Filtración en membrana y ósmosis inversa

FT-TER-005
FICHAS TÉCNICAS
DE ETAPAS DE PROCESO DE
PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DE LA INDUSTRIA TEXTIL
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS
INVERSA
SERIE: TRATAMIENTOS TERCIARIOS
TÍTULO
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
(FT-TER-005)
Fecha de elaboración
Revisión vigente
Abril de 2015
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y
ÓSMOSIS INVERSA
FT-TER-005
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA (FT-TER-005)
Fecha
Abril 2015
Autores
Pablo Ures Rodríguez
Alfredo Jácome Burgos
Joaquín Suárez López
Revisado
Modificaciones
Fecha
Modificado por:
Objeto de la modificación:
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
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ÍNDICE
1.- INTRODUCCIÓN
2.- CLASIFICACIÓN DE LAS MEMBRANAS
2.1- Según el mecanismo de separación
2.2.- Clasificación según su estructura
2.3.- Clasificación según su naturaleza
2.4.- Clasificación según su forma
2.5.- Según su naturaleza química
2.6 Según su carga superficial
3.- CONFIGURACIONES Y MÓDULOS DE MEMBRANA
4.- FUNDAMENTOS DE LOS PROCESOS DE MEMBRANAS
4.1.- Tipologías de operación
4.2.- Factores que reducen las prestaciones de las membranas
5.- MICROFILTRACIÓN (MF) Y ULTRAFILTRACIÓN (UF)
5.1.- Descripción del proceso de microfiltración (MF)
5.2.- Descripción del proceso de ultrafiltración (UF)
5.3.- Diseño de sistemas de microfiltración y ultrafiltración
5.4.- Aplicaciones generales de los sistemas de UF y MF
5.5.- Aplicaciones de procesos de microfiltración y ultrafiltración en tratamiento de efluentes textiles
6.- ÓSMOSIS INVERSA Y NANOFILTRACIÓN
6.1.- Características de los procesos de nanofiltración y ósmosis inversa
6.2.- Aplicaciones generales de los sistemas de NF y OI
6.3.- Aplicaciones de procesos de nanofiltración y ósmosis inversa en tratamiento de efluentes textiles
7.- ELECTRODIÁLISIS (ED)
7.1.- Características del proceso de electrodiálisis
7.2.- Aplicaciones generales de los sistemas de Electrodiálisis
7.3.- Aplicaciones de procesos de electrodiálisis en tratamiento de efluentes textiles
8.- GESTIÓN DE CONCENTRADOS DE MEMBRANAS Y ACOPLAMIENTO CON OTRAS UNIDADES DE TRATAMIENTO EN
APLICACIONES DE TRATAMIENTO DE EFLUENTES TEXTILES
BIBLIOGRAFÍA
ANEXO 1 INFORMACIÓN DE PRODUCTOS COMERCIALES DE MEMBRANAS
ANEXO 2 DESCRIPCIÓN GRÁFICA DE UNIDADES DE PROCESO
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1.- INTRODUCCIÓN
Una membrana puede definirse como un film delgado (fino) que separa dos fases y actúa como una barrera
selectiva al transporte de materia (AWWA, LdE, & WRC, 1996). Los procesos de membrana se diseñan para llevar a
cabo separaciones físicas y físico-químicas, que en las últimas décadas están experimentando un importante
desarrollo en aplicaciones para el tratamiento de agua de abastecimiento doméstico e industrial y en el tratamiento
de aguas residuales (Judd, 2003a).
Tabla 1. Procesos de membrana (mod. de CITME, 2006)
Procesos de
membrana
Microfiltración (MF)
Ultrafiltración (UF)
Nanofiltración (NF)
Ósmosis inversa (RO)
Pervaporación (PV)
Objetivo habitual
Eliminación de sólidos en suspensión, incluido
microorganismos
Eliminación de moléculas largas disueltas y partículas
coloidales
Eliminación selectiva de iones multivalentes y ciertas
moléculas cargadas o polares
Eliminación de iones inorgánicos
Extracción selectiva de moléculas gaseosas y/o solutos
volátiles
Transferencia de gas
(GT)
Transferencia de moléculas de cas en o fuera del agua
Electrodiálisis (ED) y
diálisis (DIA)
Extracción selectiva de iones del agua y/o concentración de
esa agua en el agua de rechazo
Fuerza impulsora
diferencia de presión
transmembrana
diferencia de potencial
eléctrico transmembrana
El empleo de membranas presenta ventajas con respecto a otras técnicas de tratamiento:
1. La separación se produce en la misma fase, lo que resulta energéticamente favorable con respecto a la
destilación.
2. No se produce acumulación, o se produce en pequeño grado, por lo que la unidad puede funcionar en
continuo sin necesidad de ciclos de regeneración, a diferencia de los procesos de adsorción.
3. No se requiere adición de reactivos, o en muy pequeño grado, a diferencia de los procesos
convencionales de clarificación, que normalmente requiere de la adición de coagulantes y floculantes.
Las membranas se emplean en tratamientos de aguas residuales e industriales para la obtención de efluentes
filtrados de alta calidad de forma previa a su vertido al medio natural, o para varias aplicaciones en reutilización de
agua, como una tecnología que ahorra espacio (Dar Lin, 2007). La simplicidad inherente a la tecnología de
membranas, la provisión de diseños modulares que puedan gestionar volúmenes de alimentación a escala
industrial, que trabajen a temperaturas moderadas sin cambios de fase, y el no precisar aditivos en el tratamiento
son algunos de los aspectos positivos de las técnicas de membrana. Además, no se producen contaminantes por
reacciones secundarias y los rendimientos de retención en condiciones experimentales distintas permiten escalar
este tipo de soluciones en la industria textil. En los aspectos negativos se encuentra el problema de ensuciamiento
de las membranas y los costes de reemplazo de membranas, que se pueden mitigar con una buena selección de
proceso y adecuadas prácticas de limpieza Dasgupta et al. (2015).
En industrias como la textil, se suelen consumir grandes cantidades de agua. En muchos casos este agua está
tomada de ríos o de fuentes subterráneas, en otros, el suministro de agua de consumo industrial es del servicio
público de abastecimiento. En el caso de aporte directo desde las fuentes naturales, el empleo de membranas como
etapa de tratamiento provee garantías al agua de uso industrial, mientras que en el caso del suministro de agua
municipal, el empleo de membranas como parte del tratamiento de aguas residuales puede permitir la generación
de una línea de reutilización de efluente industrial (CITME, 2006). El empleo de tecnologías de membrana ha
cambiado de forma muy marcada en los últimos tiempos, pasando de épocas en las que tan sólo parecían ser
viables para corrientes de procesos individuales, donde se reduce la variabilidad en la composición y/o en casos
donde tanto las autorizaciones de vertido sean exigentes (y por lo tanto los costes de vertido altos) o el efluente
tratado tenga un valor añadido. Esto hacía viable su uso en tratamientos de tintura con recuperado de productos
(Judd, 2003b).
Identificar el tratamiento adecuado o la tecnología de reutilización de agua resulta difícil debido a la combinación
de efluentes de distintos procesos individuales de tratamiento textil.
Teniendo en cuenta que la mayor parte de las operaciones de proceso de la industria textil son en batch, se
encuentran amplias variaciones en la calidad del efluente. La selección de la estrategia más correcta para reducir la
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contaminación del efluente no es directa y debe abordarse caso por caso. No obstante, existen algunos puntos en
común (Judd, 2003b):
La reutilización se ve facilitada por la segregación de corrientes residuales
Las tecnologías de membrana ofrecen las mejores garantías, de todos los posibles candidatos, a la hora
de obtener un efluente de calidad independientemente de la calidad del agua de alimentación.
La naturaleza de la membrana modificará las velocidades de paso de los sustancias disueltas en el agua, a través de
ella, consiguiendo de esta forma un flujo de permeado con una concentración de contaminantes que cumpla las
normativas del uso que se le pretenda dar y, en el caso de la filtración tangencial, un flujo de retenido con una alta
concentración de contaminantes que será necesario tratar antes de su vertido.
Figura 1.- Guía de aplicación de procesos de filtración en membrana a presión (mod. de Bergman, 2005).
2.- CLASIFICACIÓN DE LAS MEMBRANAS
Las membranas pueden clasificarse en función de distintos parámetros, que aportan información sobre su
estructura, naturaleza, forma, composición, presión de trabajo, etc. A continuación enumeramos algunas de ellas:
2.1- Según el mecanismo de separación
Membranas porosas: Producen separación por diferencias de tamaño y están compuestas por poros finos
(macroporos: <50 nm, mesoporos,: 2<50 nm y microporos: <2nm) que dan lugar a las membranas de MF, UF, NF y
DIA. Las membranas de NF se pueden considerar como intermedias entre membranas porosas y no porosas.
Membranas no porosas: pueden considerarse como medios densos orientados a la separación por difusión de
especies. La difusión tiene lugar en el volumen libre que está presente entre las cadenas macromoleculares del
material de la membrana. Las membranas de PV y de OI son de este tipo.
Membranas de intercambio iónico: Son un tipo especial de membranas no porosas. Son geles muy hinchados
portadores de cargas positivas o negativas. Una membrana con cargas positivas fijadas (por ejemplo, -NR3+) se
denomina membrana de intercambio aniónico, mientras que una membrana de intercambio catiónico es aquella
que posee cargas negativas (por ejemplo, -SO3-).
2.2.- Clasificación según su estructura
Membranas isótropas (simétricas): si su sección transversal ofrece una estructura porosa uniforme a lo largo de
todo su espesor, no existiendo zonas de mayor densidad en una o ambas caras de la membrana. Las membranas
simétricas presentan una elevada permeabilidad al solvente y un bajo rechazo de sales.
Membranas anisótropas: presentan en su parte exterior, en la cara en contacto con la solución de aporte, una
capa extremadamente densa y delgada bajo la cual aparece un lecho poroso. La capa densa y delgada se llama
“capa activa” y es la barrera que permite el paso del solvente e impide al paso del soluto. El resto de la membrana
sólo sirve de soporte a la capa activa, debiendo al mismo tiempo ofrecer la mínima resistencia posible al paso del
solvente.
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2.3.- Clasificación según su naturaleza
Las membranas anisótropas pueden a su vez clasificarse como:
Membranas asimétricas (integrales): en las que el material de la capa fina externa y el material poroso soporte
son del mismo material.
Membranas compuestas (mixtas). Consta de tres capas de distintos materiales:
Capa superior: Capa activa
Capa intermedia: seco poroso soporte de la capa activa
Capa inferior: tejido reforzado responsable de la resistencia mecánica de la membrana.
Figura 2.- Representación de una membrana asimétrica integral -arriba- y una compuesta de
capa fina – abajo (Fariñas I., 1999)
2.4.- Clasificación según su forma
Las membranas pueden prepararse en dos formas geométricas: plana y cilíndrica. En base a las diferencias
dimensionales, pueden distinguirse los siguientes tipos de membranas cilíndricas:
Membranas tubulares con diámetro interno mayor de 3 mm.
Membranas tubulares de fibra hueca con diámetro interno menor de 3 mm
2.5.- Según su naturaleza química
Pueden realizarse a partir de un gran número de diferentes materiales: orgánicos e inorgánicos.
Membranas orgánicas: Aquellas en las que la capa activa está fabricada a partir de un polímero o copolímero
orgánicos. Los usados más ampliamente son la celulosa sus derivados y las poliamidas. Sin embargo, también se
hallan membranas fabricadas en poliacrilonitrilo (PAN), polisulfonas (PSf) polietersulfonas (PES), etc.
Membranas inorgánicas: Fundamentalmente materiales cerámicos con aplicaciones muy específicas: óxidos,
nitruros, carburos de metales, etc.
2.6 Según su carga superficial
Pueden ser porosas o densas, con restos aniónicos o catiónicos fijos en la estructura de la membrana. La separación
es consecuencia de la carga de la membrana, siendo excluidos aquellos componentes cuya carga sea la misma que
la de la membrana. La separación también depende de la carga y concentración de los iones de la solución: los
iones monovalentes son excluidos menos eficazmente que los divalentes, así mismo, el proceso de separación es
menos efectivo en soluciones de elevada fuerza iónica. Estas membranas se utilizan en los procesos de
electrodiálisis.
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3.- CONFIGURACIONES Y MÓDULOS DE MEMBRANA
La unidad de operación en la que se disponen las membranas para su utilización se denomina módulo. Esta unidad
de trabajo consta de membranas, estructuras de soporte de la presión, las puertas de entrada de alimentación y
salida de concentrado y de puntos de extracción del permeado (AWWA et al., 1996).
Las membranas pueden fabricarse en forma de láminas planas, tubulares o del tipo denominado fibra hueca
(hollow fiber). Las fibras huecas se disponen en módulos compactos con mayor superficie filtrante que los módulos
de láminas planas y de membranas tubulares, permitiendo separaciones más eficientes. El desarrollo de materiales
para la fabricación de membranas que permitan separaciones eficientes y su disposición en configuraciones o
módulos de fácil instalación y sustitución que puedan agruparse para conseguir superficies filtrantes de centenas
o millares de m2, ocupando volúmenes aceptables, han sido los hechos que han condicionado la utilización de
membranas a escala industrial. En la actualidad las configuraciones en las que se presentan las membranas se
denominan:
3.1.- Cartuchos de membranas
Donde las membranas, convenientemente plegadas, se enrollan alrededor del colector de permeado,
empaquetándose en una carcasa de 25 cm de longitud y 6 cm de diámetro (Figura 3) que se disponen en línea con
el flujo que se desea tratar (alimentación), quedando los contaminantes retenidos en la membrana, que finalmente
genera un efluente depurado (permeado). En estas disposiciones se consiguen desarrollos superficiales del orden
de 0.3 m2. Los cartuchos de membranas son desechables.
Figura 3.- Membrana en cartucho (mod. de CITME, 2006)
3.2.- Módulos tipo placa-bastidor
Tienen una disposición semejante a los filtros-prensa. Las membranas se disponen en bastidores separados por
placas. La alimentación, impulsada por una bomba, circula entre las membranas de dos placas adyacentes,
concentrándose en contaminantes conforme tiene lugar el flujo de permeado a través de las paredes de las
membranas (Figura 4). La densidad de compactado de las unidades de placa-bastidor es de 100-400 m2/m3. Las
placas aseguran soporte mecánico de la membrana y, al mismo tiempo, el drenaje del permeado. Las placas deben
ser corrugadas en el lado de la alimentación para aumentar la transferencia de masa. Su disposición hace posible
la generación de circulación en paralelo o en serie, llegando hasta una superficie de 100 m2. Son fácilmente
desmontables para su limpieza y recambio (AWWA et al., 1996; CITME, 2006).
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Figura 4.- Esquema de un módulo tipo placa-bastidor (mod. de CITME, 2006)
3.3.- Módulos de membranas tubulares
Constituidos por carcasas cilíndricas de acero inoxidable o PVC, que contienen un número variable de membranas
tubulares (3 a 151). La alimentación se bombea por el interior de las membranas, produciéndose un flujo lateral de
permeado a través de las paredes. La carcasa tiene los dispositivos adecuados para recoger los flujos de permeado
y concentrado con hasta 19 canales de flujo en paralelo. Las membranas tubulares están constituidas por un
soporte poroso de papel o fibra de vidrio sobre el que se deposita la superficie filtrante. También se construyen en
materiales cerámicos.
Los módulos tubulares suelen tener longitudes de 13 cm – 20 cm, con 4 – 6 membranas de 0.5 cm – 4 cm de
diámetro, dispuestas en su interior. La velocidad de circulación de la alimentación por el interior de las membranas
es de 2 m/s – 6 m/s, lo que se traduce en pérdidas de carga de 14 – 21 kPa por módulo. El consumo de energía de
las plantas que utilizan este tipo de módulos es del orden de 0.8 – 2.5 kWh/100 L permeado. Los módulos de
membranas tendrán un área superficial total de 0.2 – 7,4 m2. Estos módulos no necesitan una prefiltración fina en
la alimentación y son de fácil limpieza. Están particularmente bien adaptados para el tratamiento de fluidos muy
viscosos. Su desventaja principal es que tienen una baja densidad de compactado, lo que incrementa el coste de
inversión.
3.4.- Módulos de membranas enrolladas en espiral
Estructura de dos membranas planas encerrando una hoja flexible porosa (colector de permeado), sellada por tres
de sus bordes. El borde abierto está conectado y enrollado sobre un tubo perforado que transporta el permeado.
Las paredes exteriores de la membrana, que forman las espirales, se encuentran separadas por estructuras huecas
(espaciadores) que permiten que la alimentación discurra a través de ellas y que el permeado fluya, lateralmente,
a través de las paredes de las membranas. Estos módulos suelen tener 20 cm de diámetro y 100 cm de largo (hasta
diámetro 30 cm y longitud 150 cm) con varias membranas enrolladas que proporcionan una superficie de
membrana de 1 – 2 m2 (Figura 5). En una sola vasija cilíndrica de presión pueden insertarse varios elementos (de
dos a seis). Éstas son mucho más compactas (700 a 1000 m2/m3) y producen una pérdida de carga menor que los
módulos de placa-bastidor. El módulo de arrollamiento espiral es, sin embargo, sensible a la obstrucción debido al
espaciador, y no pueden utilizarse directamente con agua turbia sin pretratamiento.
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Figura 5.- Membrana enrollada en espiral (mod. de CITME, 2006)
3.5.- Módulos de membranas tipo fibra hueca
Existen en el mercado módulos de muy diferentes tamaños, con longitudes que suelen ir de 30 a 210 cm y
diámetros entre 63 y 250 mm donde se pueden llegar a alojar 4.400.000 membranas del tipo fibra hueca (Johnson
& Busch, 2009). Las fibras huecas son estructuras tubulares con 85 y 4200 micras de diámetro externo y 40 a 900
micras de diámetro interno (Fariñas I., 1999; Simpson Env. Corp., n.d.). La mayoría de ellas son de tipo anisótropo,
donde la estructura responsable de la separación se dispone en la superficie externa o interna de la fibra. La
densidad del empaquetado es inversamente proporcional al diámetro, por lo que estas unidades son muy
compactas. Básicamente existen dos configuraciones, atendiendo a que la alimentación circule por el interior o el
exterior de las fibras. Las velocidades de trabajo en módulos de fibra hueca son normalmente bajas y los módulos
pueden operar incluso sin recirculación (modo final ciego o dead end). La caída de presión en este tipo de módulos
es de 0.7 bar – 70 bar, según el tipo de aplicación (CITME, 2006).
Otra ventaja que ha llevado al éxito de las fibras huecas de UF y MF en el tratamiento de agua, es la capacidad de
barrido debido a que las fibras son autosoportantes. En la UF, el barrido se realiza sometiendo el permeado a una
presión mayor que la de alimentación. El cambio de dirección del flujo a través de la pared de la fibra, hace posible
desprender la capa de partículas (torta) depositada en la superficie. Esta torta se transporta así fuera del módulo
por el flujo circulante que le atraviesa. En MF, debido a las grandes dimensiones de los poros, puede utilizarse el
barrido por aire.
En la Tabla 2 se recogen algunas de las características más significativas de este tipo de disposiciones.
Tabla 2. Características más significativas de las configuraciones de membrana (mod. de CITME, 2006)
Parámetros
Control conc. Polarización-ensuciamiento
Caída presión en zona de permeado
Prestaciones altas presiones de trabajo
Materiales específicos membrana
Fibra
hueca
Pobre
Alta
Si
Si
Fibras
capilares
Enrollado
espiral
Placa-marco
Bueno
Moderada
No
Si
Moderado
Moderada
Si
No
Bueno
Baja
Si
No
tubular
Muy bueno
Baja
Marginal
No
4.- FUNDAMENTOS DE LOS PROCESOS DE MEMBRANAS
El flujo de permeado (L/m2/h) a través de una membrana se define como el caudal de agua que circula a través
de la membrana por unidad de superficie de membrana.
El coeficiente de rechazo (Ri), de un componente i que se desea excluir del permeado, es una forma de estimar el
grado de separación conseguido por la membrana. Se define como la diferencia respecto a la unidad de la razón
entre las concentraciones del componente i en el permeado (cip) y en la alimentación (cif).
1
∙
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La variación de la presión a un lado y otro de la membrana filtrante se denomina diferencia de presión
transmembrana (Δp), o diferencia de presión osmótica transmembrana en su caso. Este parámetro condiciona,
junto con la temperatura (T) y concentración salina de la alimentación (cif) las principales variables del proceso: el
flujo de agua (Jw) y el coeficiente de rechazo (R). En términos generales y para una alimentación con una
concentración de sal determinada, el incremento de la diferencia de presión transmembrana mantiene una
relación de aumento lineal con el aumento de flujo de agua. El aumento de presión transmembrana también
provoca un aumento del coeficiente de rechazo, aunque en este caso el incremento de R tiende a un valor
asintótico.
El área superficial se define como la superficie disponible para el contacto entre el líquido alimentado y la
membrana. Es el parámetro que permite, junto con el flujo transmembrana, extraer la cantidad de módulos de
membrana necesarios.
La relación de recirculación es, en sistemas de filtración tangencial, el ratio entre el caudal de alimentación a la
membrana y el flujo de permeado.
La temperatura guarda una relación compleja con las características de los procesos de membranas. Su
incremento provoca una disminución del coeficiente de rechazo y un aumento del flujo de agua (CITME, 2006).
4.1.- Tipologías de operación
4.1.1.- Filtración en línea
Las membranas se disponen en la línea de flujo del efluente que se desea tratar (alimentación), quedando las
partículas contaminantes retenidas en el interior de las membranas y generándose una corriente depurada
(permeado). Las membranas utilizadas son de tipo filtro profundo, dispuestas en cartuchos (Figura 6).
Figura 6. Esquema de filtración en línea (mod. de CITME, 2006)
4.1.2.- Filtración tangencial
El efluente que se desea tratar se hace circular tangencialmente a la membrana. Los contaminantes quedarán en la
superficie de la membrana, siendo arrastrados por el flujo tangencial, evitándose el ensuciamiento de la membrana.
Esta forma de operar genera a partir de la alimentación dos corrientes o flujos: concentrado, con una concentración
de contaminantes mayor que en la alimentación, y permeado, con una concentración de contaminantes que hacen
posible su vertido o reutilización. Las membranas utilizadas son de tipo tamiz o densas (Figura 7).
Figura 7. Filtración tangencial (mod. de CITME, 2006)
4.2.- Factores que reducen las prestaciones de las membranas
El buen funcionamiento de una membrana se consigue cuando se mantiene el flujo de permeado (Jw) y el
coeficiente de rechazo (R) dentro de las condiciones de diseño de la operación, o sea, sin grandes modificaciones
en la diferencia de propiedad (presión, potencial eléctrico) que genera el flujo de permeado.
El flujo de permeado (Jw) es el flujo de la solución que pasa la membrana, se expresa en volumen permeado unidad
superficie membrana · unidad tiempo
4.2.1.- Polarización de la concentración
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Tiene lugar en aquellos procesos que operan en la forma filtración tangencial, como es el caso de ósmosis inversa
y ultrafiltración. En las condiciones de trabajo de estos procesos es difícil evitar que los componentes de la
alimentación rechazados por la membrana no se acumulen en su superficie. El resultado es la creación de
gradientes de concentración (polarización de la concentración) en el lado de la alimentación, que pueden disminuir
la eficiencia de separación de la membrana y el flujo de permeado. La figura 9 representa la situación en la que un
componente i de la alimentación, que es rechazado por la membrana, se acumula en su superficie, creándose un
gradiente de concentración localizado en una película de espesor δ, próximo a la membrana.
Figura 9. Creación de gradientes de concentración (mod. de CITME, 2006)
Una polarización de la concentración elevada aumentará la presión osmótica en el lado de la alimentación, lo que
también contribuiría la disminución del flujo de permeado. Además, si la concentración cim es elevada se favorecerá
la difusión del componente i a través de la membrana, lo que significaría una disminución del coeficiente de
rechazo. Esta forma de mal funcionamiento de la membrana depende de las condiciones de operación y no del
tiempo de utilización de la membrana. La manera más sencilla de evitar la polarización es aumentando la
velocidad de paso de la alimentación, de tal forma que las turbulencias generadas arrastren a las sustancias
depositadas en la superficie de la membrana.
4.2.2.- Ensuciamiento
El ensuciamiento de la membrana es debido a la presencia en la alimentación de sustancias que pueden
interaccionar con ella, adsorbiéndose y/o precipitando en su superficie o penetrando en su interior, en cuyo caso
son adsorbidas en las paredes de los poros, reduciendo el diámetro de paso de estos. La consecuencia del
ensuciamiento es una disminución del flujo de permeado, debido a una mayor resistencia de la membrana. Un
aumento progresivo de la diferencia de presión transmembrana, con el fin de mantener el flujo de permeado,
acelerará el proceso de ensuciamiento, pudiendo llegar a una situación irreversible de taponamiento de la
membrana, lo que haría necesario su sustitución.
Esta forma de mal funcionamiento es dependiente del tiempo de trabajo de la membrana. La forma de corregirlo
dependerá de las características del ensuciamiento. Así, en el caso de ensuciamiento en la superficie, un cambio en
la dirección del flujo, bien en intervalos de tiempo definidos o en forma de pulsos, puede ser suficiente para eliminar
el problema. En otras situaciones como ensuciamiento en el interior de la membrana o deposiciones persistentes
en la superficie, será necesario en empleo de productos químicos de limpieza.
La mejor forma de retrasar los problemas de ensuciamiento es preverlos identificando las causas que lo
producen. A veces esto es posible con pequeñas modificaciones en las formas de operar, como optimizar la
diferencia de presión de trabajo para retrasar el taponamiento de los poros, operando a presiones menores que las
de flujo de permeado máximo pero suficientes para que la relación flujo de permeado-tiempo de utilización de la
membrana sea ventajosa; determinar si los procesos de adsorción son pH dependientes, y si este el caso, optimizar
el pH de trabajo; determinar el tipo de pretratamiento que podrían hacerse en la membrana para mejorar su
comportamiento al ensuciamiento, etc.
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Figura 10. Ciclos de trabajo (A), retrolavados (B) y retrolavados con reactivos químicos (C) en
una membrana de UF (Futselaar, Schonewille, & Dalfsen, 2003)
También es posible mejorar el comportamiento al ensuciamiento actuando sobre la configuración de las
membranas, se ha comprobado que las membranas del tipo fibras huecas, de pequeño diámetro, dispuestas con
orientación vertical y baja densidad de empaquetamiento tienen un mejor comportamiento al ensuciamiento, o
que en las membranas con mayor porosidad y mayor diámetro de poro se produce antes la reducción en el flujo
de perneado.
Los aspectos comentados representan condicionantes serios en los procesos con membranas, debido al
acortamiento del periodo de vida de las membranas y la discontinuidad que supone las paradas necesarias para
llevar a cabo la limpieza o sustitución de las membranas, lo que se traduce en costes de operación (CITME, 2006).
5.- Microfiltración (MF) y Ultrafiltración (UF)
En estas dos tecnologías las membranas actúan como tamices moleculares. La relación tamaño de sustancias
contaminantes/distribución de tamaño de poros permite la exclusión de contaminantes en el permeado. Así, las
sustancias mayores que el mayor tamaño de los poros serán totalmente rechazadas por la membrana, y las
sustancias cuyo tamaño esté comprendido entre el mayor y menor tamaño de poros serán parcialmente
rechazadas.
Aunque los procesos de ultrafiltración y microfiltración se basan en el mismo principio que la filtración clásica:
separación mecánica de partículas mediante un tamiz, hay que resaltar que ésta solo es aplicable a suspensiones,
mientras que en microfiltración y ultrafiltración, la exclusión de partículas por la membrana tiene lugar en el caso
de dispersiones coloidales y soluciones.
5.1.- Descripción del proceso de microfiltración (MF)
La microfiltración utiliza valores de diferencia de presión transmembrana comprendidos en el intervalo 100 - 500
kPa, pudiendo separar tamaños de partículas dentro del rango: 0.1 μm – 10 μm, de distinta naturaleza: sólidos en
suspensión, partículas finas, coloides, algas y microorganismos como bacterias, Giardia lambia, etc.
Se utilizan membranas microporosas del tipo filtro profundo dispuestas en cartuchos, que se instalan en línea y
del tipo tamiz, que se disponen en diferentes configuraciones y que operan en la forma filtración tangencial. Para
las aplicaciones industriales, las membranas de microfiltración se fabrican con polifluoruros de polivinilideno,
poliamidas, poliolefinas y materiales cerámicos (AWWA et al., 1996; CITME, 2006).
En la Tabla 3 se recogen las características de las operaciones que utilizan este tipo de membranas.
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Tabla 3 Características de las operaciones que utilizan membranas microporosas (mod. de CITME, 2006) .
Microfiltración en línea
Bajos costes de capital
Altos costes de operación:
Las membranas deben reemplazarse después de cada
proceso y disponerse para su gestión
Operaciones simples: no hay partes móviles
De elección en el caso de efluentes con baja
concentración de partículas: la sustitución de las
membranas se incrementa con el aumento de la
concentración de partículas en la alimentación
Aplicaciones representativas:
- Esterilización por filtración
- Clarificación y esterilización de cerveza
Microfiltración tangencial
Altos costes de capital
Bajos costes de operación:
Las membranas pueden prolongar su vida de utilización
mediante un programa adecuado de limpieza
Operaciones complejas: se requieren ciclos de limpieza
De elección en el caso de efluentes con alta
concentración de partículas: costes relativamente
independientes de la concentración de partículas en el
efluente que se desea tratar
Aplicaciones representativas:
- Recuperación y reciclado de microorganismos en los
reactores biológicos de membranas
- Depuración de agua con dispersiones coloidales de
aceites
5.2.- Descripción del proceso de ultrafiltración (UF)
La ultrafiltración utiliza diferencias de presión transmembrana (TMP) de 100 - 800 kPa, con un intervalo de tamaño
de poro de 10 Å – 1000 Å, pudiendo realizar separaciones de microsolutos como coloides y macromoléculas. La
forma habitual de clasificar estas membranas es mediante el peso molecular de corte (cut-off molecular weight),
definido como el peso molecular de las proteínas, de tipo globular, que la membrana puede separar en un 90 %. El
intervalo de pesos moleculares de corte de las membranas de ultrafiltración es de 10 kD – 900 kD.
A la hora de elegir la membrana más adecuada, además del peso molecular de corte, hay que tener en cuenta
ciertas características físicas de las macromoléculas como linealidad y rigidez. Macromoléculas lineales y flexibles
pueden atravesar membranas de peso molecular de corte muy inferior a su peso molecular. Así, cadenas lineales
de dextrano de 100 kD de peso molecular medio, pueden atravesar membranas de peso molecular de corte inferior
a 35 kD. El pH del medio es otro factor que también puede modificar el proceso de ultrafiltración. Los ácidos
poliacrílicos, a valores de pH 5 y superiores, se encuentran ionizados, formando estructuras rígidas que se repelen
entre si y que son fácilmente rechazados por membranas de ultrafiltración. Sin embargo, a valores de pH 3 o
inferiores dejan de estar ionizados, adoptando una conformación más flexible que pueden atravesar la membrana
y dificulta su proceso de separación.
Las membranas más utilizadas en UF son las anisótropas de tipo Loeb - Sourijan, donde una delgada capa de poros
de pequeño diámetro se encuentra unida, sin discontinuidad, a otra capa más gruesa y microporosa. Los materiales
habitualmente empleados en la fabricación de este tipo de membranas son: poliacrilonitrilo, polímeros de
polivinilclorudo/poliacrilonitrilo, polisulfonas, poliviniliden fluoruro, poliamidas aromáticas, acetato de celulosa y
materiales cerámicos (óxidos de titanio, aluminio y silicio).
La duración media de las membranas de ultrafiltración es del orden de 2 – 3 años. Las membranas se suelen
disponer en módulos de tipo placa-bastidor, tubulares, de membrana enrollada en espiral o de tipo fibra hueca.
Los menores costes de los módulos membrana enrollada en espiral o de tipo fibra hueca han desplazado a las
demás configuraciones. Sin embargo, en aplicaciones donde existen importantes problemas de ensuciamiento, los
módulos tubulares, debido al mayor diámetro de las membranas, son los de elección, pudiendo en este caso
compensar, su mayor coste y mayor consumo de energía, los costes de operación debido a la limpieza y reposición
de membranas. Los módulos tipo placa-bastidor pueden ser una opción a los módulos tubulares, menos cara pero
con mayores problemas de ensuciamiento.
Debido a que mediante la UF se separan partículas relativamente grandes: macromoléculas y coloides, con valores
de coeficientes de difusión (Di) pequeños, los valores de Cim /Cib pueden estar comprendidos entre 20 – 50, lo que
significa que puede llegarse a altos valores de polarización de la concentración, creándose un gel adyacente a la
membrana que puede reducir en segundos el flujo de permeado de 1 cm3/cm2·min, para el agua limpia, a 0.1
cm3/cm2·min en el caso de una dispersión coloidal.
La eliminación de las sustancias que habitualmente ensucian las membranas de ultrafiltración: restos de
dispersiones coloidales y materiales gelatinosos, se lleva a cabo mediante ciclos de limpieza con una frecuencia y
duración que dependerá de la operación de separación que se esté llevando a cabo. Las etapas de un ciclo de
limpieza estándar podrían ser: i) enjuagados de las membranas con agua caliente y alta velocidad de flujo, ii) lavado
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con ácido o base, dependiendo de la naturaleza de la membrana iii) lavado del sistema con un detergente en
caliente y iv) enjuagado del sistema con agua para eliminar los restos de detergente.
5.3.- Diseño de sistemas de microfiltración y ultrafiltración
El diseño de sistemas de tratamiento de aguas con membranas de MF y UF implica la comunicación con los
proveedores o aquellos que estén familiarizados con el producto. Muchos sistemas poseen elementos de diseño
propios de cada equipo que el diseñador debe conocer (Bergman, 2005). Teniendo en cuenta esto, las siguientes
indicaciones se adaptan, sino a todos, a la mayoría de los sistemas de MF y UF.
El flujo de permeado (Jw) se estima a partir de la ecuación de Poiseulle.
32
∆
Siendo Δp la diferencia de presión transmembrana, d el diámetro del poro, μ la viscosidad del agua, L la longitud
del poro y ε la porosidad de la membrana. Según la relación de diámetros medios de poros: MF (1 μm <>10000 Å)
100 veces mayor que UF (100 Å) los caudales de filtrado por unidad de presión pueden tener una gran variación, lo
que condicionará el uso industrial de estas tecnologías. El transporte de las sustancias, i, a través de la membrana
es debido al flujo convectivo (Ji) por el interior de los poros. La estimación de este flujo puede realizarse mediante
la ecuación de Darc´y.
∆
∆
Siendo Δp/Δx el gradiente de presión transmembrana, Δx, la anchura de la membrana, ci, la concentración de
sustancia i en el medio y K un coeficiente que tiene en cuenta las características de la membrana (CITME, 2006).
La resistencia de la membrana limpia varia de un tipo de membrana a otro. El aumento de la resistencia puede
deberse a la deposición de materiales sobre la superficie de la membrana, al efecto de polarización, la obturación
de los poros y la absorción de la membrana. La “galleta” formada puede mejorar los rendimientos de eliminación
de la membrana hasta el momento en el que es eliminada por retrolavados, hasta que se vuelva a formar en el
siguiente ciclo.
5.3.1 Configuración
Hay dos tipologías básicas de procesos de UF y MF empleados en tratamiento de aguas: los sistemas a presión,
donde las membranas se encapsulan en cámaras a presión y sistemas a vacío conde las membranas se ven
sumergidas o inmersas en tanques. Existen diferencias significativas en las instalaciones para estas dos
configuraciones; por lo tanto, es habitual seleccionar la configuración antes de realizar un diseño detallado de la
instalación. El equipo elegido se determina frecuentemente por un proceso competitivo considerando costes de
inversión y de ciclo de vida basados en criterios extraídos de tests a escala piloto (Bergman, 2005).
5.4.- Aplicaciones generales de los sistemas de UF y MF
5.4.1.- Aplicaciones de microfiltración
En la Tabla 4 se muestran los volúmenes de filtrado por m2 de membrana habituales de estas aplicaciones.
Tabla 4. Volúmenes de filtrado para distintas aplicaciones de microfiltración (CITME, 2006).
Procedencia
Agua de pozo
Agua de proceso i. electrónica
Agua de consumo
Vino
Agua de proceso i. farmacéutica
Jugos de frutas
Sueros (7% de proteína)
Volumen filtrado (m3/m2)
1000
500
200
50
50 – 10
2
0.6
La aplicación de la microfiltración estará condicionada al desarrollo de sistemas de filtración tangencial que
permitan una mayor duración de las membranas y el tratamiento de flujos de agua con una mayor concentración
de contaminantes.
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5.4.2.- Aplicaciones de ultrafiltración
Como única tecnología se utiliza en el tratamiento de efluentes de aguas residuales, sobre todo en aquellos casos
como el tratamiento del agua caliente y recuperación de proteínas en la industria de la alimentación; recuperación
de partículas de pintura del agua de los procesos de pintado de piezas industriales; recuperación de aceites
presentes en las aguas de proceso de la industria metalúrgica, etc.; donde se plantea el doble objetivo de recuperar
un producto valioso y/o reutilizar el agua.
Según los objetivos que se pretendan, el ahorro debido al tratamiento de las aguas residuales por UF se puede
estimar en (CITME, 2006):
-
reutilización de agua, reducción del coste del consumo de agua de la red municipal de abastecimiento
de 0.25 – 0.5 US$/m3 de agua reutilizada.
tratamiento de agua caliente, en aguas de estas características, donde la temperatura puede ser de
hasta 50 ºC, es posible el tratamiento por UF sin tener que enfriarla previamente. El ahorro puede ser de
1 US$/m3 de agua reutilizada, ya que además del ahorro en energía, los menores problemas de
ensuciamiento también reducirán los costes por reposición de membranas.
-
reducción de costes de tratamiento de efluentes industriales, la reutilización del agua evita, en gran
parte, el vertido de efluentes a la red pública de saneamiento y, en la misma medida, los costes de
tratamiento relativos al cumplimiento de la normativa sobre límites de vertido. Tomando como base las
industrias de alimentación y de automoción (pintado de carrocerías de coches) el ahorro se puede estimar
en 0.25 – 2.5 US$/m3 de agua reutilizada, respectivamente.
-
recuperación de productos, la UF permite la recuperación de productos valiosos que pueden reciclarse
en el proceso de producción. La influencia de esta aplicación en la economía del proceso, dependerá del
valor y cantidad del producto recuperado. La utilización de la tecnología de UF a mayor escala está
condicionada por los altos costes de operación debido a los problemas de ensuciamiento de las
membranas. 5.5.- Aplicaciones de procesos de microfiltración y ultrafiltración en tratamiento de efluentes
textiles
La microfiltración tiene una aplicación limitada en el tratamiento de aguas residuales textiles, debido a su
cercanía a los procesos convencionales de filtración. Se utiliza principalmente para la eliminación de partículas en
suspensión y tintes coloidales de tintura por agotamiento y en el rechazo de los lavados de procesos de tintura. Sin
embargo, permite que substancias como reactivos auxiliares, contaminantes orgánicos disueltos y otros
contaminantes solubles escapen con el permeado. Por lo tanto, la microfiltración se emplea relativamente poco
como una técnica de tratamiento aislada en soluciones de aguas residuales tan complejas como las textiles. De esta
forma, se emplea principalmente como un sistema de pretratamiento en sistemas híbridos como complemento de
otros procesos que eliminan correctamente tintes y otros contaminantes solubles, pero que fallan a la hora de
eliminar coloides y sólidos en suspensión (Dasgupta et al., 2015).
El desengrasado de la lana produce un efluente alto en DBO (6000 mg O2/L), que contiene detergentes, sólidos en
suspensión, grasas y aceites que puede ser sometido a tratamiento biológico y/o flotación por aire disuelto. El uso
de ultrafiltración, con presiones de trabajo entre 8-10 bar, permite una concentración sustancial para la mayor parte
de los contaminantes en la corriente retenida. El factor de concentración es típicamente de ~7, produciendo un
concentrado alto en orgánicos (10-35% en peso COD). La planta de UF más grande establecida para desengrasado
de lana está en Noruega. Esta planta de UF está operativa desde 1989, obteniendo rendimientos de eliminación de
COD >80%, dando lugar, no obstante a un efluente que todavía no es apto en COD para su reutilización (Judd,
2003b).
Ellouze, Tahri, & Amar (2012) compararon los rendimientos de tratamiento de agua residual textil empleando
coagulación/floculación/nanofiltración y microfiltración/nanofiltración, observando que para el mismo factor de
reducción de volumen (VRF) de aprox. 8, el permeado de NF obtenido para la alimentación por microfiltración (34
L/h.m2) fue considerablemente mayor que la obtenida empleando coagulación/floculación (14 (L/h.m2). Esta
observación fue atribuida a una considerable retención de color, turbidez DQO y salinidad aportada por el
pretratamiento con microfiltración en oposición a la presencia de grandes cantidades de materia coloidal en la
alimentación que procedía del pretratamiento por coagulación; la materia coloidal presente agravaba la
obturación de las membranas de NF. El estudio establecía, por tanto, la superioridad de la microfiltración sobre la
coagulación-floculación como el paso previo a nanofiltración para el tratamiento de aguas residuales textiles. La
microfiltración puede ser usada también como un post tratamiento.
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Tabla 5. Resumen de varios estudios sobre MF en tratamiento de efluente textil (Dasgupta et al., 2015)
Descripción del
proceso
Oxidación avanzada
(AOP)/MF
Especificación de
membrana
Tamaño de poro
medio: 0.31 μm
MF de flujo cruzado
(CMF)
Biosorción/CMF
Membrana cerámica
Tubular multicanal
Área de filtración:
0.045 m2
Effluente
Solución acuosa
violeta
Vertido de industria
de procesado sobre
prenda acabada
enriquecido con
sulphur black,
(turbidez: 5912 NTU;
DQO: 3910 mg O2/L.
Coagulación, sulfato
de Alúmina/CMF
Componente(s)
eliminado(s)
Eliminación 100% de
la dispersión de
partículas
TSS: 51%
Tinte: <50%
DQO: 22-24%
Turb. Y tinte: >99%
TSS: 98-99%
DQO: 80%
Turb. Y tinte: >99%
TSS: >94-98%
DQO: 80%
Turb. Y tinte: >99%
Flujo de
permeado
1 h de flujo a 1 kg/cm2
de TMP:
100 L/m2/h
1 h de flujo a 1 kg/cm2
de TMP:
130 L/m2/h
1 h de flujo a 1 kg/cm2
de TMP:
150 L/m2/h
(Bhattacharya, Dutta, Ghosh, Vedajnananda, & Bandyopadhyay, 2010)
Recientemente, se han producido intentos de fabricar membranas de microfiltración modificadas que aportar un
tratamiento directo a los efluentes textiles. Para ello se han creado membranas de microfiltración asimétricas
tubulares, empleando carbón mineral y resina termoestable. Estas membranas pudieron tratar con éxito efluentes
textiles industriales, alcanzando flujos de permeado y eficiencias de eliminación satisfactorios, aportando un 50%
de eliminación de DQO, con una retención de salinidad del 30%; la turbidez y el color fueron eliminados casi por
completo.
Los procesos de membranas de ultrafiltración, al igual que los de microfiltración, tienen aplicaciones limitadas en
la industria textil, principalmente debido a que los pesos moleculares de los tintes presentes en los vertidos
altamente coloreados de la industria textil son mucho menores que el peso molecular de corte (PMC) de las
membranas de UF. Consecuentemente, el rechazo de tinte aportado por un proceso de UF sencillo no supera el
90%, aunque se han registrado buenos resultados de eliminación de tinte y de DQO en el caso de membranas de
UF hidrofóbicas, como polieter-sulfonas, y fluoruros de polivinildeno (PVDF). El agua reutilizada por medio de UF
puede ser empleada tan solo en procesos subsidiarios de la industria textil como los aclarados y lavados. Sin
embargo, no es un agua cualificada para aplicaciones en procesos primarios como la tintura de fibras, que precisan
de un agua de abastecimiento blanda y limpia. La UF se emplea habitualmente como un paso de pretratamiento
en sistemas que requieren un alto nivel de purificación; seguido por otros procesos como nanofiltración u
ósmosis inversa que satisfagan las necesidades de calidad de los procesos.
Algunas medidas innovadoras han sido examinadas de cara a mejorar las capacidades de la UF en tratamiento de
AR textil. Por ejemplo, Marcucci et al. (2001) crearon módulos configurados para adecuar membranas planas de
UF que operaran a vacío. Otro ejemplo es el de (Srivastava et al., 2011) que examinaron modificaciones en la
superficie de membranas de PVDF a concentraciones variables de acrilonitrilo de estireno (SAN). Las membranas
así fabricadas se emplearon para eliminar color y DQO (84.6 – 96.9%) de soluciones acuosas de soluciones de tinte
RB5 y CR (eliminación de hasta 70% y 97% respectivamente), resultando adecuadas para mejorar el
comportamiento ante el ensuciamiento de las membranas. En el Anexo 1 se añade información adicional sobre
otros estudios de aplicación de ultrafiltración en efluentes textiles.
Sin embargo, las membranas poliméricas convencionales fallan habitualmente a la hora de sobrellevar las
condiciones de ensayo debido a su baja resistencia a productos químicos como disolventes orgánicos, altas
temperaturas de trabajo o la naturaleza ácida o cáustica del medio (Barredo-Damas, Alcaina-Miranda, IborraClar, & Mendoza-Roca, 2012). Además, el ensuciamiento progresivo, con su consecuente reducción en el flujo de
permeado es frecuente, lo que puede llevar a pérdidas económicas significativas en el ciclo de vida completo. Esto
provoca la necesidad de introducir procesos híbridos, donde la UF esté precedida, por ejemplo, por un proceso de
floculación.
6.- Ósmosis inversa y nanofiltración
La OI y la NF pueden describirse como procesos de difusión controlada en que la transferencia de masa de iones a
través de las membranas está controlada por difusión. Consecuentemente, estos procesos pueden llevar a la
remoción de sales durezas, patógenos, turbidez, desinfección de subproductos precursores (SPPs), compuestos
orgánicos sintéticos (COS), pesticidas y la mayoría de los contaminantes del agua potable conocidos hoy en día.
La mayoría de los gases disueltos, como el sulfuro de hidrógeno (H2S) y el dióxido de carbono (CO2), y algunos
pesticidas pasan a través de las membranas de OI y NF. Sin embargo, la tecnología de las membranas puede
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utilizarse para tratar un mayor número de contaminantes del agua potable, más que ninguna otra tecnología de
tratamiento (AWWA, 1996).
La OI es capaz de rechazar contaminantes o partículas con diámetros tan pequeños como 0.0001 μm, mientras que
la NF puede rechazar contaminantes tan pequeños como de 0.001 μm.
6.1.- Características de los procesos de nanofiltración y ósmosis inversa
Las prestaciones de la tecnología de nanofiltración son intermedias entre la UF y OI. Utiliza membranas con valores
de pesos moleculares de corte de 150 D – 1000 D y coeficientes de rechazo de cloruro sódico de 0.2 – 0.80 %. NF
se aplica para el tratamiento de aguas con una concentración salina de 200 mg/L – 5000 mg/L con presiones de
trabajo de 5 bar – 10 bar, de ahí que también se denomine ósmosis inversa de baja presión. Permite una pequeña
retención de iones monovalentes, lo que mejora su comportamiento en el rechazo y reutilización de soluciones de
baja salinidad, mientras que aporta una eliminación cercana al 100% de iones multivalentes, resultando en una alta
selectividad de solutos. El rechazo de especies en nanofiltración está gobernado principalmente por repulsión
estérica y de carga. Otras ventajas atribuidas a la nanofiltración incluye su alta permeabilidad al disolvente,
retención de solutos neutros como moléculas orgánicas, con peso molecular superior a 150 Da, construcción
modular que facilita su escalado, facilidad de limpieza química y capacidad para resistir altas temperaturas, hasta
aproximadamente 70 ºC, lo que reduce el consumo de energía a la hora de calentar agua de aporte en los procesos
industriales (CITME, 2006; Dasgupta et al., 2015).
El proceso de ósmosis inversa consiste en generar, mediante una membrana permeable al agua, una solución
acuosa con bajo contenido en sal a partir de otra con alto contenido en sal. Es la tecnología utilizada para producir
agua desalada a partir de agua de mar. Igual que en MF y UF, la causa que genera la fuerza impulsora para lograr la
separación de la sal es una diferencia de presión transmembrana. Sin embargo, en la OI el proceso de separación
se debe a la diferente solubilidad y difusividad en la membrana de los componentes de la solución acuosa. Los
valores de operación de la diferencia de presión transmembrana y concentración de la solución son 7 – 70 bar
y 200 – 30.000 ppm, respectivamente (CITME, 2006).
6.1.1.- Membranas para ósmosis y nanofiltración
En OI y NF se utilizan membranas densas, anisótropas, en configuraciones del tipo módulos enrollados en espiral,
de 20 cm – 30 cm de diámetro y 100 - 150 cm de largo; que se disponen en número de 5 – 7 en el interior de carcasas
de plástico reforzadas con fibra de vidrio. También se utilizan membranas del tipo fibra hueca, de 100 mm de
diámetro, dispuestas en módulos que contienen 1000 unidades (Tabla 6). La elección del tipo de membranas
dependerá de las características del agua a tratar, ya que las configuraciones con membranas tipo fibra hueca
presentan mayores problemas de ensuciamiento que las configuraciones tipo enrollamiento en espiral (CITME,
2006).
Tabla 6 Materiales y el tipo de membranas utilizadas en los procesos de ósmosis inversa (CITME, 2006).
Material
CA Acetato de celulosa
(40% de acetato)
Poliamidas aromáticas
NTR
(nanofiltración)
Polisulfonas/alcohol
polivinílico
NS100
Polietilenamina/tolueno
FT-30/SW-30
Fenilendiamina/cloruro
de trimesolil
Tipo membrana
Coeficiente de
rechazo (%)
Presiones de
trabajo (bar)
Flujo agua
tratada (L/m2.h)
Loeb Sourirajan
95-98
50-90
15-30
Loeb-Sourirajan
>99.5
Loeb-Sourirajan
20 – 80
3.5 – 14
Aceptables
Composite
>99
100
8
Composite
99.3 – 99.5
55
>99
15
0.5 – 1.34
11
Las prestaciones de las membranas utilizadas en RO, se pueden resumir en los siguientes puntos:
Los iones multivalentes se retienen mejor que los monovalentes, siendo su clasificación de mayor a menor
coeficiente de rechazo la que se muestra
Fe3+ > Ni2+ > Cu2+ > Mg2+ > Ca2+ > Na+ > K+
PO43- > SO42- > HCO3- > Br- > Cl- > NO3- > F
Los gases disueltos como amoníaco, dióxido de carbono, dióxido de azufre, oxígeno, cloro y sulfuro de hidrógeno
tienen una buena permeabilidad. El rechazo de los ácidos y las bases débiles es mayor a valores de pH donde
están en su forma ionizada.
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
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El rechazo de las moléculas orgánicas neutras aumenta con el peso molecular, compuestos con pesos
moleculares por encima de 100 D presentan valores altos del coeficiente de rechazo. La naturaleza del material de
la membrana tiene una influencia importante en el valor de este parámetro. Se han observado valores negativos
del coeficiente de rechazo en solutos como el fenol y benceno en membranas de acetato de celulosa (CITME, 2006).
6.1.2.- Módulos de nanofiltración y ósmosis inversa
El caudal de permeado necesario raramente coincide con el que puede suministrar un módulo concreto, sino que
suele ser bastante superior. Por lo tanto, deberá emplearse un conjunto de módulos para alcanzar el caudal
deseado.
Los módulos de un sistema de ósmosis inversa pueden agruparse de dos formas: en serie o en paralelo.
En paralelo: Las alimentaciones y las salidas tanto de permeado como de rechazo de cada módulo se conectan
con cada una de las correspondientes tuberías generales, tal como se muestra en la Figura 11. Esta disposición se
usa para producir un caudal n veces superior al suministrado por un módulo, siendo n el número de módulos
instalados en paralelo. Como la máxima conversión de trabajo para cada módulo será la conversión máxima que
puede conseguirse con esta agrupación. Es muy importante que, cuando varios módulos trabajen en paralelo, el
grado de envejecimiento de sus membranas sea similar ya que en caso contrario se producirán desequilibrios en
los flujos individuales que harán que las membranas menos deterioradas trabajen con conversiones elevadas y se
atasquen rápidamente (Fariñas I., 1999).
Figura 11. Agrupación de los módulos en paralelo (Fariñas I., 1999)
En serie: El caudal de rechazo de cada módulo pasa a ser aporte del siguiente y así sucesivamente, tal como se
recoge en la Figura 12. El permeado de los distintos módulos se recoge en un colector común. Esta configuración
se utiliza para reducir los fenómenos de polarización cuando los flujos de permeado de las membranas son altos o
cuando se trabaja con elevadas conversiones.
Figura 12. Agrupación de los módulos en serie (mod. de Fariñas I., 1999)
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6.1.3.- Problemas específicos de ensuciamiento
Debido a los altos valores de rechazo de los procesos de OI, el ensuciamiento es la causa más importante del mal
funcionamiento de las membranas. Las causas más frecuentes del ensuciamiento son debidas a:
- Depósitos en la superficie de la membrana de costras o escamas de carbonato cálcico, sulfato cálcico, silicatos
complejos, sulfato de bario, sulfato de estroncio, fluoruro cálcico, etc., dependiendo de la composición de la
alimentación y como consecuencia de que las concentraciones de sal en el concentrado puedan sobrepasar el
producto de solubilidad de la sal.
- Sedimentos de partículas como coloides, productos de la corrosión del hierro de las conducciones, precipitados
de hidróxido de hierro, algas, etc.
- Bioensuciamiento debido al crecimiento de microorganismos en la superficie de la membrana, ya que algunos
materiales de las membranas, como acetato de celulosa o poliamidas, pueden ser un sustrato utilizable por los
microorganismos
- Ensuciamiento debido a compuestos orgánicos como aceites o grasas presenten en las aguas residuales
industriales.
La forma de limpieza de las membranas estará en función de las características del agua de alimentación, del
tipo de membrana y de la naturaleza del ensuciamiento, como pauta general se puede proceder a alternar
periodos de enjuagado de las membranas, haciendo circular las soluciones limpiadoras a alta velocidad por la
superficie de las membranas, con periodos donde las membranas queden sumergidas en las soluciones
limpiadoras.
Los agentes de limpieza habitualmente utilizados son i) ácidos clorhídrico, fosfórico o cítrico y agentes quelantes
como EDTA, para eliminar las costras de precipitados salinos, y ácido oxálico para eliminar los sedimentos de hierro
ii) álcalis combinados con surfactantes para eliminar microorganismos, sedimentos y compuestos orgánicos y iii)
esterilización de las membranas con soluciones de cloro para eliminar microorganismos.
Las sucesivas limpiezas terminan por degradar las membranas. Dependiendo de la aplicación, el periodo de vida
garantizado por el fabricante suele ser de 1 – 2 años. Con un buen programa de limpieza la vida de las membranas
se puede prolongar hasta 3 años, siendo improbables periodos de vida de 5 años (CITME, 2006).
El empleo de la recirculación en el sistema permite la generación de velocidades sobre la superficie de las
membranas muy elevadas, reduciéndose de forma considerable los fenómenos de polarización y los riesgos de
ensuciamiento, todo ello a costa de un mayor consumo de energía eléctrica en los bombeos. Es una solución que
puede resultar adecuada con aguas cargadas en sales (Fariñas I., 1999).
6.2.- Aplicaciones generales de los sistemas de NF y OI
6.2.1.- Nanofiltración
Se utiliza en el tratamiento de aguas de consumo en pequeñas comunidades. Eliminación de la dureza del agua y
como pretratamiento para la obtención de agua ultrapura.
6.2.2.- Ósmosis inversa
Los objetivos de las plantas de OI instaladas se distribuye de la siguiente forma: 50 % en desalinización de agua de
mar y agua salobre; 40 % en la producción de agua ultrapura para las industrias electrónica, farmacéutica y de
producción de energía; 10 % como sistemas de descontaminación de aguas urbanas e industriales (CITME, 2006).
Desalinización de aguas salobres
La salinidad de este tipo de aguas es de 2000 mg/L – 10000 mg/L. En su tratamiento se utilizan presiones de 14 bar
– 21 bar para conseguir coeficientes de rechazo superiores al 90 % y obtener aguas con concentraciones salinas
menores de 500 mg/L, que son los valores recomendados por WHO como condición de potabilidad. Las plantas de
tratamiento utilizan módulos de membranas enrolladas en espiral. Se estima que los costes de capital de este tipo
de plantas son del orden de 0.25 $US/L de agua tratada/día, siendo los costes de operación del mismo orden.
Tratamiento de aguas residuales
Esta aplicación de la OI está limitada por los altos costes de operación debido a los problemas de ensuciamiento
de las membranas. En el caso de las aguas residuales industriales, la OI se utiliza en aquellas industrias donde es
posible mejorar la economía del proceso mediante la recuperación de componentes valiosos que puedan volver a
reciclarse en el proceso de producción: industrias de galvanoplastia y de pintura de estructuras metálicas, o donde
la reutilización del agua tratada signifique una reducción importante del consumo de agua: industria textil.
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En el caso de las aguas urbanas, la OI es un tratamiento que estaría indicado como tratamiento terciario, siendo
posible obtener agua con una calidad que la hiciese apta para el consumo, con un coste de 0.5 – 0.75 $US/m3. El
principal problema para la consolidación de este tipo de tratamiento es la contestación social. Sin embargo, en
zonas de Japón y California, donde existen limitaciones extremas de agua, se están utilizando plantas de OI para
tratar el agua procedente del tratamiento biológico de las aguas domésticas, empleándose el agua tratada por OI
para la recarga de acuíferos. (CITME. 2006)
6.3.- Aplicaciones de procesos de nanofiltración y ósmosis inversa en tratamiento de efluentes
textiles
6.3.1.- Nanofiltración
El incremento de su popularidad a través de los años como una tecnología simplificada y efectiva para el
tratamiento de fluentes textiles puede ser atribuida a varios beneficios que confiere en términos de prevención de
la contaminación, rechazo de contaminantes, recuperación y reutilización de tintes textiles, sales divalentes
y otros auxiliares químicos, recuperación y reutilización de la salmuera. Además, la producción de un
permeado de calidad permite la reutilización de agua en los procesos principales de las líneas de tintura y
acabados (Dasgupta et al., 2015).
Yu et al. (2012) examinaron el comportamiento de NF sumergida en soluciones acuosas de tintes aniónicos a través
de membranas de fibra hueca compuestas de capa fina en carboximetil celulosa de sodio (CMCNa)/polipropileno.
Las membranas de fibra hueca son habitualmente preferibles a las membranas planas, debido a su mejoría en
cuanto a eficiencia energética acoplada a un ratio superficie/volumen alto. Por otra parte, la tecnología de filtración
en membrana sumergida aporta ventajas como requerimientos de consumo energético y limpieza relativamente
menores que los de filtración tangencial. El porcentaje de retención de tinte (Rojo Congo y azul de metilo), rechazo
de sal, y flujo de agua en una solución acuosa de 2000 mg/L de rojo Congo y 10.000 mg/L de NaCl fueron 99.8%,
menor del 2.0% y 7.0 L/m2.h.bar respectivamente. La repulsión electrostática entre las moléculas de tinte y de la
superficie cargada negativamente de esta nueva tipología de membranas considerada como el mecanismo
principal a la hora de manejar la nanofiltración sumergida de la solución acuosa de tinte.
En otro estudio Bes-Piá et al. (2010) evaluaron el comportamiento de seis módulos de membranas en espiral, a
saber TFC-SR2, ESNA, NF270, DS-5 DK, DS-5 DL y Duraslick, en tratamiento de efluentes textiles secundarios. El
rendimiento de las seis membranas de NF fue investigado para un amplio rango de factores volumenconcentración (VCF) examinando la variación resultante en tendencia al ensuciamiento de las membranas y
características del permeado. Los resultados obtenidos mostraron que para todas las membranas, el flujo
normalizado descendía de forma proporcional al incremento en VCF. La carga de la membrana de NF tiene una
influencia significativa sobre el rechazo de soluto y en la reutilización del efluente tratado. Sin embargo, la mayor
parte de las membranas de NF comerciales se hallan cargadas negativamente en condiciones normales de
operación con valores bajos del punto de pH isoeléctrico (Cheng et al., 2012).
En el Anexo 1 se incluye una tabla resumen con diferentes investigaciones de nanofiltración aplicada al tratamiento
de efluentes textiles.
6.3.2.- Ósmosis inversa
La ósmosis inversa es efectiva a la hora de eliminar macromoléculas, así como iones del vertido textil. El efluente
obtenido está normalmente desprovisto de color y tiene baja salinidad. Sin embargo, el uso de membranas densas
poliméricas y la elevación de la presión osmótica de altas concentraciones de sal, delimita considerablemente el
flujo de permeado, y en ocasiones puede dar lugar a altos niveles de obturación, lo que afecta a los rendimientos
de la membrana. Así, en sistemas de ósmosis inversa con presiones superiores a 2000 kPa, es necesario mantener
un nivel razonable de flujo, lo que supone de nuevo un impacto en la economía del proceso (Dasgupta et al., 2015).
En dos de los estudios (Marcucci et al., 2001; Sójka-Ledakowicz et al., 1998), que incorporaron tests del agua
recuperada para la tintura se concluyó que el proceso de RO se requería para obtener un producto de agua
reutilizada. El efluente de línea de tintura es típicamente alto en sólidos disueltos y bajo en sólidos en suspensión,
con color procedente del tinte agotado. Resulta interesante retener los reactivos disueltos hasta eliminar el color a
niveles muy bajos. Los procesos de ultrafiltración en membrana permiten la recuperación selectiva de tintes
moderadamente solubles, como el índigo, pero normalmente se requiere un proceso de ósmosis inversa aguas
abajo para eliminar los tintes solubles.
En un ejemplo recogido en Fariñas I. (1999), los efluentes procedentes del tintado y de las cubas de lavado
correspondientes son enviados, tras un pretratamiento, hacia un sistema de membranas de nanofiltración que
retiene los colorantes y permite el paso de las sales del baño. El permeado de la nanofiltración se envía a
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continuación hacia los módulos de membranas de ósmosis inversa y cuyo rechazo es conducido a tratamiento
biológico. Las membranas de ósmosis inversa utilizadas son de alta presión y elevado rechazo y no permiten el
paso de las sales del baño, por lo que éstas se recuperan en el rechazo, con una concentración de 70 g/L, siendo
devueltas al baño de tinte. El permeado de la ósmosis inversa es agua de alta calidad que se reutiliza en el proceso.
Los efluentes procedentes del tratamiento biológico, tras un pretratamiento previo, son enviados hacia una
segunda ósmosis inversa. El permeado de esta segunda ósmosis es agua de alta calidad que se utiliza de nuevo en
el proceso mientras que su rechazo es devuelto al tratamiento biológico (Fariñas, 1999)
Figura 13. Esquema del tratamiento de las aguas procedentes del tintado de fibras
textiles (Fariñas I., 1999)
Liu et al. (2011) llevaron a cabo una comparación entre la eficacia exhibida por NF y OI en el procesado de efluente
textil procedente de tratamiento biológico, basándose en la evaluación de la calidad del permeado obtenido con
cada técnica. Los ensayos se realizaron empleando membranas planas BW30 para OI y NF90 para nanofiltración en
un amplio rango de ratios de concentración y a diferentes condiciones hidrodinámicas. Las corrientes tratadas, en
ambos casos, resultaron satisfactorias como agua de reutilización, con calidad adecuada para su uso en procesos
textiles como lavado y tintura, posibilitando ahorro en agua y consumo de energía, así como en cuanto al
tratamiento necesario para el agua de vertido.
7.- Electrodiálisis (ED)
Los procesos de separación basados en la electrodiálisis utilizan membranas donde se han incorporado grupos con
cargas eléctricas, con el fin restringir el paso de los iones presentes en una solución acuosa. En estos procesos la
“fuerza impulsora” responsable del flujo de los iones, a través de la membrana, es una diferencia de potencial
eléctrico (CITME, 2006).
7.1.- Características del proceso de electrodiálisis
Un equipo de electrodiálisis está formado por un conjunto de membranas aniónicas y cationes, dispuestas en forma
alterna y separadas por espaciadores o placas, en una configuración semejante a los filtros prensa (configuración
de placas y bastidores). Los espaciadores provocan turbulencias que evitan las deposiciones de materiales en la
superficie de las membranas y homogeneizan la concentración. En la Figura 14 se muestra un esquema de esta
disposición.
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Figura 14 Equipo de electrodiálisis (CITME, 2006).
El agua que se desea tratar (alimentación) se hace fluir en dirección longitudinal a las membranas, y el campo
eléctrico creado por la diferencia de potencial provoca un flujo transversal de los iones positivos hacia el cátodo y
de los iones negativos hacia el ánodo. Las membranas aniónicas (A), que se encuentran cargadas positivamente,
permiten el paso de los iones negativos e impiden el de los positivos, de forma semejante las membranas catiónicas
(C), que se encuentran cargadas negativamente, permiten únicamente el paso de los iones positivos. El número de
celdas (parejas de membranas aniónicas y catiónicas) que se disponen en los equipos de electrodiálisis es variable
y generalmente superior a 100.
De esta forma, y debido a la alternancia de membranas catiónicas y aniónicas, el influente acuoso que se desea
tratar (alimentación) se separa en dos efluentes, uno de ellos con una alta concentración de sal (concentrado) y el
otro desalinizado.
De esta forma, y debido a la alternancia de membranas catiónicas y aniónicas, el influente acuoso que se desea
tratar (alimentación) se separa en dos efluentes, uno de ellos con una alta concentración de sal (concentrado) y el
otro desalinizado. La caída de potencial en cada celda es de 1 – 2 V y los valores de la densidad de corriente del
orden de 40 mA/cm2. Para un equipo estándar de 200 celdas, con 1 m2 de superficie de membrana, la diferencia de
potencial es de 200 – 400 V y la intensidad de corriente de 400 A. La electrodiálisis necesita energía eléctrica
continua, luego la economía del proceso se basa en optimizar la energía eléctrica consumida en la separación del
concentrado y el efluente desalinizado.
La relación entre las necesidades de separación: diferencia de concentración molar entre la alimentación y el
efluente desalinizado (Δc), se relaciona con la intensidad de la corriente que circula por el sistema, según la siguiente
ecuación:
∙∆ ∙ ∙
Siendo I la intensidad de la corriente eléctrica, z la valencia de la sal, F la carga eléctrica de un mol de electrones
(faraday » 96500 culombios) y Q el caudal de alimentación. El consumo de energía eléctrica (E) se relaciona con I
según:
2
∙ ∙ ∙∆ ∙ ∙
∙ ∙∆ ∙ ∙
Siendo R la resistencia del sistema al paso de la corriente eléctrica y V la diferencia de potencial de trabajo. Se
estima que los consumos teóricos de energía, en el caso de electrodiálisis de aguas de 200 – 40000 mg/L y
coeficientes de rechazo de 80% - 95 %, son del orden de 1 – 13 kWh/1 m3 de agua desalinizada (CITME, 2006).
7.1.1.- Membranas empleadas en el proceso de electrodiálisis
Existe una gran variedad de membranas, desarrolladas por cada casa comercial para las aplicaciones específicas
que se solicitan. Se clasifican en homogéneas y heterogéneas, atendiendo al hecho de que los grupos cargados
eléctricamente estén homogéneamente distribuidos en la matriz de la membrana o en lugares determinados.
Ambos tipos de membranas pueden presentar problemas de mal funcionamiento debido al hinchamiento por
absorción de agua de los grupos polares. Las membranas homogéneas se fabrican a partir de polímeros de
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estireno/divinilbenceno o polímeros de perfluorocarbono. Las membranas heterogéneas se fabrican a partir de
polipropileno o policloruro de vinilo (CITME, 2006).
7.1.2.- Causas de mal funcionamiento: polarización de la concentración
En las condiciones de trabajo, la concentración de los iones en los espacios entre membranas no es homogénea,
produciéndose una disminución de la concentración de iones en las proximidades de la membrana, lo que da lugar
a una polarización de la concentración, tal como se indica en la Figura 15, para el caso de una membrana catiónica.
Como consecuencia de la polarización de la concentración, en las proximidades de la membrana la diferencia de
concentración, (cl + - cm+) , es mayor que la diferencia de concentración de operación Δc= (cc+ - c+), lo que significa
una mayor caída de potencial en la membrana y por tanto un mayor consumo de energía (E), que puede llegar a
ser de 5 a 10 veces mayor que el estimado.
Figura 15 Polarización de la concentración en una membrana catiónica (CITME, 2006).
Además, debido al perfil de concentración, el flujo de iones positivos (J+) tendrá dos sumandos: el difusivo y el
debido al transporte electrolítico:
Donde D+ es la difusividad de los cationes, (c+ - cm+) la diferencia de concentración de los cationes en la alimentación
y en las proximidades de la membrana, δ, la anchura de la película próxima a la membrana donde tiene lugar la
variación de la concentración de cationes y t+, el número de transporte de los cationes o proporción de cationes en
el flujo total de cargas.
Así mismo el flujo de cationes en la membrana se puede aproximar a I/F, ya que al ser una membrana catiónica, la
totalidad de la corriente electrolítica se deberá a los iones positivos.
En estado estacionario y combinando las dos ecuaciones
1
→
1
La corriente límite Ilim será la que se alcanza cuando la concentración en las proximidades de la membrana se hace
cero. Su valor deberá ser determinado experimentalmente. El exceso de corriente sobre el valor límite no se
empleará en la operación de separación, sino en otros procesos como el transporte de aniones a través de la
membrana catiónica o la disociación de moléculas de agua. La forma de evitar la polarización de la concentración
y por tanto minimizar tanto el problema de la intensidad límite de corriente como el de un mayor consumo de
energía, es mediante separadores con diseños específicos para provocar turbulencias que homogenicen las
concentraciones de los flujos que discurren a lo largo de las membranas (CITME, 2006).
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Otras causas de mal funcionamiento pueden ser:
Cierta permeabilidad de la membrana a los iones que tienen su misma carga
Transporte de agua a través de la membrana debido a la solvatación de los iones o a procesos osmóticos
Problemas de ensuciamiento.
7.2.- Aplicaciones generales de los sistemas de Electrodiálisis
Las aplicaciones más importantes de la electrodiálisis son la desalinización de las aguas salobres y la producción de
salmueras, con una incipiente presencia en la industria de la alimentación y en el tratamiento de aguas industriales.
Desalinización de aguas salobres
Es la tecnología de elección, frente a OI, en el caso de soluciones acuosas de 500 mg/L– 2000 mg/L de sal, ya que
los costes de operación son menores. El consumo de energía es directamente proporcional a la concentración
salina de la alimentación, variando de 1 kWh/m3 para influentes de 1000 mg/L de sal a 10 kWh/m3, a 15 kWh/m3
en el caso de influentes con concentraciones de sal de 5000 mg/L (CITME, 2006).
7.3.- Aplicaciones de procesos de electrodiálisis en tratamiento de efluentes textiles
La electrodiálisis es bastante infrecuente en la industria textil, en eliminación de contaminantes de los efluentes. La
electrodiálisis resulta altamente funcional en la eliminación de cloruros, lo que conduce a que sea particularmente
eficaz en el cumplimiento de la legislación respectiva al vertido de industrias textiles, allí donde se empleen grandes
cantidades de NaCl a granel. Adicionalmente, la electrodiálisis con membranas bipolares (EDBM) ha visto
aumentado su interés debido a su alta eficiencia energética y en cuanto al coste, comparada con los procesos de
ósmosis inversa, más energéticamente intensivos (Dasgupta et al., 2015).
La ED puede ser empleada también para reducir la carga volumétrica en los evaporadores, a través de la
concentración de los rechazos procedentes de las plantas de OI. La efectividad de los procesos de membranas de
electrodiálisis en la consecución de concentraciones deseables a partir del vertido de OI fue evaluada por Praneeth
et al. (2014). La posibilidad de la generación de un efluente textil concentrado con unos niveles de sales 6 veces
más elevadas que en el rechazo de OI fue explorada empleando un sistema con cinco pares de membranas. Las
densidades de corriente limitantes, para flujos de alimentación variando entre 18-108 L/h fueron observadas
dentro del rango 2.15 – 3.35 A/m2; el coste de operación incurrido fue aproximadamente una octava parte del que
sería preciso empleando el proceso de evaporación aislado. Además, el porcentaje de constituyentes inorgánicos
en el producto digerido fue mejorado de un 4.35% a un 24% aproximadamente. La ED se ha observado como
especialmente aplicable en la consecución de tratamiento de rechazos de OI a bajas concentraciones de DQO. El
flujo diluido se puede recircular a la planta de OI para ser recuperada posteriormente como agua de proceso.
Figura 16. Diagrama de flujos de proceso integrado para la concentración de rechazo de OI con ED (Singhal &
Gupta, 2009)
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8.- Gestión de concentrados de membranas y acoplamiento con otras unidades de tratamiento
en aplicaciones de tratamiento de efluentes textiles
El empleo de la tecnología más adecuada depende del material de la membrana, y determinadas propiedades
como la resistencia mecánica, química y térmica y su susceptibilidad al ensuciamiento; además, el tamaño de poro,
que determina las substancias que pueden ser efectivamente retenidas por la membrana y la morfología de la
membrana, que indica su potencial para resistirla obturación.
Adicionalmente, la gestión de los flujos de concentrados con los contaminantes de la corriente de alimentación y
otros reactivos que se han ido añadiendo durante el tratamiento, también supone un reto a la hora de emplear
procesos de membrana en efluentes textiles. Los tratamientos de concentrados tienen que ser explorados en
términos de coste, eficiencia energética y reducción de impacto sobre el medio natural.
De esta manera, el vertido directo de los concentrados de NF y OI en líneas de tintura por agotamiento no es una
opción medioambientalmente adecuada, dada la compleja reactividad de los concentrados, compuestos de
substancias orgánicas (tintes y aditivos como antiespumantes) y sales inorgánicas. La reutilización de esta corriente
residual altamente coloreada es directamente imposible dada la heterogeneidad de sus constituyentes,
habitualmente modificados por reacciones como la hidrólisis.
La biorremediación de los tintes retenidos con sistemas de fangos activos a menudo no es efectiva debido a los
tintes recalcitrantes presentes; en esos casos, una degradación anaerobia empleada en asociación con los procesos
de membrana puede ser una opción viable. Otras opciones como la ozonización y otras técnicas de oxidación
avanzada, también efectivas en oxidar color, pueden ser bastante intensivas en cuanto al coste. La bio-decoloración
o biosorción, acoplada con degradación por catálisis enzimática, son otras opciones de tratamiento efectivas.
Sin embargo, dada la inflexibilidad de estas técnicas de tratamiento biológico, la destilación con membrana (DM)
de los concentrados de NF y OI, seguida por una incineración de los concentrados de DM es actualmente vista
como el escenario más prometedor, debido al ratio beneficio/coste de 3.58. El éxito de la aproximación ZLD en
estas configuraciones es gobernada por el proceso de destilación en membrana, que promueve el 70-90% del ratio
beneficio/coste. El destilado se utiliza en los procesos de acabado, mientras que el valor añadido de la recuperación
de energía del proceso de incineración subsiguiente da lugar a generación energética para otras etapas del
tratamiento de efluentes textiles (Dasgupta et al., 2015).
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ANEXO 1
INFORMACIÓN DE PRODUCTOS COMERCIALES DE
MEMBRANAS
Tabla A1a. Resumen de varios estudios llevados a cabo por diferentes investigadores en cuanto al uso de
tecnologías de nanofiltración en tratamiento de efluentes textiles (Dasgupta et al., 2015).
Membrane specification
Effluents present
Component(s) removed
Permeate flux
UF stage: spiral-wound
polyethersulfone (PES)
MWCO: 1 kDa
NF stage: commercial
spiral-wound (2), NF270
and
Duraslick NF
Three flat sheet NF
membranes: Desal-5,
70 and TS-40
Raw effluents (textile
finishing industry)
High color, COD and
turbidity removal (NF)
71% salts rejection
54% conductivity
(Duraslick NF)
Maximal permeate flux
(UF) at pH 11
No significant effect of
on NF permeate flux.
Flux (NF270) > (30%)
(Duraslick NF)
Textile effluent (dyeing
facility)
Flux (NE-70) twice flux
(Desal-5)
Membranes (NF): NF90,
NF200 and NF270
Set up: pilot plant
Flat- sheet module
Membrane: NF90-2540
Spiral-wound module
Secondary textile effluent
(cotton thread factory).
Effluent COD: 200 mg
TDS: 5000 mg/L
Ultrafiltration (UF)
nanofiltration (NF).
Transmembrane
pressure range
UF: 2e7 bar
NF: 4e15 bar.
Reactive dye printing
compounds
by nanofiltration
(NF).
Cross-flow velocities:
0.4, 0.6 and 0.8
Pressures (2e15 bar).
Dye wastewater
NF: commercial (NF200
NF270).
UF: polyethersulfone
(10 kDa and 1 kDa)
Reactive azo dyes:
Everzol Black, Everzol
and Everzol Blue.
Raw textile effluents
(rinsing baths)
>99% dye removal
Rejection (NE70) > rejection (Desal-5)
Turbidity, hardness, TOC
and color removal: <0.2
NTU, 60 mg/L as CaCO3,
10 mg/L and 5 HU,
respectively.
99 % COD reduction.
Maximum (95e97%) salt
rejection (NF90).
Permeate conductivity
(NF90) < 500 mS/cm.
UF pre-treatment: 40%
reduction
COD retentions:
80e100% (UF and NF).
Conductivity rates (80%)
and Decolorization rates
>90% (NF).
NFT-50 membrane.
Plate and frame module.
Reactive dyes : C.I.
Red 24, C.I. Reactive
12, C.I. Reactive Blue 19,
Reactive Black 5
Dye rejection:
99.4e99.9%.
Electrolyte retention: 63
e73%.
Organics retention:
50% Permeate flux
(adsorption and
concentration
Nanofiltration polyamide
(PA) composite
MWCO: 500 Da.
Almost 100% dyes
Retention efficiency
improvement after
coagulation (alum) pretreatment
20% flux improvement
coagulation (alum) pretreatment
1. Comparison
tertiary treatment
processes:
nanofiltration (NF)
and reverse
(RO)
2. UF/NF
and UF/RO
1. NF membrane: HL (flat
sheet).
2. NF membrane:
(spiral-wound)
MWCO: 150e300 Da.
3. RO membrane:
AG2514TF
Configurations: dead end
and cross-flow
UV-photografting
(p-styrene sulfonate
monomer on polysulfone
UF membrane.
MWCO: 1200e1300 Da
Separate aqueous
of 5 different dyes:
Red 75, 80 and 81.
Direct Yellow 8 and 27.
Model dyeing
Direct Red 75, PVA, NaCl
and Na2SO4
Raw effluents (denim
f b i factory)
dyeing
NF permeate quality
relatively superior.
COD < 90 mg/L.
60% TDS rejection above
9 bar.
Permeate hardness:
70 mg/L
11 bar pressure:
9% permeate yield (NF) <
permeate yield (RO)
97% dye retention
(0.4 MPa).
Fouling tendency
(photografted
membrane) < fouling
tendency (commercial
polyamide membrane
Desal SDK
0.23e0.28 m3/m2 day
(0.4 MPa)
Process description
Ultrafiltration (UF)
nanofiltration (NF)
Textile wastewater
reclamation
Direct NF and UF/NF
Fouling tendency
examination
Nanofiltration using
novelly fabricated
membranes.
Dyes: Acid red 4, Acid
orange 10, Direct red 80,
Disperse blue 56,
orange 16.
Salts: Na2SO4, NaCl
Flux trend:
J (NF270) > J (NF200) > J
(NF90).
UF pre-treatment: NF
permeate flux increase
(50%)
Affected by effluent
complexity
Tabla A1b. Resumen de varios estudios llevados a cabo por diferentes investigadores en cuanto al uso de
tecnologías de nanofiltración en tratamiento de efluentes textiles (Dasgupta et al., 2015) (continuación).
Process description
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
Membrane specification
Colour and COD
rejection
Spiral wound
MPS 31 (MWCO: not
available)
NF 45 (MWCO: 200 Da)
DK 1073 (MWCO: 300
Cross-flow configuration
Textile dye
(polyamide based
nanofiltration
membrane)
Membrane: Desal 5DK
MWCO: 150e300 Da
Effluents present
Waste waters: 1.
Yellow 3 RS, Remazol
Red 3 BS
2. Remazol BTE Blue, RN
Special Remazol, BTE
BS
3. Remazol Black,
BTE Red 3 BS
Salts: NaCl, CaCl2, Na2SO4
High molecular weight
Direct dyes: direct red
direct yellow 8. Anionic
dyes: acid orange 10,
red 4 Cationic dye: Basic
blue 3 Disperse dye:
Disperse blue 56
Reactive dye: Reactive
orange 16
Reactive black dye
(Cibacron Black B),
Reactive red dye
FT-TER-005 Component(s) removed
Permeate flux
99% color rejection
(DK 1073 and NF 45).
87% COD reduction
(DK 1073)
Fouling tendency (all the
test membranes)
30.5e70 L/h m2
~100% dye rejection
Rejection (pH 3)
(pH 6) (anionic dyes)
Rejection (pH 6) <
(pH 3) (cationic dyes)
Declining flux profile
(fouling)
Color removal and
reduction
Membrane: organic
membrane (unstirred
batch and rectangular
mode) MWCO: 400 Da
Cross flow
nanofiltration
Flat sheet polysulfone
based thin film
composite (TFC-SR2)
CI reactive black 5
Sydney), Salt: NaCl
Average dye rejection:
Average NaCl rejection:
<14%
Nanofiltration
UV-photografted
nanofiltration
MWCO increases with
increasing hydraulic
permeability
1. Negatively charged
polypiperazine
(phthalazinone ether
sulfone ketone)
(NF membrane
)
2. Positively charged
quaternized poly
(phthalazinone ether
sulfone ketone)
(
)
membrane
Direct red 80 (DR80),
disperse blue 56 (DB56),
acid red 4 (AR4), reactive
orange 16 (RO16) and
blue 3 (BB3)
Synthetic Sulfur Black B
wastewater
Dye retention: >96% at
0.4 MPa
Nanofiltration
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94 and 92% dye
(reactive black and
reactive red dye
COD reduction
QAPPESK NF membrane
better than PIP/PPESK NF
membrane
92.3% dye
Rejection
10% salts rejection at 60 o
Flux profile: (i) rise with
increase in transmembrane pressure (ii)
with time and increasing
feed concentration
Average flux at 500
59.58e78.4%
Mean waterflux
recovery:99%
Hydraulic permeability:
0.48e0.56 m3/m2 day
Flux:
14.5 L/m2 h (QAPPESK
at 60 o C
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
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ANEXO 2
DESCRIPCIÓN GRÁFICA DE UNIDADES DE PROCESO
Figura 1. Cámara de presión con módulo de membrana instalado (a). Módulo de membrana de fibra
hueca (b). XIGATM
Figura 1. Sistema PURON MP completo (microfiltración). KMS
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
FT-TER-005 Figura 1. Sistema KONSOLIDATOR (ultrafiltración). KMS
Figura 1. Módulo de microfiltración SUPER-COR®. KOCH membrane systems
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FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
Figura 1. Ejemplos de operación con flujo cruzado.
Figura 1. Módulo de membrana en espiral. KMS
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FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
FT-TER-005 Pág. 31 de 33
Figura 1. LIQTECH. Sistema de ultrafiltración para un caudal de 70 m3/h en una ETP textil (Egipto).
Figura
PANDA water tech. Sistema de nanofiltración aplicado a industria textil
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
FT-TER-005 Raw effluent
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Pre-treatment
RO Plant
Screening Unit
Evaporator
Filtrate
Storage & Homogenization Tank
Landfill
Biological oxidation
Clarifier
Sludge
Thickener
Collection Tank
Filter Press
Landfill/Auxiliary Fuel in
Cement Kiln
Quartz Filter
Solar Evaporation
Pan
Collection Tank
Regeneration
Resin Filter
Collection Tank
Softening
Auxiliary
Evaporator
Regeneration
Evaporator
Collection Tank
Crystallizer
Salt for
reuse in
dyeing
units
Sand Filter
Dechlorination
Micron Filtration
Rejection
Centrifuge
RO Stages I
& II
Condensate
Antiscalant dosing
Permeate
Reuse in Dyeing Process in Member Unit
Figura 4. Línea de flujo general de la CETP de Arulpuran (India)
Figura 2. Sistemas de tratamiento de Nanofiltración y ósmosis para el “vertido líquido cero” en la CETP de
Angeripalayam, con alta carga procedente de industrias textiles, en Tirupur (India)
.
Figura
FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA
United Envirotech. Módulos de ósmosis inversa
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