Reutilización de agua depurada mediante reactores biológicos de membrana (MBR).

 Reutilización de agua depurada

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Actualmente, el uso de agua tratada procedente de estaciones depuradoras supone una prometedora solución al problema de la falta de recursos hídricos que sufren muchos países (Lawrence et al., 2002). No obstante, es necesario contemplar los posibles riesgos que podría conllevar su uso (Salgot et al., 2006; Huertas et al., 2008) para regular su ámbito de utilización y la calidad necesaria. Por lo tanto, es preciso establecer unos límites estándares de los diferentes parámetros químicos y biológicos a controlar.

En 1991, La Comunidad Económica Europea desarrolló una directiva para la recogida, tratamiento y descarga de aguas residuales urbanas y de algunos sectores industriales. En ésta, ya se contemplaba la posibilidad de reutilización del agua tratada siempre que sea apropiado (Directiva 91/271/EEC, Artículo 12). En el año 2000, la Unión Europea reunió y adaptó diferentes directivas y estableció el marco legislativo en el campo de la política de aguas (Directiva 2000/60/EC). Se establecieron unas directrices en función de parámetros físico-químicos, biológicos e hidromorfológicos para asegurar la calidad del agua.  A partir de esta directiva, países como España o Italia han redactado su propia legislación (Real Decreto 1620/2007, 2007; Italian Decree nº85, 2003) en la que se recogen los criterios de calidad para la utilización de aguas regeneradas según los usos. En concreto, en España, el RD 1620/2007 (Real Decreto 1620/2007, 2007) contempla para las aguas depuradas cinco tipos de usos diferentes: urbano, agrícola, industrial, recreativo y ambiental. En él se determinan los valores límite de los parámetros de calidad y los criterios que marca la legislación española en función del uso del agua.

Igualmente, En Estados Unidos, la Agencia de Protección Medioambiental (EPA) redactó en 2004 la Guidelines for Water Reuse (EPA/625/R-04/108, 2004) en la que se exponen los diferentes riesgos existentes, los posibles usos del agua procedente de estaciones depuradoras y los criterios de calidad en cada estado.

En este sentido la Organización Mundial de la Salud (OMS) presentó hace 4 años una guía en la que se recomienda unos valores límite para una serie de parámetros biológicos (bacterias, virus, nemátodos, etc) que garanticen que no existe un riesgo para la salud al reutilizar agua depurada (WHO, 2006)

Reutilización de agua depurada

Debido a los límites establecidos por la legislación y teniendo en cuenta la calidad del agua depurada que sale de los tratamientos secundarios convencionales, es necesaria la inclusión de mejoras en los tratamientos secundarios y/o la inclusión de tratamientos terciarios para la obtención de un agua que pueda ser reutilizada (de Koning, et al., 2008)

2.- Tecnología MBR

Entre los diferentes procesos que se han desarrollado en los últimos años para alcanzar la calidad requerida para la reutilización de agua, los reactores biológicos de membrana (MBR) tienen especial interés debido a la acción combinada del tratamiento biológico del reactor y la filtración mediante membranas (separación física). Dependiendo del tamaño del poro, el proceso de separación en la membrana se lleva a cabo mediante  microfiltración (MF) o ultrafiltración (UF) (Judd et al., 2003). En la Figura 1 se muestra  los diferentes grados de separación de los compuestos presentes en el agua en función del tamaño del poro de la membrana.

Esta tecnología es similar al sistema de lodos activados convencional con la diferencia de que la separación sólido/líquido se realiza mediante filtración de membranas y no mediante sedimentación en un decantador secundario.

Existen dos sistemas diferentes en función de la configuración de los mismos: reactores biológicos de membrana externos, en los que el módulo de membranas se encuentra fuera del reactor y reactores biológicos de membrana sumergidos, en las que el módulo se encuentra sumergido en un reactor biológico o en un tanque anexo (Melin et al., 2006; Wisniewski, 2007).

Las principales ventajas de un sistema MBR en comparación con los sistemas convencionales de lodos activados son:

–          Necesidad de menor volumen de reactor debido a la mayor concentración de sólidos suspendidos en el licor mezcla.

–          Desarrollo de biomasa especializada. Debido a las elevadas edades de fango a las que trabajan estos sistemas es posible el desarrollo de biomasa especializada en degradar compuestos específicos con los que están en contacto. Esta capacidad es muy interesante para el tratamiento de efluentes que presentan sustancias difíciles de degradar, como ocurre en determinados sectores industriales.

–          Mayor estabilidad ante sobrecargas. Debido a la elevada concentración de sólidos con la trabajan estos sistemas y a la elevada edad del fango que se establece, los sistemas MBR presentan mayor estabilidad que los sistemas convencionales en episodios de picos de caudal, carga o ante cambios bruscos en el efluente a la planta. Esta cualidad convierte a estos sistemas en tecnología especialmente adecuada para los vertidos industriales que presentan un comportamiento estacional, como son la el sector conservero, bodeguero, etc.

–          Aumento de la calidad del efluente. Se consiguen rendimientos muy superiores en eliminación de compuestos orgánicos, nutrientes y microorganismos. En función de la calidad conseguida y del uso posterior, el efluente puede ser reutilizado directamente (Brepols et al., 2008) o puede servir como alimentación de tratamientos posteriores (ej. ósmosis inversa, Lawrence et al., 2002).

–          Posibilidad de adaptarse fácilmente a las plantas de fangos activos ya existentes (Coté et al., 2004), muy indicado en aquellos casos de plantas sobrecargas que necesitan una ampliación.

Los principales inconvenientes están asociados a los costes de instalación y de mantenimiento. En este sentido se están reduciendo considerablemente los costes asociados a medida que la tecnología va siendo aplicada, ya que por un lado, el precio de la membrana es más asequible y, por otro, se ha mejorado tanto en los materiales de ésta como en la implantación del sistema, reduciéndose así los costes de explotación y mantenimiento. Operacionalmente, uno de los problemas más importantes que sufren este tipo de sistemas se debe al ensuciamiento debido a la formación de una capa de lodo, coloides y soluto que se acumulan sobre la superficie de la membrana impidiendo el comportamiento adecuando de ésta (Meng et al., 2009).

A pesar de ser una tecnología relativamente nueva, la instalación a escala industrial ha ido aumentando considerablemente en los últimos años. En el año 2007, más de 2200 instalaciones de MBR estaban operando o en construcción en el mundo (Poyatos, 2007). Este crecimiento se debe a que este sistema funciona tanto para aguas residuales procedentes de estaciones depuradoras urbanas como industriales (Yang et al., 2006)

2.1. Capacidad de desinfección de la tecnología MBR

Como ya se ha comentado, una de las principales ventajas de la tecnología MBR es la capacidad de desinfección y la calidad del efluente obtenido en comparación con otros tratamientos convencionales. En un sistema MBR el proceso de desinfección se lleva a cabo mediante tres mecanismos (Shang et al., 2004)

–          Filtración física a través de la membrana. Se basa en las diferencias de tamaño, ya que el poro impide el paso a las partículas con mayor diámetro que él.

–          Actividad física y biológica de los fangos activos. La retención física se produce mediante mecanismos de adsorción de las sustancias en los fangos.

–          Actividad física (adsorción) y biológica de la capa o film que se forma en la superficie de la membrana debido a la deposición de sólidos. La actividad biológica del film se produce por predación de los microorganismos. Si el espesor del film aumenta demasiado se produce el ensuciamiento de la membrana impidiendo que ésta trabaje adecuadamente.

La calidad del efluente obtenido y la eficacia del proceso se controla mediante parámetros físico-químicos (sólidos suspendidos, demanda química de oxígeno, demanda biológica de oxígeno, turbidez y nutrientes) y biológicos (concentraciones de microorganismos patógenos).

2.1.1. Parámetros físico-químicos

Todos los trabajos revisados coinciden en los elevados rendimientos, por encima de los sistemas convencionales, que ofrece la tecnología MBR para eliminar sólidos, materia orgánica y nutrientes. Melín et al. (2006), a través de una revisión bibliográfica, presentan un resumen de los valores obtenidos en trabajos experimentales desde 2001 (tabla 1) en el que se pueden ver los altos rendimientos de eliminación de los parámetros físico-químicos que tienen los MBR.

Parámetro Eficiencia de eliminación (%) Calidad del efluente
SS (mg/l)

> 99

< 2

Turbidez (UNT)

98,8 -100

< 1

DQO (mg/l)

89 – 98

10 – 30

DBO (mg/l)

> 97

< 5

COD (mg/l)

5 – 10

NH3-N (mg/l)

80 – 90

< 5,6

NT (mg/l)

36 – 80

< 27

PT (mg/l)

62 –97

0,3 – 2,8

Tabla 1.- Eficiencia de eliminación y calidad del efluente en MBR (Melin et al., 2006)

Diversos trabajos han cotejado este sistema con otros convencionales. En este sentido, Wisniewski (2007) compara el comportamiento de distintos sistemas de tratamiento convencional de agua como son filtro percolador, fangos activados y tratamiento físico/químico  con el sistema MBR (tabla 2). En los resultados que presenta, el reactor biológico de membrana ofrece un rendimiento muy superior al resto en cuanto a la depuración y desinfección de un agua residual.

Ottoson et al. (2006) comparan la eficacia de un MBR sumergido con otros dos procesos: tratamiento convencional de lodos activados (TCLA) más un tratamiento terciario (TT) y un digestor anaerobio (DA). Los porcentajes de reducción mostrados en la tabla 3 manifiestan una gran capacidad de eliminación de los dos primeros sistemas con valores parecidos de reducción de materia orgánica, siendo un poco mejor los valores obtenidos con el sistema MBR. Estos resultados coinciden con los obtenidos por Arévalo et al. (2009) al comparar un sistema MBR de ultrafiltración con un tratamiento convencional de lodos activos suplementado con un tratamiento terciario mediante ultrafiltración. La mayor diferencia entre los sistemas analizados se encuentra en la eliminación de nutrientes. Mientras que la reducción de nitrógeno es mayor en el sistema MBR, debido probablemente a que se trabaja con concentraciones altas de fangos mejorando el proceso de nitrificación y desnitrificación (Mahne est al., 1996,  Muller et al., 1995), la eliminación de fósforo es muy pobre. Debido a esto, en función del uso del agua,  sería necesario un tratamiento posterior al MBR para reducir  este parámetro. En cuanto al digestor anaeróbio, los valores obtenidos sugieren la inclusión de posteriores tratamientos para aumentar la calidad del agua tratada.

Agua de entrada

Agua depurada

SST

(kg/m3)

DQO (kg/m3)

Turbidez (UNT)

Gérmenes

(/100ml)

SST (kg/m3)

DQO (kg/m3)

Turbidez (UNT)

Gérmenes (/100ml)

Filtro percolador

0.2

0.7

120

108

0.035

0.125

10

106

Fangos activados

0.2

0.7

120

108

0.030

0.08

5

106

Procesos F-Q

0.2

0.7

120

108

0.060

0.130

20

107

MBR

0.2

0.2

120

108

0

0.020

< 2

<102

Tabla 2.- Comparación del comportamiento del sistema MBR con otros procesos convencionales (Wisniewski, 2007)

Parámetro

MBR sumergida

TCLA +  TT

DA

SS

99,6

98,9

63,3

DQO

95,5

94,0

66,9

DBO7

99,6

99,3

77,6

COT

94,8

93,9

68,7

NKT

97,7

91,7

6,7

NH4-N

98,6

91,6

– 10,0

PT

41,5

95,7

27,2

Tabla 3.- Porcentage de reducción de los parámetros físico-químicos en diferentes sistemas de tratamiento de aguas (Ottoson et al., 2006).

2.1.2. Parámetros biológicos

La instalación de la tecnología MBR para la reutilización de agua tratada se presenta como uno de los sistemas más convenientes debido a su excelente capacidad para eliminar patógenos (Brepols et al., 2008). A pesar de que los tratamientos convencionales consiguen eliminar gran parte de los sólidos suspendidos y de la carga orgánica, el efluente procedente de los tratamientos secundarios todavía contiene un gran número de patógenos, haciendo necesario la instalación de tratamientos terciarios para obtener una adecuada desinfección del agua (Koivunen et al., 2003; Bixio et al., 2006). Además, el sistema MBR, al combinar la separación física de la membrana con la conversión biológica para la eliminación de microorganismos, no presenta los problemas de aparición de productos tóxicos generados en otros tratamientos de desinfección como la cloración (Hui, 2004)

Los principales patógenos que determinan la calidad del agua son las bacterias, virus, nemátodos y protozoos. Teniendo en cuenta que el tamaño de las baterias (coliformes) oscila entre 0.6-1.3 µm de diámetro y 2-3 µm de altura (Zhang et al., 2007) se espera que la retención de éstas por los sistemas MBR sea muy alta, llegando a su totalidad para membranas que utilizan ultrafiltración. Debido a esto, para asegurar la calidad del efluente en los procesos que disponen del sistema MBR,  sería conveniente un indicador que fuera más pequeño que el tamaño del poro de la membrana. En este sentido, Hui (2004) propone los bacteriofagos como el indicador más adecuado, ya que se parecen a los virus en su morfología, estructura, tamaño y comportamiento.

Como ya se ha comentado, la eliminación de patógenos o desinfección en el sistema MBR se lleva a cabo mediante los mecanismos de filtración física a través de los poros, la actividad biológica de la materia en el tanque y la actividad física y biológica de la capa que se forma en la superficie de la membrana.

La capacidad de eliminación de microorganismos patógenos por parte de la tecnología MBR ha sido estudiada por diferentes autores.  Zannetti et al. (2010) han presentado rangos de reducción de bacterias entre 6 y 7 log10 ucf/ 100 ml y de virus entre 4 y 6 log10 ufp/ 100 ml. Las concentraciones de microorganismos presentes en el permeado (tabla 4) se encuentran por debajo de los valores límites necesarios para reultilizar el agua depurada, tanto para usos industriales como urbanos. Resultados muy similares obtienen Zhang et al. (2007) cuando comparan este sistema con una planta convencional de lodos activados más un tratamiento terciario con cloro. No obstante, los autores (Zannetti et al. 2010) consideran necesario la inclusión de un tratamiento de desinfección química posterior al sistema MBR en los meses de verano.

En los mismos términos se expresa Ottoson et al., (2006), aunque los resultados que se obtienen, tanto del sistema MBR como de los tratamientos convencionales, son peores que los que presentan Zanetti y Zhang. En este caso, la reducción de bacterias (E.Coli y Enterococci) y virus (Colifagos somáticos y Fagos F-específicos) no alcanza los 5 log10 ufc/ 100 ml  y 4 log10 ufp/ 100 ml respectivamente.

La alta capacidad de eliminación de virus en el sistema MBR no se debe a la filtración física sino que se produce mediante la adsorción de los microorganismos en la materia suspendida y mediante la retención en la capa de sólidos o “biofilm” que se forma en las superficies de las membranas, aumentando la retención a medida que aumenta el tamaño de ésta (Ueda et al., 2000). Si esta capa crece demasiado se produce el fenómeno de ensuciamiento de la membrana.

Con respecto a los nemátodos, normalmente el uso de tratamientos secundarios (convencionales o no) aseguran la completa eliminación de este tipo de patógenos en el efluente (Gómez et al., 2006).

Microorganismos patógenos

Agua entrada al reactor biológico

Permeado

Permeado con desinfección (1)

Coliformes totales (ufc/100 ml)

6,9 – 8,30

1,43 – 3,49

0 – 2,30

coliformes fecales (ufc/100 ml)

6,32 – 8,23

0 – 1,11

0 – 0

E. Coli (ufc/100 ml)

6,15 – 7,90

0 – 0,60

0 – 0

Enterococci (ufc/100 ml)

5,56 -6,23

0 – 0,70

0 – 0

colifagos somáticos (ufp/100 ml)

5,78 – 6,84

1,11 – 2,18

0 – 1,71

Bacteriofagos F-especificos (ufp/100 ml)

5,24 – 6,66

0 – 1,26

0 – 0

Bacteriofagos (bacteroides fragiles) (ufp/100 ml)

0 – 5,45

0 – 0

0 – 0

Tabla 4.- Concentración (log10) de bacterias y virus en el agua tratar y en el permeado de un sistema MBR (Zanetti et al., 2010).  ufc: unidad de formación de colonias, ufp: unidad de formación de placas.

(1) Únicamente en los meses de verano

2.2  Ensuciamiento

Como ya se ha comentado, la continua acumulación de materia, tanto orgánica como inorgánica, sobre la superficie de la membrana forma una capa de sólidos, que si bien es beneficiosa para la eliminación de patógenos, se convierte en un gran inconveniente cuando crece demasiado. Todos los trabajos revisados consideran el ensuciamiento como uno de los mayores problemas que impiden el correcto funcionamiento de la membrana. En este sentido, en el año 2006, más de una cuarta parte de las publicaciones sobre biorreactores de membrana se centraban en el análisis de este problema (Yang et al., 2006).

Entre los factores que influyen en el ensuciamiento destacan el material de la membrana,  las características del lodo, las características del agua alimentada y condiciones de operación (Le-Clech et al., 2006).

Los principales efectos del ensuciamiento son el taponamiento de los poros, la reducción del flujo de agua a través de la membrana y el aumento de la diferencia de presión entre ambos lados de la superficie de la membrana (Hiu, 2004)

La limpieza se realiza inicialmente mediante tratamientos físicos, pasando agua del permeado a contracorriente o parando el proceso de filtración consiguiendo que la capa se caiga por gravedad (Le-Clech et al., 2006).  Pulefou (2007) considera necesaria esta limpieza cuando la acumulación de sólidos, en membranas que trabajan con microfiltración,  se encuentra por encima de 3 gramos por metro cuadrado de superficie. En caso de que este tratamiento sea insuficiente, la limpieza se realiza con productos químicos (Meng et al., 2009)

Actualmente, las investigaciones se centran en el desarrollo de nuevos materiales, ya sea mediante la modificación física de membranas (Yu et al., 2008) o la incorporación de nuevos materiales a las membranas comerciales (Asatekin et al., 2009) y en el uso de membranas dinámicas, mediante la formación de capas protectoras (Ye et al., 2006)  con el objetivo de reducir el problema del ensuciamiento.

3.- Conclusiones 

Los resultados de los trabajos revisados muestran una calidad del agua tratada mediante reactores biológicos de membrana (MBR) igual o superior a la obtenida con los tratamientos terciarios de desinfección acoplados a tratamientos secundarios convencionales (fangos activos). Además, en todos los casos analizados, los valores de los parámetros físico-químicos y biológicos no superan los límites establecidos por la legislación española para la reutilización del agua, tanto para usos urbanos como agrícolas o industriales.

El proceso de desinfección en sistemas MBR se lleva a cabo por mecanismos físicos y biológicos. Teniendo en cuenta la documentación revisada, el mayor porcentaje de eliminación de virus se debe al fenómeno de adsorción en la biopelícula formada en la superficie de la membrana.

No obstante, esta tecnología aún presenta ciertos inconvenientes, sobre todo operacionales, que obligan a seguir investigando para mejorar el sistema.

En conclusión, el uso de reactores biológicos de membranas (MBR) para producir un agua que pueda ser reutilizada se considera una opción adecuada y factible, tanto para estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas como industriales. En esta sentido, numerosos  investigadores resuelven que este sistema es una tecnología eficiente para la reutilización de agua depurada. 

Por: Gorka García1; Estíbaliz Huete1; Alicia Torres2; Luis Carlos Martínez1

1 AEMA (Agua, Energía y Medio Ambiente Servicios Integrales S.L.)

Polígono Industrial El Pilar, C/ Fitero, 9, 26.540 Alfaro, La Rioja

Tel.: 941 18 18 18

aema@aemaservicios.com. www.aemaservicios.com

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2 Laboratorios Alfaro

Polígono Industrial El Pilar, C/ Fitero, 7, 26.540 Alfaro, La Rioja

Tel.: 941 18 44 44

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