

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115

120

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150

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165

170

50

55

60

65

70

75

80

85

90

SS

V /

g·L

-1

t operación / días

dp /

70

m

Tamaño de partícula

Series4 SSV

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

79

Se determinaron las concentraciones de proteínas, carbohidratos y ácidos húmicos de EPS solubles y de EPS enlazadas, obteniéndose la concentración total de cada fracción como la suma de los 3 componentes. La figura 5.12 muestra la evolución en el tiempo de las concentraciones de EPS totales presentes en las muestras de lodo. Además muestra los porcentajes de cada una de las fracciones (EPS solubles y EPS enlazados) que componen los EPS totales.

Figura 5.12 Evolución de los EPS totales. Distribución porcentual.

La concentración de EPS totales se mantuvo entre 394-1235 mg·L-1.Los porcentajes de proteínas, carbohidratos y ácidos húmicos referidos a las EPS totales son 48, 30 y 22% respectivamente. Normalmente, el cambio en la concentración de EPS viene dado por cambios bruscos que ocurren dentro del sistema, y la excreción de los mismos al medio es un mecanismo de defensa que tienen los microorganismos para mantener una reserva de alimento (Delgado, 2012). Este fenómeno se detectó en las muestras correspondientes a los días de operación 151 y 161, en los que hubo una disminución de la intensidad de aireación (día 151) y un fallo en la bomba de retrolavado el día anterior (día 160), provocando una sobreproducción de EPS, principalmente enlazados. Cabe destacar que siempre los EPS solubles se encuentran en menor concentración que los EPS enlazados (Meng et al., 2006), siendo en este caso, un 7% el porcentaje medio de EPS solubles con respecto a los EPS totales. La figura 5.13 muestra que las concentraciones de EPS solubles se encontraron entre 24 y 58 mg·L-1. Los EPS solubles estuvieron compuestos principalmente por ácidos húmicos (10-25 mg·L-1), en segundo lugar por proteínas (8-19mg·L-1) y por último por carbohidratos (1-23 mg·L-1), representando el 44, 32 y 24%de los EPS solubles totales respectivamente.

109

112

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119

123

126

130

133

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140

144

147

151

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161

165

168

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

t operación / días

EP

S /

mg

· L-1

EPS TOTALES

Totales Solubles Enlazados

7%

93%

Distribuión porcentual

% EPS SOLUBLES

% EPS ENLAZADOS

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

80

Los carbohidratos son los elementos más fáciles de degradar por lo que prácticamente no hay presencia de los mismos en el sobrenadante.

Figura 5.13 Evolución de la concentración de EPS solubles. Distribución porcentual.

En la figura 5.14 se reportan los EPS enlazados en función de los SSV, ya que éstos se encuentran asociados a los flóculos del licor mezcla.Este tipo de EPS influye significativamente en la filtrabilidad del lodo, ya que forma matrices sólido-agua altamente hidratadas (Laspidou & Rittman, 2002).

Figura 5.14 Evolución de la concentración de EPS enlazadas. Distribución porcentual.

La concentración de EPS enlazados se mantuvo entre 46 y168 mg·g SSV-1, correspondiendo este último dato al día 161 en el que hubo un problema de operación que pudo alterar el equilibrio de los EPS. La fracción predominante

109

112

116

119

123

126

130

133

137

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144

147

151

158

161

165

168

0

10

20

30

40

50

60

70

80

t operación / días

EP

S /

mg

·L-1

EPS SOLUBLES

Totales Proteínas A.H. Carbohidratos

32%

44%

24%

Distribución porcentual

% PROTEINAS

% ÁC. HÚMICOS

% CARBOHIDRATOS

109

112

116

119

123

126

130

133

137

140

144

147

151

158

161

165

168

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

t operación / días

EP

S /

mg

· g S

SV

-1

EPS ENLAZADOS

Totales Proteínas A.H. Carbohidratos

43%

27%

30%

Distribución porcentual

% PROTEINAS

% ÁC. HÚMICOS

% CARBOHIDRATOS

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

81

en éstos fue la de proteínas (161-483 mg·L-1), seguida por carbohidratos (78-452 mg·L-1) y ácidos húmicos (107-293 mg·L-1), representando el 43, 30 y 27 % de los EPS enlazados respectivamente.

Como se pude observar, la distribución porcentual de los EPS enlazados es similar a la mostrada por los EPS totales, lógicamente, ya que son la fracción mayoritaria. 5.5.3. Actividad respiratoria Después de tener el lodo estabilizado, se realizaron varios ensayos respirométricos con el licor mezcla, arrojando los resultados que se muestran en la tabla 5.1.

Tabla 5.1Coeficientes biocinéticos medios obtenidos a edad de 30 días.

OUR / mg·L-1·h-1 SOUR / mg·g-1·h-1 Kd/ d-1 YH,MLSS

13 ± 2,0 1,7 ± 0,2 0,03 ± 0,00 0,52 ± 0,05 El valor medio del coeficiente de rendimiento heterótrofo YH (producción de biomasa) fue 0,52g SSV·g DQO-1. Este resultado implica que por cada gramo de DQO alimentado al reactor se produjeron 0,52 g de SSV. Según varios autores (Henze et al., 1987; Kappeler & Gujer, 1992; Ziglio et al., 2001) los valores de YH,MLSS adecuados para un buen funcionamiento del proceso de fangos activos deben estar dentro de un intervalo que varía de 0,46 a 0,69, aunque en la bibliografía se encuentran valores de YH en un intervalo más amplio (0,40-0,87) (Strotmann et al., 1999). Los valores de YH en tratamientos de lodos activados convencionales son mayores que en BRMs (Metcalf & Eddy, 1995). Sin embargo, los resultados confirman que a edades de fango altas, los BRMs de membrana sumergida son capaces de degradar eficazmente la materia orgánica incluso con sus bajas tasas de producción celular y sus altos coeficientes de descomposición endógena. El valor medio de la constante de descomposición endógena fue 0,03 días-1. Este bajo valor indica que la descomposición endógena no es un factor que afecte la biomasa, y se corrobora con el resultado de YH, MLSS que permite una elevada producción de biomasa. Otro parámetro utilizado para evaluar la viabilidad de la biomasa es la tasa de consumo de oxígeno (O.U.R.-Oxygen Uptake Rate) en condiciones endógenas, la cual está asociada a la eliminación de sustrato y al crecimiento de la biomasa. Los valores de la tasa O.U.R. oscilaron entre 12-15 mg O2·L

-1·h-1 durante el periodo de experimentación.

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

82

No obstante, es mejor indicador de la actividad de la biomasa la tasa de consumo específico de oxígeno (S.O.U.R.-Specific Oxygen Uptake Rate), pues considera la concentración de SSV del licor mezcla. Un valor de SOUR < 1,5 indica que puede haber problemas de inhibición o baja actividad de la biomasa (Manual de funcionamiento del respirómetro BM-T, 2008). A altas edades de fango hay menores requerimientos de energía, y por tanto menor consumo de oxígeno por parte de la biomasa. Este hecho se evidencia con los bajos valores de SOUR obtenidos (SOURmedio = 1,72 mg·g-1·h-1). 5.5.4. Sedimentabilidad, filtrabilidad y viscosidad La sedimentabilidad representa el volumen de sólidos que sedimenta en una hora en un litro de licor mezcla. Muchos autores consideran que el índice volumétrico de lodos (Sludge Volumetric Index o SVI) es el mejor parámetro para caracterizar la sedimentabilidad de un lodo. Éste se define como el cociente entre los mL·L-1 sedimentados y la concentración de SS en g·L-1. Al aumentar la concentración de SS en el licor mezcla, empeora la sedimentabilidad. Por este motivo, se suele limitar la concentración de SS en el licor mezcla de los sistemas convencionales de lodos activados, puesto que un incremento en la concentración de sólidos implica un incremento muy importante en las dimensiones del decantador secundario (Prats, 2012). En los BRMs la sedimentabilidad no adquiere tanta relevancia, pues la separación del lodo se realiza a través de la membrana. Sin embargo, sus cambios pueden evidenciar un incremento en la concentración de EPS enlazadas, que son las que se adhieren al flóculo. Mientras menores sean los valores de SVI, mejor es la sedimentabilidad del lodo, por lo que es conveniente trabajar a altas edades de fango, como se trabaja normalmente con tecnología BRM. En la figura 5.15 se observa la evolución del SVI durante el período de estudio de la fase III, obteniéndose un valor medio de 67 ± 9 mL·g-1 SS.

CAPÍTULO 5. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

83

Figura 5.15 Evolución del SVI vs tiempo de operación.

Con respecto a la filtrabilidad, se obtuvieron buenos resultados de acuerdo al Manual de Funcionamiento de la Planta Piloto MBR KUBOTA (2005). La filtrabilidad media fue 14 ± 2 mL. Por otro lado, la viscosidad se midió a varias velocidades de rotación del husillo, seleccionándose finalmente como adecuada la obtenida a una velocidad de giro de 100 r.p.m. (escala con la que se obtuvo en la mayor parte de las mediciones un porcentaje de escala en torno al 50 %). La figura 5.16 muestra que la viscosidad se mantuvo en 2,5 ± 0,8 cP durante todo el periodo de operación a edad de 30 días. Además, se observó que la misma tuvo una tendencia similar a la concentración de SS. Varios autores han reportado que un aumento de la concentración de SS repercute en un aumento de la viscosidad del licor mezcla (Itonaga et al., 2004; Le-Clech et al., 2003c).

Figura 5.16 Viscosidad y SST vs tiempo de operación.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

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120

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130

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150

155

160

165

170

SV

I

t operacíon / días

Sedimentabilidad

SVI

0

2

4

6

8

10

12

110

115

120

125

130

135

140

145

150

155

160

165

170

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

SS

/ g

·L-1

t operación / días

/ cP

Viscosidad

100 rpm SS

CONCLUSIONES

CAPÍTULO 6. CONCLUSIONES

87

6. CONCLUSIONES Las principales conclusiones extraídas de esta investigación son las siguientes: 1. La concentración de SSse logró mantener estable trabajando a 0,2 kg

DQO·kg SSV-1·día-1 de carga másica y realizando purgas diarias de 3 L.

2. La limpieza química realizada antes de comenzar con la experimentación (fase III) resultó muy efectiva ya que la membrana recuperó prácticamente la PTM inicial.

3. Durante la fase III, el sistema se mantuvo trabajando adecuadamente, sin necesidad de limpiezas químicas.

4. La eficiencia de eliminación de materia orgánica mostró un valor medio

superior a 98%, con concentraciones de DQO en el permeado por debajo de 9 mg·L-1.

5. No se detectaron SS en el permeado en ninguna de las muestras analizadas, por lo que la separación sólido-líquido en la membrana fue totalmente efectiva.

6. Los rendimientos de eliminación de PT mostraron valores entre 24 y 48% ya

que el sistema experimental no está equipado para la eliminación total de este componente.

7. Los valores de turbidez en el permeado estuvieron por debajo de 1 NTU en

todas las mediciones realizadas.

8. La distribución de tamaño de partícula mostró un valor de tamaño medio de partícula de 71 mm aproximadamente.

9. No existieron diferencias significativas en la mayoría de los resultados

obtenidos de EPS durante la fase III. Solo se evidenciaron valores elevados cuando hubo cambios bruscos en la operación del sistema, provocando el desequilibrio de la biomasa.

10. Los EPS enlazados representan el 93% de los EPS totales y los porcentajes

de proteínas, carbohidratos y ácidos húmicos representaron el 48, 30 y 22% de los EPS totales respectivamente.

11. Los coeficientes biocinéticos obtenidos mostraron altos valores de YH,MLSS y

bajos valores de kd, lo que se traduce en una adecuada producción de biomasa y un mínimo efecto de muerte endógena.

12. Los valores de SVI obtenidos fueron bajos, por lo que el lodo posee una

buena sedimentabilidad.

13. La filtrabilidad del lodo fue buena en todos los ensayos realizados.

CAPÍTULO 6. CONCLUSIONES

88

14. Los valores de viscosidad fueron similares durante todo el periodo

experimental, y mostraron una tendencia similar a la concentración de SS.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

CAPÍTULO 7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

91

7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS Bitton, G., 2005. Wastewater Microbiology. Wiley-Liss. New York.

Buisson, H., Cote, P., Praderie, M., Paillard, M., 1998. The use of immersed

membranes for upgradingwastewater treatment plants. Water Science and Technology 37(9): 89-95.

Choi, H., Zhang, K., Dionysiou, D.D., Oerther, D.B., Sorial, G.A., 2005a. Effect of permeate flux and tangential flow on membrane fouling for wastewater treatment, Separation and Purifification Technology 45, 68–78.

Cicek, N., Winnen, H., Suidan, M., Wrenn, B., Urbain, V., Manem, J., 1998b. Effectiveness of the membrane bioreactor in the biodegradation of high molecular weight compounds. Water Research 32(5), 1553-1563.

Côté, P., Buisson, H., Pound, C., Arakaki, G., 1997. Immersed membrane activated sludge for the reuse of municipal wastewater. Desalination 113(2-3), 189-196.

Crespi, M., 2008. Tratamientos con Biorreactores de Membrana. Jornada:

Regeneració i UtilizacióD’Aigues de la Indústria. INTEXTER, Universidad Politécnica de Cataluña, Barcelona.

Czaczyk, K., Myszka, K., 2007. Biosynthesis of extracellular polymeric

substances (EPS) and its role in microbial biofilms formation. Poland. J. Environ. Stud., 16:799-806.

Delgado, S., 2012.Biorreactores de membrana (MBR). Apuntes de clase. Master en Gestión Sostenible y Tecnologías del Agua, 6ª edición. Universidad de Alicante.

Domínguez, L., Rodríguez, M., Prats, D., 2010. Effect of different extraction methods on bound EPS from MBR sludges. Part I: Influence of extraction methods over three-dimensional EEM fluorescence spectroscopy fingerprint, Desalination 261 (1-2), 19-26.

Dubois, M., Gilles, K., Hamilton, K., Rebers, P.A., Smith, F., 1956. Colorimetric method for determination of sugars and related substances, Analytical Chemistry 28, 350-356.

Fane A., 2002. Membrane bioreactors: design and operational options. Filtration and Separation, 39(5 ):26-29.

Frolund, B., Palmgrem, R., Keiding, K., Nielsen, P., 1996. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin, Water Research 30 (8), 1749-1758.

CAPÍTULO 7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

92

Gander, M., Jefferson, B., Judd, S., 2000a. Aerobic MBRs for domestic wastewater treatment: a review with cost considerations, Separation and Purification Technology 18, 119-130.

Geng, Z., Hall, E.R., 2007. A comparative study of fouling-related properties

of sludge from conventional and membrane enhanced biological phosphorus removal processes. Water Research, 41(19): 4329-4338.

Henze, M., Grady, C.P.L. Jr., Gujer, W., Marais, G.U.R., Matsuo, T., 1987. Activated Sludge Model nº I, IAWPRC. Scientific and Technical Reports, nº1, IAWPRC Londres, UD.

Hernández, A., 2001. Depuración y desinfección de aguas residuales.

Colegio de ingenieros de caminos, canales y puertos. Colección Seinor. Madrid.

Higgins, M., Novak, J., 1997. Characterization of exocellular protein and its

role in bioflocculation, Journal of Environmental Engineering 123, 479-485.

Huisjes, E.H., Lesjean, B., 2007. Survey of European MBR market, trends and perspectives. IWA 4th International Membrane Technologies Conferences, Harrogate, UK.

Itonaga, T., Kimura, K., Watanabe, Y., 2004. Influence of suspension viscosity and colloidal particles on permeability of membrane used in membrane bioreactor (MBR), Water Science and Technology 50, 301–309.

Judd, S., Judd, C.,2011. The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water andWastewater Treatment, Elsevier Ltd.

Judd, S., Judd, S., 2006. The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water andWastewater Treatment, Elsevier Ltd.

Kaisong Zhang, Peng Wei, Meng Yao, Robert W. Field, Zhanfeng Cui, 2011. Effect of the bubbling regimes on the performance and energy cost of flat sheet MBRs. Desalination 283 221–226.

Kappeler, J., Gujer, W., 1992. Estimation of kinetic parameters of heterotrophic biomass under aerobic conditions and characterization of wastewater for activated sludge modeling. Water Science and Technology 25(6), 125-140.

Kolega, M., Grohmann, G.S., Chiew, R.F., Day, A.W., 1991. Disinfection and clarification of treated sewage by advanced microfiltration, Water Science and Technology 23 (7-9), 1609-1618.

Langlais, B., Denis, P., Triballeau, S., Faivre, M., Bourbigot, M.M., 1992.

Test on microfiltration as a tertiary treatment downstream of fixed bacteria filtration, Water Science and Technology 25 (10), 219-230.

CAPÍTULO 7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

93

Laspidou, C.S., Rittman, B.E., 2002. A unified theory for extracellular polymeric substances, soluble microbial products, and active and inert biomass, Water Research 36, 2711-2720.

Le-Clech, P., Chen, V., Fane, T., 2006. Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment, Journal of Membrane Science 284 (1–2), 17-53.

Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S., 2003c. Impact of aereation, solids concentration and membrane characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor, Journal of Membrane Science 218, 117-129.

Liang, S., Liu, C., 2007. Soluble products in membrane bioreactor operation: behaviours, characteristics and fouling potential, Water Research 41, 95-101.

Lowry, O., Rosebrough, N., Lewis, A., Randall, R., 1951. Protein measurement with the Folin phenol reagent, Journal of Biological Chemistry 193, 265-275.

Manem, J., Sanderson, R., 1996. Membrane bioreactors. In: J. Mallevialle, P.E. Odendaal and M.R. Wiesner, Water Treatment Membrane Processes, McGraw-Hill, Singapore, 17, 1–33.

Manual de funcionamiento de planta piloto MBR KUBOTA, 2005. HERA AMASA, Barcelona.

Manual de funcionamiento del respirómetro BM-T, 2008. Surcis. Barcelona.

Meng, F., Chae, S-R., Drews, A., Kraume, M., Shin, H-S., Yang, F., 2009.

Recent advances in membrane bioreactors (MBRs): Membrane fouling and membrane material, Water Research 43, 1489-1512.

Meng, F., Zhang, H., Yang, F., Zhang, S., Li, Y., Zhang, X., 2006. Identification of activated sludge properties affecting membrane fouling in submerged membrane bioreactors, Separation and Purification Technologies 51, 95-103.

Metcalf, Eddy, 1995. Ingeniería de aguas residuales. Tratamiento, vertido y reutilización, 3era edición McGraw-Hill.

Muhammad R. Bilad, Gergo Mezohegyi, Priscilla Declerck, Ivo F.J.

Vankelecom, 2012. Novel magnetically induced membrane vibration (MMV) for fouling control in membrane bioreactors. Water research 46 63-72.

Nagaoka, H, Ueda, S., 1996. Influence of bacterial extracellular polymers on the membrane separation activated sludge process, Water Science and Technology 34, 165-172.

CAPÍTULO 7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

94

Nielsen, P.H., Jahn, A., Palmgren, R., 1997. Conceptual model for production of exopolymers in biofilms, Water Science and Technology 36, 11-19.

Ognier, S., Wisniewski, C., Grasmick, A., 2002b. Characterisation and modelling of fouling in membrane bioreactors, Desalination 146 (1–3), 141-147.

Peterson, G. A, 1977. Simplification of the protein assay method of Lowry et al. which is more generally applicable, Analytical Biochemistry 83 (2), 346 - 356.

Prats, D., 2012. Tratamiento de aguas con membranas. Apuntes de clase. Máster en Gestión Sostenible y Tecnologías del Agua, 4a edición 2009-2010. Universidad de Alicante.

Rosenberger, S., Kraume, M., 2002. Filterability of activated sludge in

membrane bioreactors, Desalination 146, 373-379.

Standard methods for examination of water and wastewater, 1998. APHA-AWWA-WPCF, 20th Edition.

Stephenson, T., Jefferson, B., Judd, S., Brindle, K., 2000. Membrane bioreactor for wastewater treatment, IWA publishing, London, UK.

Strotmann, U.J., Geldern, A., Kuhn, A., Gending, C., Klein, S., 1999. Evaluation of a respirometric test method to determine the heterotrophic yield coefficient of activated sludge bacteria. Chemosphere, 38, 15, 3555-3570.

Van der Roest, H., Lawrence, D., Van Bentem, A., 2002. Membrane Bioreactors for Municipal Wastewater Treatment, STOWA, ISBN 1-84339-011-6.

Wang, X., Li, X., 2007. Membrane fouling in a submerged membrane bioreactor (SMBR): Characterisation of the sludge cake and its high filtration resistance, Separation and Purification Technology 52, 439-445.

Wingender, J., Neu, T.R., Flemming, H.C., 1999. What are bacterial extracellular substances: characterization, structure and function, Berlin, Springer.

Xing, C-H., Tardieu, E., Qian, Y., Wen, X-H., 2000. Ultrafiltration membrane bioreactor for urban wastewater reclamation, Journal of Membrane Science 177, 73–82.

Ziglio, G., Andreottola, G., Foladori, P., Ragazzi, M., 2001. Experimental validation of a single-OUR method for wastewater RBCOD characterization. Water Science and Technology, 43, 11, 119-126.