TRATAMIENTO DEL AGUA POR PROCESOS DE MEMBRANA

Capítulo 10

ULTRAFILTRACIÓN

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 contaminación USEPA*

Concentración máxima admisible UE o Francia**

Norma OMS

Niveles recomendados y máximos permitidos SABS 241-1984

Orgánicas

Trihalometanos (µg/L)

100 1*** 30 (sólo CHCl3)

-

Compuestos fenólicos (como fenol) (µg/L)

- 0,5 - 5 - 10

Microbianas y bacteriológicas

Recuentos en placa estándar (cfu/mL)

< 10 (siembra) 22°C -

< 100 (Sistema distribución

0 100-NS

< 2 (siembra) 37°C -

< 10 (Sistema distribución

- -

Coliformes <1 <1,95% de 0 0-5

(cfu/mL) muestras

Coliformes fecales (cfu/100 mL)

<1 (número más potable)

<1,100% de muestras

- 0

Colifagos (pfu/50 mL)

- <1,100% de muestras

- -

Virus entéricos (cfu/10L)

4 log eliminación <1,100% de muestras

- -

Giardia lamblia 3 log eliminación - - -

Legionella Ausente en 1 L - - -

Clostridium perfringens (cfu/20mL)

+ <1,100% de muestras

- -

Salmonella (cfu/51)

- <1,100% de muestras

- -

Cryptosporidium parvum

3 log eliminación - - -

Físicas y organolépticas

**** - - -

Turbidez-NTU 1-5 0,4 <1 1-5

Nivel (EE.UU.) máximo contaminante secundario**

UE nivel de guía** 80/778/UE

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), 1,2-dicloroetano 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

Filtros de cartucho

Filtración en tierra de diatomeas

Filtrado físico

Ultrafiltración

Filtros de arena de flujo inferior

Filtros de arena verde

Filtros multimedia

Medios granulares de filtrado

Filtros de arena de flujo superior

Flotación Flotación por aire disuelto

Sedimentación química

Clarificación

Sedimentación primaria

Separación por gravedad

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

CT viral CT protozoano pH

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 contaminante

Procesos de coagulación, sedimentación, filtración

Desendurecimiento calcáneo

Osmosis inversa

Utrafiltración Oxidación química, desinfección

Coliformes G-E G-E E E E

Giardia lamblia

G G E E G

Virus G-E G-E E E E

Legionella

G-E G-E E E E

Turbidez E G E E P

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

dalton Radio medio de poro, 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 0,03-0,04 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.