ultrafiltración - Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico del

TRATAMIENTO DEL AGUA POR PROCESOS DE MEMBRANA
C apítulo 10
U LTR AFILTR AC IÓ N
C. Anselme
CIRSEE
Lyonnaise des Eaux
Francia
E. P. Jacobs
Institute for Polymer Science
Universidad de Stellenbosch
Stellenbosch,Sudáfrica
10.1. INTRODUCCIÓN
Hacia los años treinta ya se habían desarrollado las membranas de UF de polímero, con
poros de varios tamaños; William Elford hizo un importante trabajo fundiendo
membranas de AC y de nitrato de celulosa y definiendo la mayoría de los principios de
la UF (Gregor y Gregor, 1978). Durante la Segunda Guerra Mundial, los alemanes
utilizaron membranas para analizar bacterias en el agua potable; después de la guerra,
esta tecnología fue llevada a Estados Unidos. En los años siguientes, el gobierno de
Estados Unidos comenzó a preocuparse por la posible falta de agua hacia finales de
siglo y el Departamento del Interior estableció la Oficina de Agua Salina (OSW) y más
tarde la Oficina de Investigación y Tecnología de Agua Salina (OSWRT), que proveyó
de soporte financiero a la investigación para la desalación del agua; un porcentaje
considerable de estos fondos fue utilizado para desarrollar procesos de separación por
membranas para desalación.
El primer movimiento hacia la realización a gran escala de la separación por membranas
fue llevado a cabo por Reid y sus colegas de la Universidad de Florida, a finales de los
cincuenta (Reid y Breton, 1959), y la primera OI por membranas con fines prácticos fue
desarrollada en los años sesenta, para la desalación de agua de mar. Estas membranas
resultaron del descubrimiento de Loeb y Sourirajan, en la UCLA, de un método para
fabricar una membrana asimétrica de AC (Loeb y Sourirajan, 1963). Las membranas
resultantes tenían una densa capa límite, soportada totalmente por una subestructura que
se hacía progresivamente más porosa a partir de la superficie.
Para aumentar el rendimiento de caudal de estas membranas asimétricas se redujo el
espesor de una densa sección pelicular de la membrana de OI. Esto dio pie a la
aparición de una nueva generación de membranas: la membrana de película fina de
composite (PFC), que consiste en una capa muy fina, densa y permselectiva que cubre
una base soporte de membrana ultraporosa. Esta innovación fue de gran importancia
para la UF; la base soporte demostró ser más apropiada para la tarea propuesta, ya que
actuaba como un ultrafiltro; a partir de ese momento se hizo el mayor esfuerzo para
llevar adelante su desarrollo.
10.2. OBJETIVOS DEL TRATAMIENTO DE AGUA
Los principales riesgos asociados con el consumo de agua potable son de origen
biológico. Hay cerca de dos docenas de enfermedades infecciosos cuya incidencia
depende de la calidad del agua. Estas enfermedades pueden estar causadas por bacterias,
virus, protozoos o gusanos. Otros microorganismos presentes en el agua incluyen
hongos, algas, rotíferos o crustáceos.
Los virus son agentes infecciosos patógenos estables en el medio ambiente y se
trasmiten normalmente por el agua. No son células sino partículas compuestas de una
cubierta proteica rodeando un núcleo de ácido nucleico. El rango del tamaño va desde
10 a 25 nm. La hepatitis A, una enfermedad particularmente virulenta, puede difundirse
por el agua. Aunque dosificaciones de cloro libre de 0,6 mg/L son capaces de inactivar a
los virus, es difícil detectar la presencia viral (Brock y Brock, 1978).
Los protozoos son organismos unicelulares, incoloros, están dotados de motilidad y
carecen de pared celular; un cierto número de ellos son patógenos para el hombre.
Algunos protozoos patógenos que aparecen en el agua potable son capaces de formar
esporas o quistes, altamente resistentes a los métodos comunes de desinfección, y
pueden provocar infecciones de origen hídrico. El Giardia lambia y el Cryptosporidium
parvum son de interés en el agua potable.
Las bacterias son organismos unicelulares que viven sobre alimentos solubles en el
agua. Son las unidades básicas de vida vegetal y su tamaño varía de 0,5 a 5 µm.
Algunas forman esporas resistentes cuando las condiciones ambientales son
inadecuadas; cuando dichas condiciones cambian, abandonan su estado de letargo y
comienzan nuevamente su ciclo vital. De acuerdo a su morfología pueden clasificarse
en cuatro categorías: esferoidales, bastonadas, bastonadas en forma curvada y en espiral.
Afortunadamente, estos organismos pueden ser eliminados con facilidad empleando dos
procesos de metodología simple: filtración seguida de desinfección. La Tabla 10.1 da un
resumen de los tamaños relativos de algunos de los microorganismos más pequeños.
TABLA 10.1. Tamaños relativos de varias formas de microorganismos
Microorganismos
Tamaño en micras (µm)
Protozoarios
Giardia lambía
5-15 x 10-20
quiste ovoidal
6 x 10
Entamoeba histolytica
15 x 25
quiste
10 x 15
Hongos. levaduras
1-10
Bacterias (Salmonella, Shigella, Legionella, etc.)
Esféricas (cocos)
0,5-4
Forma bastonada (bacilos)
0,3-1,5 x 1-10
Escherichía coli (heces humanas)
0.5 x 2,0
Bastonadas, curvadas (vibrios)
0.4-2 x 1,0-10
Forma espiral (espirilla)
< 50 de longitud
Filamentosas
> 100 de longitud
Virus
0,01-0,025
Hepatitis A
Proteínas (104 - 106 kdalton)
0.002-0.1
Encimas
0,002-0.005
Antibióticos, polipéptidos
0.0006-0,0012
Fuentes: Tchobanoglous y Schroeder (1985), Brock y Brock (1978), Tate y Arnold
(1990) y Gelman y Wiliams (1983).
10.2.1. Regulaciones sobre agua potable
Un criterio general de calidad del agua potable es que no haya correlación entre la
cantidad de agua ingerida y sus efectos adversos sobre la salud. Como primer
requerimiento, esto exige que el agua esté libre de organismos patógenos y de cualquier
otra especie biológica peligrosa u objetable. Otro requerimiento es que el agua no debe
contener contaminantes o productos químicos que puedan ser fisiológicamente
peligrosos o cuestionables para el usuario. Un requerimiento ulterior es que debe tener
un aspecto estéticamente aceptable en lo relativo a color, claridad, sabor y olor.
El agua es un excelente disolvente y un medio que favorece toda la forma de vida
biológica. Es obvio entonces que la calidad del agua potable debería estar asegurada y
controlada por medio de especificaciones de seguridad del agua, líneas directrices y
normas reguladoras. Sin embargo, el crecimiento de la población, los costes crecientes
de tratamiento y distribución, la calidad del agua bruta y la sofisticación del usuario
final, entre otros, dan lugar a tensiones sobre los recursos disponibles y surgen
preguntas acerca del posible riesgo de consumir agua del grifo. El boom del mercado
del agua embotellada y las unidades de tratamiento de aguas subterráneas evidencian la
reacción del público con respecto a este tema.
Los estándares y regulaciones que se impongan dependerán de consideraciones
políticas, prácticas y regionales y, por tanto, se espera que las normas reguladoras sean
diferentes de un lugar a otro. Todas las decisiones concernientes a normas reguladoras
del tratamiento deben, al final, reflejar la factibilidad económica y tecnológica, e
indudablemente la gestión y distribución de riesgo darán la clave de las estrategias a
seguir para el tratamiento del agua (Cotruvo y Vogt, 1990; Mallevialle y Fiessinger,
1991).
La Tabla 10.2 da un extracto comparativo entre las regulaciones fundamentales
norteamericanas (Estados Unidos), las líneas maestras de la Unión Europea y la OMS
sobre calidad del agua (Sayre, 1988), y las de la Oficina Sudafricana de Normas (SABS
241, 1984) con respecto a algunos contaminantes que pueden ser afectados por el
tratamiento de UF del agua cruda.
Una discusión más profunda sobre las regulaciones del agua potable, en relación con el
desarrollo de las tecnologías de filtración por membrana de baja presión en la industria
del agua, se presenta en el Capítulo 11 sobre microfiltración (MF).
10.2.2. Tratamiento de agua potable
10.2.2.1. Operaciones de tratamiento convencional (rendimiento y fiabilidad). La
producción de agua segura, en lo que a enfermedades se refiere, requiere precipitación
química, adsorción. sedimentación y filtración, con el fin de eliminar formas biológicas,
colorantes, sabores, olores, hierro, silicatos y manganeso (véase la Tabla 10.3). El
tratamiento mínimo para la producción de agua potable es una filtración directa a través
de lechos granulares, pero la coagulación, la sedimentación y la filtración son las
principales operaciones unitarias utilizadas normalmente en la producción de agua
potable.
Muchas impurezas están presentes en el agua como especies coloidales, que no se
asientan naturalmente o que no se pueden eliminar por filtración directa. Con la adición
de coagulantes (que requieren dosis de 30 a 100 mg/L) en productos comerciales como
cloruro férrico o aluminio, dichas partículas forman agregados, o flóculos, de tal forma
que puede obtenerse una clarificación por sedimentación, seguida de filtración. Sin
embargo, la dosis correcta de coagulante o el pH óptimo se deben determinar
experimentalmente, ya que no pueden calcularse. Los desórdenes a corto plazo y los
cambios estacionales en la calidad del agua de entrada afectarían a la calidad de filtrado,
si las dosificaciones y los coagulantes no se usaran en el tiempo correcto (Metcalf y
Eddy, 1991), o bien no se ajustaran por medio de un dosificador automático, usando
como sensor un detector de corriente del flujo (DCF) (Hubele, 1992).
La Figura 10.1 da un ejemplo de la influencia de una interrupción en la alimentación de
coagulante de un filtro de medio dual, sobre la eficiencia de remoción total de
coliformes. Partiendo de una eficiencia de remoción de 2-log, incrementando a
remoción 3-4 log con maduración del lecho filtrante, puede obtenerse una remoción
nula si se produce una interrupción de la alimentación de productos químicos. Cuando
la alimentación de coagulante vuelve a funcionar, se alcanza instantáneamente la
eficiencia de remoción inicial de 4 log.
La Figura 10.2 ilustra los efectos de la tasa de filtrado (velocidad) y de las secuencias de
retrolavado, sobre el número de particulas en el rango de tamaño de 0,5 a 5 um, en la
salida de la primera etapa de un filtro de CGA.
TABLA 10.2 Normas y guías del agua potable
Sustancias
Nivel máximo de Concentración
Norma Niveles
contaminación
máxima
OMS
recomendados y
USEPA*
admisible UE o
máximos
Francia**
permitidos SABS
241-1984
Orgánicas
Trihalometanos
(µg/L)
100
Compuestos
fenólicos (como
fenol) (µg/L)
1***
30 (sólo CHCl3)
0,5
-
5 - 10
< 10 (siembra)
0
100-NS
-
-
Microbianas y bacteriológicas
Recuentos
en
placa
estándar
(cfu/mL)
22°C
-
< 100 (Sistema
distribución
37°C
-
< 2 (siembra)
< 10 (Sistema
distribución
Coliformes
<1
<1,95%
de 0
0-5
(cfu/mL)
muestras
Coliformes fecales <1 (número más <1,100%
(cfu/100 mL)
potable)
muestras
de -
0
Colifagos (pfu/50 mL)
<1,100%
muestras
de -
-
Virus
entéricos 4 log eliminación <1,100%
(cfu/10L)
muestras
de -
-
Giardia lamblia
3 log eliminación -
-
-
Legionella
Ausente en 1 L
-
-
-
Clostridium
perfringens
(cfu/20mL)
+
<1,100%
muestras
de -
-
Salmonella
(cfu/51)
-
<1,100%
muestras
de -
-
Cryptosporidium
parvum
3 log eliminación -
-
-
-
-
-
0,4
<1
1-5
Físicas
organolépticas
y ****
Turbidez-NTU
1-5
Nivel (EE.UU.) UE
nivel
de
máximo
guía** 80/778/UE
contaminante
secundario**
Color
15 CU
15 mg/L Pt
15 CU
20 mg/L Pt
Olor a 25°C
3 TON
3 TON
-
No censurable
Sólidos
en suspensión (mg/L)
25
-
-
DBO, mg/L
<3
-
-
-
CU = Unidades de color. TON = Número umbral de olor. NTU = Unidades de turbidez
nefelométrica. NS = No especificado.
* Exigible.
** No exigible
*** Nivel guía para compuestos clorados excepto tetracloruro de carbono (3µg/L), 1,2dicloroetano y teracloroetileno (10 µg/L), ticloroetileno y cloroformo (30 µg/L).
**** Resto esperado, exigible de tratamiento superficial del agua: 6 log de eliminación.
Fuente: Adaptado de Pieterse, 1989.
TABLA 10.3. Técnicas para la remoción de sólidos en suspensión
Técnica
Unidad de operación
Filtrado físico
Filtros de cartucho
Filtración en tierra de diatomeas
Ultrafiltración
Medios granulares de filtrado Filtros de arena de flujo inferior
Filtros de arena verde
Filtros multimedia
Filtros de arena de flujo superior
Flotación
Flotación por aire disuelto
Separación por gravedad
Sedimentación química
Clarificación
Sedimentación primaria
Sedimentación secundaria
La formación de flóculos de materia coloidal a baja concentración se incrementa por
adición de agentes coagulantes de ayuda, como partículas de arcilla, que actúan como
núcleos de los polielectrólitos y de los agentes coagulantes como los hidróxidos (de
hierro y aluminio). Las partículas floculantes ofrecen una gran área superficial, en la
que el material disuelto puede ser adsorbido. Este efecto de acción superficial ayuda a la
reducción de la turbidez coloidal y de los colorantes disueltos. Cerca del 90 por 100 de
la turbidez y del color son eliminables por operaciones de coagulación y sedimentación,
pero una cierta cantidad de flóculo es arrastrada en las etapas de sedimentación y debe
eliminarse por filtración.
En la producción de agua potable se utilizan diversos filtros convencionales. Los
distintos sistemas de lechos filtrantes granulares que han sido propuestos y construidos
pueden ser clasificados de acuerdo a: 1) tipo de operación, 2) medio filtrante usado, 3)
dirección de flujo mediante la operación, 4) método de retrolavado y 5) método de
control de caudal. El mecanismo por el que se eliminan los sólidos en suspensión es una
combinación compleja de varios procesos: filtrado, intercepción, adhesión, impactación,
sedimentación, floculación y adsorción física y química, todo con o sin adición de
productos químicos (floculantes y ajuste de pH) aguas arriba del punto de operación. El
final del ciclo de filtrado tiene lugar, evidentemente, cuando la cantidad de sólidos en
suspensión que entran en el filtro por medio de la alimentación alcance límites
inaceptables, o cuando la pérdida de gotas a través del lecho filtrante álcance valores
límites. La Figura 10.3 muestra cómo la duración de un filtrado está afectada por estos
dos factores (Metcalf y Eddy, 1991). El proceso de clarificación (coagulación,
sedimentación y filtración) es complejo y el comportamiento de la filtración de una
suspensión no es fácilmente predecible a partir de un desarrollo matemático.
FIGURA 10.1. Evolución de coliformes durante un filtrado utilizando una etapa dual
de filtro: efecto de una interrupción en a alimentación química.
FIGURA 10.2. Tratamiento superficial de agua: efecto del caudal de filtrado sobre el
conteo de partículas a la salida de la primera etapa del filtro CGA (precloración +
coagulación asentamiento + filtrado).
La filtración no es una consecuencia directa del filtrado o cribado a los sistemas de
lecho granular (Amirtharajah, 1988). Una vez transportados a los huecos de un lecho
completo, los sólidos en suspensión son atraídos hacia el lecho por las mismas fuerzas
fisicoquímicas que actúan durante la coagulación. Un lecho granular es capaz, por otra
parte, de eliminar partículas considerablemente más pequeñas que los huecos del lecho.
Sin embargo, el pequeño tamaño de microorganismos, como los virus entéricos implica
que su eliminación completa por coagulación y filtración no puede garantizarse, incluso
con la existencia de niveles medibles de cloro libre, y aún si los criterios estándar de
bacterias coliformes (1/100 mL) y turbidez (1 NTU) han sido cumplidos por el producto
final (Rose, 1985). Los procesos pobres de retrolavado (lavado invertido) por filtro,
canalización del filtro o sistema de filtrado operados inadecuadamente han sido
asociados con desprendimientos de gran cantidad de quistes Giardia y Cryptosporidium
(Longsdon, 1987; AWWA, 1980).
FIGURA 10.3. Definición del esquema de una operación de filtración basada en la
calidad del efluente y la pérdida de carga. (Metcalf y Eddy, 1991.)
Para desinfectar agua filtrada y para asegurar cloro libre residual en la red de
distribución, es necesaria la poscloración. Sin embargo, surgen algunas preguntas
relacionadas con la eficacia de la desinfección y la formación de trihalometanos (Van
Steenderen et al., 1989). Por ejemplo, la concentración de cloro libre requerido para
inactivar Giardia lamblia es mucho mayor que los niveles recomendados para la
inactivación del virus de la polio y bacterias coliformes (Wickramanayake et al., 1988;
Wierenga, 1985). La cloración lleva a la formación de trihalometanos carcinogénicos,
aunque hay indicios de que la remoción de materia orgánica química por absorción,
coagulación por aluminio y ablandamiento por caliza, generalmente dan como resultado
una reducción en la formación de los trihalometanos en la cloración subsiguiente. Esta
reducción no es proporcional al rango completo de eliminación de COT (Jodellah y
Weber,1985).
La relación CT se usa para determinar los requerimientos de inactivación de bacterias y
protozoos. La Tabla 10.4 muestra las relaciones entre la concentración de cloro y el
tiempo de contacto para asegurar un 99 por 100 de inactivación de agentes patógenos y
la influencia del pH y temperatura sobre la CT necesaria para asegurar este límite de
eficiencia. Los valores virales CT que se muestran en la tabla están basados en la
inactivación de virus Coxsakie A2, que son más resistentes que los virus de la polio o
cualquier bacteria patógena vegetativa.
10.2.2.2. Operaciones de membrana. La separación por membrana, unida a la
adsorción por carbono activado, ha demostrado ser una tecnología capaz de lograr bajos
niveles de COT y de reducir los valores de partículas submicrónicas a los niveles
requeridos para el agua potable municipal e incluso para el agua ultrapura que se utiliza
en la industria electrónica (Adham et al., 1983; Anselme et al., 1995). El proceso de UF
como parte del tren de procesos tiene, por otra parte, muchas ventajas sobre las
operaciones de clarilicación y filtración convencional; así, puede abrirse una nueva
parcela en el cambio de la purificación del agua, dominada hasta ahora por las técnicas
de coagulación y filtración.
TABLA 10.4. CT de desinfección para inactivación del 99 por 100 de los agentes
patógenos
pH
CT viral
CT protozoano
0-5°C
10°C
5°C
15°C
25°C
6
-
-
80
25
15
7
12
8
100
35
15
7-7,5
20
15
100
-
-
7,5-8
30
20
-
-
-
8
35
22
150
50
15
*CT = producto de la concentración de cloro (mg/L) y el tiempo de contacto (min).
Fuente: De Lippy (1986).
Las principales ventajas de los procesos de UF por membranas a baja presión cuando en
comparación con los procesos de clarificación y filtración convencional (filtración
directa, asentamiento/filtrado rápido en arena o coagulación/sedimentación/filtración) y
de desinfección (poscloración), son (véase la Tabla 10.5):
•
•
•
•
•
Ninguna necesidad de productos químicos (coagulantes, floculantes,
desinfectantes, ajustes de pH).
Filtración por exclusión de tamaño en oposición a filtración por media de
profundidad.
Adecuada y constante calidad del agua tratada en cuanto a eliminación de
partículas y microorganismos, independientemente de la calidad inicial del agua.
Compacidad del proceso y de la planta de tratamiento.
Automatización sencilla.
La UF es un proceso conducido por presión, por el cual los coloides, las partículas y las
especies solubles de elevada masa molecular son retenidas por un mecanismo de
exclusión por tamaño, y como tal, suministra medios para concentrar, fraccionar o filtrar
especies disueltas o en suspensión (Amy et al., 1987). La UF generalmente permite
pasar a la mayoría de especies iónicas inorgánicas y retiene partículas discretas de
materia y especies orgánicas iónicas y no iónicas, dependiendo del peso molecular de
corte (PMC) de la membrana.
El PMC es una especificación utilizada por los suministradores de membranas, para
describir su capacidad de retención, y se refiere a la masa molecular de un macrosoluto
(normalmente, polietilenglicol, dextrano o proteína) para el que la membrana tiene una
capacidad de retención mayor del 90 por 100. El PMC puede verse, además, como una
medida de la dimensión del poro de la membrana. La curva de retención, comparada
con el peso molecular, no muestra un pico o límite de corte absoluto; en lugar de ello, la
forma de la curva depende no solamente de la distribución de tamaño del poro de la
membrana, sino también de la conformación del macrosoluto que está siendo probado
(globular, ramificado o lineal flexible) y de las condiciones operativas durante la
evaluación (Cheryan, 1986; Gelman y Williams, 1983). No hay un conjunto de normas
internacionales para la determinación del PMC, lo que significa que las membranas de
diferentes suministradores no se pueden comparar por las especificaciones del PMC del
fabricante exclusivamente.
TABLA 10.5. Eficacia general de un proceso de tratamiento de agua para eliminar
contaminantes
Categoría del Procesos
de Desendurecimiento Osmosis Utrafiltración Oxidación
contaminante coagulación,
calcáneo
inversa
química,
sedimentación,
desinfección
filtración
Coliformes
G-E
G-E
E
E
E
G
G
E
E
G
G-E
G-E
E
E
E
G-E
G-E
E
E
E
E
G
E
E
P
Giardia
lamblia
Virus
Legionella
Turbidez
Materia Orgánica
COV
P
P-F
F-G
P*
P-G
COS
P-G
P-F
F-E
P*
P-G
Pesticidas
P-G
P-F
F-E
P*
P-G
THM
P
P
F-G
P*
P
Precursores
de THM
F-G
F-G
G-E
P-F*
P
Color
F-G
F-G
G-E
F
F-E
Hierro
F-E
E
G-E
G
G-E
Nianganeso
F-E
E
G-E
G
F-E
Sabor y color
P-F
P-F
-
-
F-E
P pobre (0 a 20 por 100 de eliminación); F = bien (20 a 60 por 100 de eliminación); G = bueno
(60 a 90 por 100 de eliminación); E = excelente (90 a 100 por 100 de eliminación); - = datos
insuficientes
* G-E en caso de uso combinado de PAC.
Fuente: Modilicado de Hamann, McEwan v Myers (1990).
El diagrama de la Figura 10.4 muestra las secciones o cortes de lechos filtrantes
granulares estratificados, después de un retrolavado; es evidente que existe alguna
semejanza entre la asimetría de estas estructuras y la mostrada en la Figura 10.5 de la
sección o corte de una membrana de UF. Algunas de las diferencias principales que
distinguen la separación de membranas y la filtración en lecho granular son: 1) el
tamaño de las aperturas o poros en la superficie de la membrana, 2) la separación tiene
lugar en la superficie de la membrana, 3) el flujo de alimentación en la filtración de
membrana se realiza a través de la cara de la membrana, comparado con el flujo normal
(de final ciego) en un lecho granular de filtrado.
Una característica importante de asimetría de las membranas de UF es la presencia de
una discernible y fina película en la superficie de filtración. Esta película, normalmente,
tiene un espesor de 0,1 a 1 µm y está soportada por una subestructura más abierta; es
altamente permeable al agua y retiene sólidos en suspensión y sólidos disueltos, por
exclusión de tamaño. El diámetro mínimo de los poros está en la película; así que, una
vez que el soluto entra en un poro, permeará con el filtrado y no será atrapado por la
membrana, donde podría causar ensuciamiento; esto lo diferencia totalmente del
mecanismo de separación por filtros convencionales de profundidad.
FIGURA 10.4. Diagrama esquemático de lecho estratificado después de retro-lavado:
a) lecho simple-medio; b) lecho dual medio; c) lecho trimedio (Metcalf y Eddy 1991).
La filtración por membrana es un proceso singular muy efectivo para eliminar
materiales orgánicos solubles en agua, lo mismo que contaminantes microbiológicos.
Ya que todas las membranas de UF son capaces de filtrar protozoos y bacterias del agua
con gran eficacia, el proceso ofrece un producto filtrado desinfectado con poca carga
sobre el postratamiento de esterilización, como la radiación UV, tratamiento por ozono
o incluso cloración. Lo mismo se aplica a la mayoría de los virus, si se usan membranas
de UF con un límite de corte bajo, tal como 100 kdalton.
La Tabla 10.6 muestra algunas relaciones entre el tamaño del poro de membrana y
varios PMC. Esto, combinado con los datos de la Figura 10.6, sugiere los rangos de
tamaños relativos de filtración.
Remoción de COV. La desinfección por cloro es simple y muy eficiente, pero conduce a
la formación de THM carcinogénicos (Van Steenderen et al., 1989). Se están estudiando
actualmente métodos alternativos, que reduzcan la incidencia de COV en el agua por
eliminación de los THM o por eliminación de los precursores de elevado peso
molecular antes de la cloración. Para este segundo caso, la UF es obviamente capaz de
eliminar del 20 al 50 por 100 de precursores de THM (Lainé et al., 1989, 1990;
Jacangelo et al., 1989; Anselme et al., 1991).
FIGURA 10.5. Estructura modular de una membrana polimérica de UF: a) y b)
Aquasource; c) una membrana cerámica Techsep.
TABLA 10.6. Relaciones entre tasas de PMC y tamaño del poro para diferentes
membranas comerciales
Membrana Suministrador Materias
PMC
Radio medio de poro,
dalton
nm
Nova 1
Filtron
PES*
1.000
2,7
Nova 5
Filtron
PES
5.000
4.78
Nova 10
Filtron
PES
10.000
12,7
Nova 10
Filtron
PES
30.000
8,48
Nova 50
Filtron
PES
50.000
1,28
PM10
Amicon
PSf+
10.000
3,8
PTOC M10 Millipore
PSf
10.000
3,05
PTTK M30 Millipore
PSf
30.000
6,81
gs9O
DDS
PSf suilonada
1.500
1,1
gs8l
DDS
PSf sulfonada
6.000
2
gs6I
DDS
PSf sullonada
20.000
3,14
BCDA
Aquasource
Derivados
celulósicos
100.000
<10
* Polietersuilona (PES).
+ Pojisulfona (PSI).
Fuente: Adaptado de Tweddle et al., 1992.
Los THM son compuestos orgánicos de bajo peso molecular con tamaños menores que
los de los poros de membrana de UF. Sin embargo, se ha demostrado que las
membranas de UF eliminan tales compuestos del agua por una operación de stripping (o
arrastre) más que de filtración. En el arrastre de los COV del agua, la fase acuosa se
pone en contacto con una corriente de gas en contracorriente a través de la interfaz de
una membrana microporosa o ultraporosa (Semmens et al., 1989; Bessarabov el al.,
1994). La misma técnica se ha usado también con efectividad en la oxigenación sin
burbujas del agua. En este caso, la membrana de UF se cubrió primero con una capa
límite de goma de silicona para transportar aire en el agua por difusión más que por
convección (Bessarabov et al., 1994).
FIGURA 10.6. Procesos de separación seleccionados y utilizados en el tratamiento de
agua y rangos de tamaño de varios materiales hallados en agua bruta. (De Jacangelo et
al., 1989.)
Eliminación de materia particulada. La UF reduce la concentración de colorantes de
elevado peso molecular, el COT y la turbidez del agua de alimentación. El proceso es
ideal para la eliminación de pequeñas partículas del agua potable. Sin embargo, en
comparación con el elevado número de estudios sobre otras aplicaciones del proceso, se
ha dedicado relativamente poca atención a este propósito, aun cuando se ha dicho que
turbideces tan bajas como 0,1 a 0,4 NTU son alcanzables desde aguas de alimentación
con niveles iniciales de turbidez de hasta 100 NTU y aun mayores (Jacangelo et al.,
1989; Bersillon et al., 1989).
Las tablas sobre tamaño del poro de membrana y dimensiones de microorganismos
indican que el uso de membranas de UF garantiza un producto final desinfectado.
Teóricamente esto es alcanzable y la práctica ha demostrado que las membranas de UF
son plenamente capaces de reducir las concentraciones virales y bacterianas en el
permeado a niveles tan bajos como pueda indicarlo la turbidez. El proceso tiene, no
obstante, dos desventajas: las imperfecciones de las membranas y del módulo y el
crecimiento de las bacterias. El proceso de fabricación de membranas no produce una
membrana con una capa pelicular libre de imperfecciones; éstas contribuyen a la amplia
distribución de tamaños de poros característicos de las membranas de inversión de fase.
Es también difícil una tasa de éxito del 100 por 100 al producir las líneas de pegado de
un elemento enrollado en espiral. A través de tales imperfecciones pueden pasar
suficientes coliformes como para contaminar el lado del producto de los dispositivos de
membrana, sobre los cuales puede tener lugar un notable crecimiento. Afortunadamente,
todas las membranas y módulos de UF no poseen los mismos problemas de
imperfección, y se ha demostrado que se pueden hallar módulos industriales de UF
capaces de desinfectar agua con fiabilidad. De hecho, la configuración de fibra hueca ha
demostrado (Mandra et al., 1994) una elevada eficiencia y fiabilidad en la desinfección
de agua potable, en comparación con otras configuraciones, como la enrollada en
espiral, placas y armaduras y tubulares. Esto se debe a la construcción estanca epoxi de
los módulos de fibra hueca, que excluye cualquier fuga potencial desde el sellado, como
de los que son utilizados por otras construcciones modulares (Figura 10.7).
En un estudio de UF llevado a cabo sobre dos aguas suprafinas del norte de California
se obtuvieron niveles muy bajos de turbidez con fibras huecas celulósicas regeneradas
(Aquasource, Francia) y membranas capilares con un PMC de 100 kdaltons. El agua del
río Mokelumne fue tratada después del prefiltrado para eliminar material mayor de loo
m m. La turbidez del agua influente estaba entre 0,3 y 0,82 NTU. La turbidez del agua
reciclada alcanzó niveles de hasta 2,54 NTU, pero la del permeado permaneció a 0,030,04 NTU. La turbidez del agua influente tratada en el otro estudio, que proviene del río
Delta, fue mucho más elevada y estuvo en el rango de 11,5 a 24,8 NTU; la turbidez del
agua reciclada alcanzó niveles tan elevados como 55,3 NTU, aunque se obtuvo la
misma calidad y baja turbidez en el permeado (Jacangelo et al., 1989).
Las conclusiones de este estudio fueron que las membranas capilares son útiles para
reducir la turbidez, el número de partículas, los niveles de sólidos en
FIGURA 10.7. Comparación de características constructivas de tres tipos de módulos:
a) conexión de un módulo tubular cerámico; b) conjunto de elementos de membrana de
OI enrollados en espiral; c) módulo de fibra hueca construcción epoxi.
suspensión y el número de bacterias indicadoras en las dos aguas utilizadas, lo mismo
que el número de partículas virales que existían en el agua de alimentación. Las
diferencias en la calidad de las dos entradas de agua no parecían afectar a la calidad del
agua producto. Se demuestra que la eliminación de microorganismos fue tan elevada
como 8 log para virus y 5 log para Giardia y Cryptosporidium. No se detectaron
microorganismos en el permeado. incluso para muestras de volumen tan importantes
como 100 o 1.000 L.
En otro estudio, en el que las membranas de final ciego fueron probadas con aguas
superficiales no tratadas, se consiguieron resultados similares. Se estudió el efecto de
los materiales de membranas y del PMC sobre el COT y la eliminación de turbidez. Los
resultados mostraron una reducción de sólo el 40 por 100 del contenido de COT del
agua, debido fundamentalmente a la gran concentración de componentes orgánicos de
bajo peso molecular en el agua de alimentación, pero se alcanzó un 98 por 100 de
reducción en la turbidez (Laîné et al., 1989).
En otro trabajo (Bersillon et al., 1989) se estudió cuidadosamente la primera planta de
UF de agua potable municipal en operación en Amoncourt (Francia), durante sus seis
primeros meses de trabajo. Se halló que el agua permeada mostraba una turbidez menor
que 0.1 NTU, incluso para turbidez de fuente original tan elevada como 200 NTU.
10.2.3. UF como pretratamiento para operaciones de membrana OI/NF
El proceso del pretratamiento del agua antes de la OI es muy importante para la vida de
la membrana y la operación económica de una planta de OI. Los métodos
convencionales, seguidos por microfiltración, son utilizados normalmente para producir
un agua de alimentación de muy baja turbidez. Se han reportado un número de casos en
los que se usó UF antes de la OI en el tratamiento de corrientes de aguas residuales
(Sinisgalli y McNutt. 1986; Cowan et al., 1992), y se han dado casos en los que se usó
el pretratamiento de UF por delante del tratamiento de OI para agua de mar. El
reemplazo de membranas de Ql es prohibitivamente caro y la vista se dirige ahora sobre
el diseño de una etapa de pretratamiento, que sea una alternativa al reemplazo regular de
membranas.
Los contaminantes del agua bruta incluyen sólidos suspendidos (por ejemplo.
sedimentos, arcilla, materia orgánica, de tamañó mayor de 1 Hm), microorganismos y
organismos marinos, materiales orgánicos solubles (aceite, ácidos grasos, polisacáridos,
lípidos), coloides (de 0,2 a 1 m m) y, escasamente, materia inorgánica soluble, gran
parte de la cual puede ser ultra-filtrada. La calidad del agua de alimentación a la planta
de OI depende del tipo de membrana y módulo de OI usado. Los módulos de fibra fina
hueca que producen un permeado de la más elevada calidad, también requieren un agua
de alimentación de alta calidad, mientras que los requerimientos de calidad para los
módulos enrollados en forma de espiral son menos exigentes.
Las características importantes de los pretatamientos de UF son (Heyden, 1985):
•
Operación continua y fácilmente automatizable.
•
No apertura de caminos, como ocurre en los medios de filtración granulares.
•
Buena protección aguas abajo de las membranas de OI.
•
No adición de productos químicos.
•
Tratamiento de choque químico de simple desinfección.
•
Diseño compacto del equipo de pretratamiento.
Los módulos de UF de diseño menos complicado y que permiten las más altas tasas de
recuperación de agua tendrían un impacto sobre la aceptabilidad económica del
pretratamiento de UF (Ericsson y Hallmans, 1991). Ejemplos de tales dispositivos son
las unidades tubulares SWUF de bajo costo, que han sido probadas con éxito en las
aguas de mar ricas en nutrientes a lo largo de la costa oeste de Namibia. Estas unidades
tubulares de 13 mm son operadas bajo condiciones de intermitencia inversa del flujo
axial con descarga simultánea de burbujas de espuma de impureza. Las membranas de
PES con PMC de 40 kdalton dan permeados que muestra valores de IDS de 0.5 a 0.7 y
niveles de turbidez de 0.09 a 0.2 NTU. Esto se alcanzó rutinariamente con agua de mar
de entrada. que a menudo tenía niveles de turbidez más altos que 150 NTU. Los
permeadores Du Pont B-10 que fueron operados con este agua no mostraron reducción
del caudal (Strohwald. 1992; Strohwald y Jacobs, 1992).
Otros ejemplos de aplicaciones semejantes de la UF son las pruebas piloto realizadas en
Francia con módulos de fibra hueca Aquasource, usados como pretratamiento de
membranas Film-Tec de PFC enrolladas en espiral para OI y módulos de NF, tratando
ambos agua clarificada del río Sena y un agua residual municipal tratada
secundariamente. En este último ejemplo, el objetivo es el de la membrana prometedora
para un mercado de reutilización de agua.
El índice de ensuciamiento (Degremont. 1988) del agua del Sena clarificada estaba
entre 6 y 10, y después de la UF se obtuvieron valores por debajo de 0,2.
Índices de ensuciamiento no medibles (mayores que 25) fueron determinados para el
agua residual efluente secundaria tratada; este valor decreció por debajo del 0.5 después
de la UF, permitiendo una operación de tres a cuatro meses de duración antes que el
módulo de nanofiltración Filmtec NF70 requiriese limpieza química. En tal caso, la MF
con tamaño de poro de 2 µm permitió una consistente reducción del índice de
ensuciamiento a menos de 2, en lo que fue un trabajo de uno a dos meses para el
módulo de nanofiltración NF70.