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 (ETP-TER-005)

Fecha de elaboración Revisión vigente

Mayo de 2015

FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA

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FILTRACIÓN EN MEMBRANA Y ÓSMOSIS INVERSA Fecha

Mayo de 2015

Autores

Pablo Ures Rodríguez Alfredo Jácome Burgos Joaquín Suárez López

 

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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: 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.

 

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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 (Fariñas I., 1999)

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:

 

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- 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. 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

 

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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 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.

 

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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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BIBLIOGRAFÍA AWWA, LdE, & WRC. (1996). Water Treatment Membrane Processes. (American Water Works Association, Lyonnaise des Eaux, & Water Research Commision of South Africa, Eds.) (Vol. 8). McGraw-Hill. Barredo-Damas, S., Alcaina-Miranda, M. I., Iborra-Clar, M. I., & Mendoza-Roca, J. A. (2012). Application of tubular ceramic ultrafiltration membranes for the treatment of integrated textile wastewaters. Chemical Engineering Journal, 192, 211–218. http://doi.org/10.1016/j.cej.2012.03.079 Bergman, R. A. (2005). Chapter 13: Membrane Processes. In AWWA & ASCE (Eds.), Water Treatment Plant Design. 4th ed. Ed., McGraw-Hill. Bes-Piá, A., Cuartas-Uribe, B., Mendoza-Roca, J.-A., & Alcaina-Miranda, M. I. (2010). Study of the behaviour of different NF membranes for the reclamation of a secondary textile effluent in rinsing processes. Journal of Hazardous Materials, 178(1-3), 341–8. http://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2010.01.085 Bhattacharya, P., Dutta, S., Ghosh, S., Vedajnananda, S., & Bandyopadhyay, S. (2010). Crossflow microfiltration using ceramic membrane for treatment of sulphur black effluent from garment processing industry. Desalination, 261(12), 67–72. http://doi.org/10.1016/j.desal.2010.05.029 Cheng, S., Oatley, D. L., Williams, P. M., & Wright, C. J. (2012). Characterisation and application of a novel positively charged nanofiltration membrane for the treatment of textile industry wastewaters. Water Research, 46(1), 33–42. http://doi.org/10.1016/j.watres.2011.10.011 CITME. (2006). Informe de vigilancia tecnológica: Tratamientos avanzados de aguas residuales industriales. Madrid. España. Dar Lin, S. (2007). Water and Wastewater Calculations Manual, 2nd Ed.: Default Book Series. (C. Lee, Ed.). McGrawHill. Dasgupta, J., Sikder, J., Chakraborty, S., Curcio, S., & Drioli, E. (2015). Remediation of textile effluents by membrane based treatment techniques: a state of the art review. Journal of Environmental Management, 147, 55–72. http://doi.org/10.1016/j.jenvman.2014.08.008 Ellouze, E., Tahri, N., & Amar, R. Ben. (2012). Enhancement of textile wastewater treatment process using Nanofiltration. Desalination, 286, 16–23. http://doi.org/10.1016/j.desal.2011.09.025 Fariñas I., M. (1999). Ósmosis inversa. Fundamentos, tecnología y aplicaciones. McGraw-Hill. Futselaar, H., Schonewille, H., & Dalfsen, H. van. (2003). Ultrafiltration technology for potable, process and waste water treatment. In PERMEA Conference, Tatranské Matliare, Slovakia. Johnson, J., & Busch, M. (2009). Engineering Aspects of reverse osmosis Module Design. Retrieved May 29, 2015, from http://www.lenntech.com/Data-sheets/Engineering-Aspects-of-Reverse-Osmosis-Module-Design-L.pdf Judd, S. (2003a). Chapter 2: Membrane Technology. In Membranes for Industrial Wastewater Recovery and Re-use (pp. 13–74). Elsevier. http://doi.org/10.1016/B978-185617389-6/50003-5 Judd, S. (2003b). Chapter 3.3: The textile industry. Membranes for Industrial Wastewater Recovery and Re-use. Elsevier. http://doi.org/10.1016/B978-185617389-6/50006-0 Liu, M., Lü, Z., Chen, Z., Yu, S., & Gao, C. (2011). Comparison of reverse osmosis and nanofiltration membranes in the treatment of biologically treated textile effluent for water reuse. Desalination, 281, 372–378. http://doi.org/10.1016/j.desal.2011.08.023

 

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Marcucci, M., Nosenzo, G., Capannelli, G., Ciabatti, I., Corrieri, D., & Ciardelli, G. (2001). Treatment and reuse of textile effluents based on new ultrafiltration and other membrane technologies. Desalination, 138(1-3), 75–82. http://doi.org/10.1016/S0011-9164(01)00247-8 Praneeth, K., Manjunath, D., Suresh K., B., James, T., & Sridhar, S. (2014). Economical treatment of reverse osmosis reject of textile industry effluent by electrodialysis–evaporation integrated process. Desalination, 333(1), 82–91. http://doi.org/10.1016/j.desal.2013.11.020 Simpson Env. Corp. (n.d.). APC Ultrafiltration membranes. http://www.senvc.com/download/applications/ad_32.pdf

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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). Process description

Membrane specification

Effluents present

Component(s) removed

Permeate flux

Ultrafiltration (UF) nanofiltration (NF)

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: 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)

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

 

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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

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

Component(s) removed

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: 96% at 0.4 MPa

Nanofiltration

2. Positively charged quaternized poly (phthalazinone ether sulfone ketone) (membrane )

Permeate flux

99% color rejection (DK 1073 and NF 45). 87% COD reduction (DK 1073) Fouling tendency (all the test membranes)

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

 

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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 2 Sistema PURON MP completo (microfiltración). KMS

 

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Figura 3. Sistema KONSOLIDATOR (ultrafiltración). KMS

Figura 4 Módulo de microfiltración SUPER-COR®. KOCH membrane systems

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Figura 5 Ejemplos de operación con flujo cruzado.

Figura 6 Módulo de membrana en espiral. KMS

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Figura 7 LIQTECH. Sistema de ultrafiltración para un caudal de 70 m3/h en una ETP textil (Egipto).

Figura 8. PANDA water tech. Sistema de nanofiltración aplicado a industria textil

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Raw effluent

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Pre-treatment RO Plant

Screening Unit

Evaporator

Filtrate

Storage & Homogenization Tank

Landfill

Biological oxidation Clarifier

Sludge Thickener

Filter Press

Collection Tank

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 9 Línea de flujo general de la CETP de Arulpuran (India)

Figura 10 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) .

 

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Figura 11.United Envirotech. Módulos de ósmosis inversa

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