Un piloto

Scientific Reports volumen 6, Número de artículo: 21653 (2016) Citar este artículo

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La recuperación de nutrientes y energía de las aguas residuales municipales ha atraído mucha atención en los últimos años; sin embargo, su eficiencia está significativamente limitada por las propiedades de baja resistencia de las aguas residuales municipales. En este documento, informamos sobre un sistema de ósmosis directa (FO) a escala piloto que utiliza un módulo de membrana enrollada en espiral para concentrar aguas residuales municipales reales. En el modo de solución de alimentación orientada a la capa activa, se determinó que el factor de concentración crítica (CCF) de este sistema de FO era 8 con NaCl 0,5 M como solución de extracción. Durante la operación a largo plazo con un factor de concentración de 5, el (99,8 ± 0,6) % de la demanda química de oxígeno y el (99,7 ± 0,5) % de las tasas de rechazo de fósforo total podrían lograrse con un flujo de 6 L/(m2·h) en promedio . En comparación, solo se observaron (48,1 ± 10,5) % y (67,8 ± 7,3) % de rechazo de amonio y nitrógeno total. La polarización de concentración mejorada de la torta es un importante contribuyente a la disminución de los flujos de agua. El ensuciamiento también condujo a la aparición de un efecto de polarización de concentración reducida de torta, mejorando la tasa de rechazo de amonio con el aumento del tiempo de operación en cada ciclo. Este trabajo demuestra la aplicabilidad del uso del proceso FO para la concentración de aguas residuales y también las limitaciones en la recuperación de amonio que necesitan mejoras adicionales en el futuro.

Actualmente, las aguas residuales se consideran cada vez más como una fuente de agua, nutrientes y energía en lugar de un desecho1,2. Para la recuperación de nutrientes y energía de las aguas residuales domésticas/municipales, una barrera importante es la naturaleza de baja concentración de las aguas residuales que afecta significativamente su eficiencia de recuperación y rentabilidad. Proporcionar un concentrado con altas concentraciones de demanda química de oxígeno (DQO) y nutrientes (nitrógeno y fósforo) que cumplan con los beneficios económicos es la clave para la captura de energía aguas abajo (por ejemplo, tratamiento anaeróbico y celdas de combustible microbianas) y unidades de recuperación de nutrientes3 .

La separación por membrana es una tecnología prometedora para el propósito de concentración. Se han utilizado biorreactores de membrana aeróbica (MBR) con tiempo de retención hidráulica (HRT) corto y tiempo de retención de lodo (SRT) corto para concentrar aguas residuales y aguas grises a través de mecanismos de biofloculación4,5. El principal inconveniente de este escenario es el grave ensuciamiento de la membrana y la biodegradación in situ de la DQO durante el proceso de concentración (lo que da como resultado que se recupere solo alrededor del 35 % de la DQO)4. La separación dinámica por membrana desarrollada por Ma et al.6 demostró una tasa de recuperación de DQO del 81,6 % con un alto flujo de membrana de 60 l/(m2·h). También se informó sobre la concentración directa de aguas residuales mediante membranas de microfiltración (MF)3, y se logró una concentración eficiente para la DQO, pero no para el nitrógeno y el fósforo. La nanofiltración (NF) y la ósmosis inversa (RO) también se pueden utilizar para concentrar aguas residuales municipales7,8; sin embargo, las membranas NF y RO son sensibles al ensuciamiento por moléculas disueltas y no disueltas, material particulado, precipitados de sal y microorganismos9,10,11. Por esta razón, los sistemas de NF y RO para el tratamiento de aguas residuales requieren un pretratamiento para reducir el ensuciamiento de la membrana, por ejemplo, MF y ultrafiltración (UF) como pasos de pretratamiento12.

La ósmosis directa (FO) es un proceso de separación por membrana con una membrana semipermeable colocada entre una solución de alimentación (FS) de presión osmótica baja y una solución de extracción (DS) de presión osmótica alta, y es impulsada por la diferencia de presión osmótica a través de la membrana13. El proceso de FO presenta una menor propensión al ensuciamiento en comparación con los procesos tradicionales de membrana impulsados ​​por presión, como NF y RO, y por lo tanto ha llamado mucho la atención en los últimos años14,15,16,17. El uso de procesos de FO para el tratamiento de aguas residuales domésticas/municipales de baja potencia está aumentando constantemente, por ejemplo, aguas residuales domésticas sintéticas16 y efluentes de aguas residuales de fuentes municipales18,19 y aguas residuales municipales20,21. Los estudios antes mencionados sientan las bases para comprender el comportamiento de los sistemas de FO para la concentración de aguas residuales; sin embargo, aún es insuficiente para establecer una regla general para estos sistemas ya que la mayoría de los estudios utilizan sistemas de FO a escala de laboratorio en modo de filtración por lotes y la duración experimental es de varias horas a varios días18,19,20,21. Es muy necesaria una investigación a largo plazo de los sistemas de FO en operación de flujo continuo para concentrar aguas residuales domésticas/municipales de baja concentración a fin de impulsar las aplicaciones de esta tecnología para el tratamiento real de aguas residuales.

En el presente trabajo, establecimos un sistema de membrana de FO a escala piloto utilizando un módulo de membrana de FO enrollado en espiral con un área efectiva de 0,3 m2 para concentrar aguas residuales municipales reales. Primero se determinó el factor de concentración crítico (CCF) y luego se investigó el rendimiento a largo plazo de este sistema de FO a escala piloto con un factor de concentración (CF) de 5. Se analizó la contribución de la polarización de concentración externa (ECP), la polarización de concentración mejorada de torta (CECP) y la retrodifusión de soluto a la disminución en el rendimiento del flujo, y también se discutió el papel de la polarización de concentración reducida de torta (CRCP) en el rechazo de amonio. Se espera que los resultados obtenidos proporcionen una sólida comprensión de los sistemas de FO para concentrar aguas residuales de baja concentración.

Los parámetros A y B intrínsecos de esta membrana de ATC utilizada en este estudio se determinaron en 0,70 ± 0,07 L/(m2 h bar) y 0,53 ± 0,03 L/(m2 h), respectivamente, que son similares a publicaciones anteriores22,23. Los flujos de agua y soluto (utilizando agua DI como solución de alimentación) en función de las presiones osmóticas se muestran en la Fig. 1. Los flujos de agua y soluto medidos aumentan con el aumento de la presión osmótica; sin embargo, los flujos de agua de las membranas CTA se desvían del flujo teórico usando la curva lineal (Jv = A(πdraw − πfeed)) basada en la teoría clásica de difusión de solución13 pero puede modelarse bien mediante la ecuación. (1), lo que indica que ICP24 puede afectar significativamente los flujos de agua. El coeficiente de transferencia de masa de esta membrana CTA, Km, que está relacionado con el fenómeno ICP dentro de la capa de soporte poroso, se modeló en (4,07 ± 0,26) × 10−6 m/s. El valor de Km obtenido en este estudio está en buena concordancia con el valor reportado por Tang et al.25 para el mismo tipo de membrana (4,2 × 10−6 m/s para la configuración AL-FS) con un CFV de 23,2 cm/ s. El parámetro de estructura, Sme, se calculó en (2,96 ± 0,26) × 10−4 m utilizando un valor Ddraw de 1,2 × 10−9 m2/s para 0,5 M NaCl a 20 °C23. El valor de Sme (296 μm) fue mucho mayor que el espesor de la capa de soporte (39 ~ 51 μm)26,27,28, lo que se atribuye a la tortuosidad y porosidad de la capa de soporte. El valor de Km se puede utilizar en el modelo de flujo de agua con incrustaciones incorporadas (ecuación (3)) para evaluar el rendimiento de este sistema de membrana de FO a escala piloto para concentrar aguas residuales reales.

La línea continua roja es el flujo modelado usando Jv = A(πdraw − πfeed), y la línea discontinua negra indica el flujo modelado usando la ecuación. (1). Los símbolos cuadrados representan los datos medidos. Las barras de error representan desviaciones estándar; donde están ausentes, las barras caen dentro de los símbolos.

Las variaciones de los flujos de agua durante la determinación de CCF se muestran en la Fig. 2, y los flujos de soluto correspondientes se ilustran en la Fig. S1 en la Información complementaria (SI). Los flujos de agua disminuyen gradualmente debido al ensuciamiento de la membrana y la retrodifusión de solutos25, y los flujos de solutos muestran un patrón de cambio similar (consulte la Fig. S1 complementaria). El CCF de este sistema de FO a escala piloto para concentrar aguas residuales municipales se determinó en 8, lo que indica que este sistema de FO debe operarse con un CF inferior a 8, es decir, un CF subcrítico, para lograr un rendimiento rentable. La dilución paso a paso del agua residual concentrada no restableció los flujos de agua a los del proceso de concentración, lo que indica que el ensuciamiento de la membrana junto con la retrodifusión de soluto hizo que los comportamientos del flujo fueran irreversibles. Sin embargo, los flujos de soluto durante la dilución por etapas fueron muy similares a los del proceso de concentración (ver Fig. S1). Con el fin de examinar más a fondo los impactos del ensuciamiento de la membrana en la permeabilidad del agua y explicar las diferencias entre los comportamientos cambiantes del flujo de agua y soluto, se utilizó el modelo de flujo de agua incorporado al ensuciamiento (ecuación (3)) para evaluar los datos obtenidos. Se midieron las presiones osmóticas de las soluciones de alimentación a diferentes CF durante el proceso de dilución por etapas, que se resumen en la Tabla complementaria S1. Utilizando este modelo y los datos medidos, se pudieron calcular los parámetros relacionados con los flujos de agua y soluto en el CCF, y los resultados se enumeran en la Tabla 1.

(a) Cambios en los flujos de agua durante la concentración de aguas residuales para determinar el CCF. La línea azul sólida representa las variaciones de los flujos de agua para la concentración continua de aguas residuales municipales, mientras que los círculos amarillos indican los flujos de agua en los respectivos factores de concentración mediante la dilución paso a paso de las aguas residuales concentradas con agua DI. (b) La contribución de CECP, polarización de concentración externa (ECP) y soluto inverso a la disminución del flujo de agua en CCF. X1, X3, X5 y X8 indican que los factores de concentración (FC) son 1 vez, 3 veces, 5 veces y 8 veces los de las aguas residuales afluentes.

En la Tabla 1, se puede observar que A se reduce a 0,582 L/(m2 h bar) desde su valor original de 0,70 L/(m2 h bar), lo que indica que el ensuciamiento de la membrana resultó en un aumento de la resistencia hidráulica de la membrana ensuciada y, por lo tanto, una disminución de la permeabilidad al agua25. Sin embargo, es muy interesante observar que el valor B no presenta cambios evidentes en comparación con la membrana virgen. Esto conduce al aumento de la relación B/A general, lo que indica que se produce un ensuciamiento grave, como informaron Lay et al.29. El valor de Ala es mucho menor que el valor de Bla (Tabla 1), lo que sugiere que la capa de ensuciamiento formada en AL de las membranas de FO tiene poca selectividad y, por lo tanto, impactos insignificantes en el rechazo inverso de la sal en comparación con su influencia en la permeabilidad al agua durante la prueba CCF. Bien puede explicar que muchos autores observaron una disminución menos significativa en los flujos de solutos en comparación con una disminución dramática de los flujos de agua cuando ocurría el ensuciamiento en los sistemas de FO26,30.

La Figura 2 (b) muestra la contribución de varios factores a la disminución de la permeabilidad de la membrana en CCF (cálculo detallado que se muestra en el material complementario). Dado que la concentración de la solución de extracción se mantuvo constante, se pensó que la ICP permanecía aproximadamente sin cambios. Por lo tanto, solo se tuvo en cuenta el fenómeno que ocurre en el lado de la solución de alimentación, a saber, CECP, polarización de concentración externa (ECP) y retrodifusión de soluto. Está claro que la retrodifusión de soluto dominó la disminución del flujo de agua durante el proceso de concentración, mientras que las contribuciones de CECP y ECP fueron similares. La salinidad acumulada puede reducir la diferencia de presión osmótica efectiva disponible para impulsar el flujo de agua a través de la membrana de FO en todo el proceso de concentración, lo que también se considera una de las principales razones que causan el deterioro del rendimiento de FO en los biorreactores de membrana de ósmosis directa31,32,33.

Con base en los resultados de CCF, se eligió el CF de 5, es decir, un CF subcrítico, para el sistema de escala piloto de FO, y se examinó el rendimiento a largo plazo de la membrana de FO durante la concentración de aguas residuales municipales. En total, se realizaron tres ciclos con una duración de 51 días, y los cambios en los flujos de agua y soluto durante la operación se muestran en la Fig. 3(a). Se puede observar que los flujos de agua en cada ciclo mostraron un patrón de cambio de tres pasos, es decir, una rápida disminución en la etapa de filtración inicial (de 7,7 L/(m2 h) a 6,5 ​​L/(m2 h) en promedio), una etapa de disminución lenta (alrededor de 6 L/(m2 h) en promedio), y seguida de una disminución rápida nuevamente al final de un ciclo. La rápida disminución de los flujos de agua en la etapa inicial podría deberse a la rápida formación de polarización de concentración externa en el lado de la solución de alimentación (lo que resulta en un rápido ensuciamiento reversible de la membrana de FO) y la polarización de concentración interna en el lado de la solución de extracción34. En la segunda etapa, la capa de ensuciamiento de la membrana se formó gradualmente, lo que resultó en la aparición de una polarización de concentración mejorada de la torta (o denominada presión osmótica mejorada de la torta). Posteriormente, la capa de ensuciamiento (torta) alcanzó una condición crítica después de una acumulación a largo plazo (p. ej., el aumento dramático del espesor, la compresibilidad y los efectos de la CECP), causando una rápida disminución en los flujos de agua nuevamente al final de cada ciclo. Sin embargo, los flujos de soluto se mantuvieron relativamente estables durante el proceso de filtración y tendieron a disminuir ligeramente al final de un ciclo de filtración. Esto sugiere que los impactos del ensuciamiento de la membrana en los flujos de soluto son menos significativos en comparación con los flujos de agua, lo que es consistente con los resultados de la prueba CCF. Es por eso que la relación de flujos de soluto a flujos de agua (Js/Jw) aumenta dramáticamente al final de cada ciclo de filtración. Las proporciones más grandes de Js/Jw reflejan una disminución en la selectividad de la membrana general (incluida la capa de ensuciamiento) y una menor eficiencia del proceso35. Durante la operación en cada ciclo, la concentración de sal en términos de sólidos disueltos totales (TDS) en la solución de alimentación varió de alrededor de 6,1 g/L en la etapa inicial a alrededor de 4,2 g/L en la etapa posterior, lo que sugiere que la concentración de sal no se acumuló en el proceso de concentración debido a la descarga periódica de aguas residuales concentradas del tanque de solución de alimentación. La disminución en la concentración de sal en la última etapa de cada ciclo se atribuyó principalmente a la rápida disminución de los flujos de agua (Fig. 3) y CF.

(a) Variaciones de los flujos de agua y soluto, y la proporción de flujo de soluto a agua durante la operación a largo plazo de este sistema de FO a escala piloto para concentrar aguas residuales municipales en CF 5; (b) La contribución de CECP, ECP y soluto inverso al flujo de agua disminuye en los puntos de limpieza de la membrana. El procedimiento de limpieza se describe en Materiales y métodos.

Se determinaron las contribuciones específicas de CECP, ECP y la difusión inversa de solutos a la disminución de la permeabilidad de la membrana, y los resultados se muestran en la Fig. 3 (b). Es evidente que durante la operación a largo plazo, el CECP es el principal factor que afecta los flujos de agua, seguido por el ECP y la retrodifusión de solutos. Es muy diferente de la prueba CCF como se muestra en la Fig. 2 (b). Esto se debe a que la acumulación de soluto en el sistema de FO durante la operación a largo plazo se alivió significativamente al descargar periódicamente las aguas residuales concentradas. Se informa que la capa de incrustación formada en los sistemas de FO durante la operación a largo plazo es irreversible y se necesita una limpieza química para recuperar la permeabilidad26,36,37.

El rechazo de los contaminantes existentes en las aguas residuales es un factor importante que refleja la eficiencia de concentración. La figura 4 ilustra las variaciones de las concentraciones de contaminantes en las soluciones de alimentación y extracción y también los cambios en la tasa de rechazo durante la operación prolongada. De la Fig. 4, está claro que el sistema de FO a escala piloto podría alcanzar (99,8 ± 0,6) % de DQO y (99,7 ± 0,5) % de tasas de rechazo de TP. Sin embargo, solo se observó un (48,1 ± 10,5) % y (67,8 ± 7,3) % de rechazo de NH4+-N y TN durante este proceso de concentración, respectivamente. La baja tasa de rechazo del amonio se atribuye a la difusión bidireccional del amonio de la solución de alimentación y los cationes de sodio de la solución de extracción en el proceso de ósmosis directa38. Dado que el TN en la solución de alimentación también contenía parte de nitrógeno orgánico excepto amonio, la tasa de rechazo de TN fue mayor en comparación con NH4+-N debido al fuerte rechazo de materia orgánica por parte de la membrana de FO.

a) concentraciones de contaminantes en la solución de alimentación y la solución de extracción; (b) Tasas de rechazo de contaminantes en el sistema de FO durante la operación a largo plazo.

Como se discutió anteriormente, la membrana de FO logró diferentes tasas de rechazo para varios contaminantes, aunque se utilizó un CF predeterminado de 5. Por lo tanto, los valores de CF para las aguas residuales y varios contaminantes pueden ser diferentes durante la operación a largo plazo, que se calcularon más y se representan en la Fig. 5. Los valores de CF de COD, TP, TN y NH4+-N son todos menores que el CF de aguas residuales. Esto se debe a que la membrana de FO presentó diferentes comportamientos de rechazo para diversos contaminantes. Para una operación a largo plazo, las eficiencias de concentración de amonio y nitrógeno total en el sistema de FO fueron menores en comparación con COD y TP. Debe llevarse a cabo el desarrollo de membranas de FO modificadas para suprimir la difusión de iones monovalentes (amonio) a través de las membranas de FO para lograr un rechazo razonable38. Otra limitación para la concentración de aguas residuales está relacionada con la biodegradación de la materia orgánica, aunque la tasa de degradación es mucho más lenta en comparación con otros métodos de biofloculación4. Para comprender mejor la eficiencia de concentración, se llevó a cabo un análisis de balance de masa, que se muestra en la Fig. S2. Tomemos como ejemplo la DQO, aproximadamente el 19,2 % de la DQO se degradó o adhirió a las superficies de la membrana para formar una capa de incrustaciones en cada ciclo de operación. Sin embargo, en nuestro estudio, la concentración final de DQO podría llegar a 2335 ± 146 mg/L mezclando el agua residual concentrada (a un CF de 5) y las partículas coloidales recuperadas en la unidad de pretratamiento. De acuerdo con el valor potencial de energía teórico de 3,86 kW h/kg DQO y la eficiencia actual de conversión de energía del 28 % en la literatura a través de la recuperación y combustión de metano1, el potencial eléctrico obtenido para las aguas residuales concentradas es de aproximadamente 2,52 kW h/m3-aguas residuales. Actualmente, un tratamiento anaeróbico típico (con una tasa de eliminación del 80 %) y un tratamiento aeróbico aguas abajo de estas aguas residuales concentradas para cumplir con el estándar de descarga de aguas residuales consume alrededor de 0,4 kW h/m3 y 0,6 kW h/m3 utilizando tecnología de última generación. tecnologías de última generación, respectivamente1, con un consumo total de energía de alrededor de 1,0 kW h/m3. El punto de energía neutral utilizando este escenario de tratamiento se logra en la concentración concentrada de DQO de aproximadamente 925 mg/L. Esto indica que el nivel de DQO de este estudio utilizando la concentración de FO (2335 mg/L en promedio) podría satisfacer suficientemente los beneficios económicos.

El CF inicial superior a 5 para cada ciclo se debe a la complejidad del control del sistema, como el nivel de agua entrante y la variación de la permeabilidad de la membrana después de la limpieza.

Es interesante observar que la tasa de rechazo de amonio aumenta en función del tiempo de operación. Para explicar este fenómeno, el modelo de polarización por concentración, como se muestra en la Ec. (7), se utilizó para procesar los datos, y los resultados se resumen en la Tabla 2. El coeficiente de transferencia de masa se redujo y la concentración de amonio en la interfaz de la membrana (Cm) también se redujo en la etapa final en comparación con los de la etapa final. etapa inicial (también ilustrada en la Fig. 6). Esto está relacionado con la formación de una capa de ensuciamiento en la superficie de la membrana de FO, que obstaculizó más significativamente el mecanismo de convección que el mecanismo de difusión. Por lo tanto, la concentración en la superficie de la membrana fue más baja (ver Fig. 6 (b)) que lo que se esperaba para una polarización de concentración normal atribuida a la convección y la difusión (Fig. 6 (a)). Este fenómeno se puede denominar polarización de concentración reducida de torta (CRCP), que se ha observado en los procesos del sistema de ósmosis inversa de agua de mar (SWRO)39. La concentración de amonio más baja, como se muestra en la Tabla 2 en la superficie de la membrana (Cm) para la membrana de FO sucia en comparación con la membrana limpia, confirma la aparición de CRCP en nuestro estudio. En consecuencia, la Cm baja resultó en una mejora de la tasa de rechazo en comparación con la polarización de concentración normal atribuida a la convección y la difusión. De manera similar, CRCP también puede mejorar el rendimiento del flujo. Sin embargo, el impacto positivo de CRCP en los flujos de agua es mucho menos significativo en comparación con el impacto negativo de CECP29. Por lo tanto, CRCP es insignificante cuando se evalúan los comportamientos de flujo. En resumen, como se ilustra en la Fig. 6, la capa de ensuciamiento formada en AL de la membrana de FO dio como resultado una disminución en la diferencia de presión osmótica y, en consecuencia, una reducción de la permeabilidad al agua. Además, la capa de ensuciamiento, debido a su baja selectividad, tuvo impactos menos significativos en los flujos de soluto en comparación con los flujos de agua, lo que provocó un aumento de Js/Jw durante la operación a largo plazo. Sin embargo, para el rechazo de amonio, la capa de ensuciamiento indujo un fenómeno CRCP, mejorando el desempeño del rechazo con el aumento del tiempo de operación en cada ciclo.

(a) membrana de FO en la filtración inicial; (b) Membrana de FO con capa de ensuciamiento formada. Nota: SL, capa de soporte; AL, capa activa; FL, capa de ensuciamiento; PIC: polarización por concentración interna; ECP: polarización por concentración externa; CECP, polarización de concentración mejorada de torta; CRCP, torta de polarización de concentración reducida.

Aunque el concepto de utilizar membranas de ósmosis directa para concentrar aguas residuales municipales se ha propuesto para la recuperación de energía y nutrientes en los últimos años18,21,40, su aplicabilidad aún no se evalúa sistemáticamente a escala piloto o a gran escala. Este trabajo proporciona la evidencia del uso de membranas de FO para concentrar aguas residuales diluidas a escala piloto por primera vez. Demuestra que existe un factor de concentración crítico y que se debe utilizar un factor de concentración subcrítico en este sistema para lograr un tratamiento rentable. La prueba a escala piloto a largo plazo también logró un factor de concentración más alto en comparación con los experimentos a escala de banco (generalmente con CF 2~3) informados por otros18,21, lo que demuestra su perspectiva prometedora para el tratamiento de aguas residuales diluidas y la recuperación de recursos.

Esta prueba a escala piloto también confirma que la membrana de FO actualmente disponible puede obtener un rechazo altamente eficiente de materia orgánica y fósforo, pero una separación relativamente baja de amonio. Para mejorar aún más la eficiencia de recuperación de amonio, se deben desarrollar membranas de FO de alto rendimiento38,41,42 con alta permeabilidad al agua y baja permeabilidad a los solutos para suprimir la difusión bidireccional de cationes de amonio y sodio durante el proceso de FO. Este desafío existente exige colaboraciones interdisciplinarias intensivas entre científicos de materiales e ingenieros ambientales. La modificación de la carga superficial y los grupos funcionales de las membranas de FO para mejorar su selectividad por los cationes debe explorarse en el futuro.

El sistema de FO a escala piloto, como se muestra en la Fig. 7, se ubicó en la planta de tratamiento de aguas residuales (WWTP) municipal de Quyang, Shanghái, China, y se usó para concentrar aguas residuales municipales reales. Consistía en una unidad de tratamiento primario, un tanque de solución de alimentación (FS), un módulo de membrana de FO enrollado en espiral, un tanque de solución de extracción (DS), un tanque de solución de limpieza, un tanque de agua residual concentrada, un tanque de sal concentrada y un tanque de efluentes . El objetivo del tratamiento primario que emplea una unidad de separación de membrana dinámica (hecha de materiales de poro grueso) era eliminar parte de las partículas y sustancias coloidales existentes en las aguas residuales municipales reales para aliviar el ensuciamiento de la membrana en el proceso de FO aguas abajo, y los detalles de este tratamiento primario se puede encontrar en nuestra publicación anterior6. Las partículas y sustancias coloidales separadas en la unidad de tratamiento primario se pueden utilizar para generar biogás y energía43. En este trabajo, esperamos que las sustancias principalmente separadas puedan mezclarse con las aguas residuales concentradas del sistema de FO para generar energía y recuperar nutrientes. El efluente de esta unidad de tratamiento primario se bombeaba al tanque FS. Las características de estas aguas residuales FS, es decir, aguas residuales municipales tratadas principalmente, se muestran en la Tabla 3. Se usó un sensor de nivel para controlar las bombas de entrada y FS (ver Fig. 7) para mantener un nivel de agua constante en el tanque FS.

Fotografía (izquierda) y representación esquemática (derecha) de este sistema de FO.

Como DS se usó una solución de NaCl 0,5 M con una presión osmótica de aproximadamente 23,6 bar. Su concentración en el tanque de DS se mantuvo relativamente constante mediante la dosificación automática de una solución concentrada de NaCl (5 M) a través de una bomba dosificadora controlada por un sistema de control de conductividad que mantuvo la conductividad de DS en un nivel de 47,3 ~ 47,5 ms/cm. El flujo de agua de esta membrana de FO (Jw) se determinó cuantificando el volumen de líquido en el tanque de efluentes, donde se excluyó el volumen de solución dosificada de NaCl 5 M, mientras que el flujo de soluto se calculó con base en los cambios de sólidos disueltos totales (TDS ) en el lado de la solución de alimentación y análisis de balance de masa. La temperatura durante el experimento estuvo en el rango de 18~22 °C.

Durante la operación a largo plazo, se llevó a cabo una limpieza química para este sistema de FO utilizando 1 % de Alconox + 0,8 % de EDTA26 si el flujo de agua se redujo a la mitad del inicial. Cada limpieza duró 10 min a una velocidad de flujo cruzado (CFV) de 20 cm/s. Después de la limpieza química, se realizó una limpieza hidráulica durante 10 min en el mismo CFV y luego se reinició un nuevo ciclo de filtración.

En este sistema de FO a escala piloto se utilizó un módulo de membrana enrollado en espiral (50,8 cm × φ 8,6 cm) hecho de triacetato de celulosa (CTA) con un área efectiva de 0,3 m2, que se compró a Hydration Technologies Innovation (HTI, Albany, EE. UU. ). Este módulo de membrana tenía un espaciador de 2,5 mm de espesor en el lado FS y un espaciador de 1,5 mm de espesor en el lado DS para mitigar la polarización por concentración.

También se utilizaron membranas CTA FO de hoja plana adquiridas de HTI para examinar su permeabilidad intrínseca. La permeabilidad al agua (A), los coeficientes de permeabilidad al NaCl (B) y la tasa de rechazo de sal de las membranas se determinaron mediante pruebas de filtración de OI a 11 bar, como describen Tiraferri et al. y Xie et al.23,44. Una relación B/A más baja podría indicar un mejor rendimiento de filtración de una membrana de FO. Para caracterizar la permeabilidad de la membrana bajo diversas concentraciones de DS, se determinaron los flujos de agua y soluto en una celda de filtración usando solución de NaCl (de 0,5 M a 4,0 M) como DS y agua desionizada (DI) como FS de acuerdo con los protocolos de una publicación anterior26. La velocidad de flujo cruzado (CFV) se mantuvo a 20 cm/s durante las pruebas. En este estudio, solo se investigó la orientación de AL-FS con la capa activa de la membrana frente a la solución de alimentación, ya que AL-DS con la capa activa de la membrana frente a la solución de extracción siempre provoca un ensuciamiento severo de la membrana para el tratamiento de aguas residuales16,26.

Un modelo analítico como se muestra en la ecuación. (1), teniendo en cuenta el efecto de la polarización de concentración interna (ICP)24, se utilizó para evaluar el rendimiento de FO bajo la orientación AL-FS.

donde Jw es el flujo de agua de la membrana CTA (L/(m2 h)), A (L/(m2 h bar)) y B (L/(m2 h)) son la permeabilidad intrínseca al agua y los coeficientes de permeabilidad al NaCl, respectivamente, y πdraw y πfeed son la presión osmótica de la solución de extracción y la solución de alimentación (bar), respectivamente. Km, el coeficiente de transferencia de masa (L/(m2 h)), está relacionado con el fenómeno ICP dentro de la capa de soporte poroso en el lado DS.

Km puede calcularse usando el coeficiente de difusión de soluto Ddraw (m2/s) dividido por el parámetro de estructura de la membrana Sme (m).

En la ecuación. (2), εme (-), tme (m) y τme (-) son la porosidad, el espesor y la tortuosidad de la capa de soporte de la membrana, respectivamente. (−) indica que es un parámetro adimensional.

ecuación (1) es válido para alimentación bien definida (es decir, agua DI) con orientación AL-FS para membranas de FO45, aunque es posible que no simule bien los flujos de agua en aplicaciones reales debido a la evolución del ensuciamiento. Por lo tanto, se ha desarrollado un modelo de flujo de agua incorporado al ensuciamiento para una condición de ensuciamiento con polarización de concentración mejorada de torta (CECP)46.

En la ecuación. (3), A (L/(m2 h bar)) y B (L/(m2 h)) son los coeficientes de permeabilidad total al agua y la sal, respectivamente. Sus valores dependen de los coeficientes de una membrana (subíndice 'me') y una capa de ensuciamiento (subíndice 'la'), que se muestran en las Ecs. (4) y (5) 46.

El coeficiente CECP, kCECP, afecta la permeabilidad de las membranas de FO durante la operación a largo plazo. Un kCECP más alto indica un efecto de CECP más débil, mientras que un valor más bajo muestra un efecto más significativo. Bajo efectos CECP insignificantes (es decir, kCECP = ∞), Eq. (3) se puede transformar en la Ec. (1).

La relación del flujo de soluto (Js) y Jw puede expresarse mediante la ecuación de van't Hoff, como se muestra en la ecuación. (6) 25.

donde β es el coeficiente de van't Hoff (−), Rg es la constante universal de los gases (L·bar/(K mol)) y T es la temperatura absoluta (K).

En la orientación AL-FS para el sistema FO, la polarización de la concentración en el lado FS se puede caracterizar mediante el uso de la teoría de la película de la capa límite47.

donde Cb (mg/L), Cm (mg/L) y Cp (mg/L) son las concentraciones de la solución de alimentación a granel, la interfaz de membrana y el agua permeada, respectivamente. Ktot, el coeficiente global de transferencia de masa (L/(m2·h)), que viene dado por la relación entre el coeficiente de difusión de soluto Ds y el espesor de la capa límite δ, es decir, Ktot = Ddraw/δ.

Dado que la capa de ensuciamiento se forma durante la operación a largo plazo, el coeficiente de transferencia de masa, Ktot, incluye el coeficiente de transferencia de masa de ECP (Kecp) y el coeficiente de transferencia de masa de la capa de ensuciamiento (Kla), manteniendo la relación como se muestra en la ecuación. (8). Para una membrana sin capa de ensuciamiento en filtración inicial (Kla = ∞), Ktot es igual a Kecp.

Las ecuaciones mencionadas anteriormente se utilizaron en este estudio para evaluar los comportamientos de rechazo del amonio durante la operación a largo plazo.

Para determinar el CCF, el sistema de FO a escala piloto se operó continuamente bajo un CFV de 20 cm/s durante aproximadamente 420 h con una solución de NaCl 0,5 M como solución de extracción. La concentración de la solución de extracción se mantuvo constante dosificando automáticamente la solución salina concentrada como se muestra en la Fig. 7, mientras que las aguas residuales municipales se concentraban gradualmente en el lado de alimentación. Debido al ensuciamiento de la membrana y la retrodifusión de solutos durante este proceso, los flujos de agua disminuyeron gradualmente. Cuando los flujos de agua se redujeron a casi cero (0,2 L/(m2 h) en este estudio), se calculó el factor de concentración para las aguas residuales municipales en el lado de alimentación, que se consideró CCF en este estudio. A factores de concentración (FC) predeterminados, a saber, 1 vez (X1), 3 veces (X3), 5 veces (X5) y 8 veces (X8), el factor CF de las aguas residuales se mantuvo durante un período de tiempo mediante la descarga periódica de un cierto volumen de aguas residuales del lado de la solución de alimentación para examinar la permeabilidad de la membrana de FO en los CF respectivos.

Con el fin de examinar más a fondo la contribución del ensuciamiento de la membrana a la disminución de los flujos de agua, el agua residual concentrada en CCF se diluyó gradualmente con agua desionizada a diferentes FC, a saber, 5 veces (X5), 3 veces (X3) y 1 vez (X1). ). Los flujos de agua y soluto en los CF respectivos se determinaron nuevamente dentro de las 2 h de filtración. El agua DI también se usó como solución de alimentación para determinar los flujos de agua y soluto después de que finalizó la prueba X1. La ecuación. (3) luego se usó para procesar los datos obtenidos para verificar los impactos del ensuciamiento en la permeabilidad. Posteriormente, la membrana de FO se sometió a limpieza de membrana26 como se mencionó anteriormente, y los flujos de agua y soluto para la membrana limpia también se midieron utilizando agua DI como solución de alimentación y solución de NaCl 0,5 M como solución de extracción.

Basado en la prueba CCF, se eligió un CF de 5 para el sistema FO a escala piloto. Parte del agua concentrada se descargó periódicamente para mantener una FC constante. El sistema de FO se operó durante 51 días, y si el flujo de agua se redujo a la mitad del protocolo de limpieza química inicial, es decir, limpieza química usando una mezcla de Alconox al 1 % + EDTA al 0,8 % durante 10 minutos, seguida de limpieza hidráulica durante 10 minutos. out26 para recuperar su permeabilidad. Los flujos de agua y soluto y las características de las aguas residuales se monitorearon con frecuencia durante este experimento. Durante la operación a largo plazo, el volumen de la solución de alimentación y la solución de extracción se mantuvo en 10 L y 20 L, respectivamente, utilizando un sistema de sensor de nivel.

La demanda química de oxígeno (COD), el amonio (NH4+-N), el nitrógeno total (TN) y el fósforo total (TP) en las soluciones de alimentación y extracción se determinaron de acuerdo con los métodos estándar48. La tasa de rechazo (r) de estos contaminantes en el sistema de FO se puede calcular mediante la ecuación. (9).

donde Cdraw es la concentración de contaminantes en la solución de extracción (mg/L) y Cfeed es la concentración de contaminantes en el tanque de solución de alimentación (mg/L).

El FC de las aguas residuales en este sistema de FO se puede determinar mediante la siguiente ecuación.

donde CFw es el CF de las aguas residuales (-), Qi es el caudal de entrada (L/h), Qd es el caudal de descarga de las aguas residuales concentradas (L/h) y Qe es el caudal de efluentes de la membrana de FO (L/h).

Dado que la membrana de FO no puede lograr un rechazo completo de los contaminantes existentes en las aguas residuales, el CF de los contaminantes (CFp) puede ser diferente del CF de las aguas residuales (CFw), y el CFp puede calcularse mediante la ecuación. (11).

donde Crw es la concentración de contaminantes en las aguas residuales sin tratar (mg/L).

Cómo citar este artículo: Wang, Z. et al. Un sistema de membrana de ósmosis directa a escala piloto para concentrar aguas residuales municipales de baja concentración: rendimiento e implicaciones. ciencia Rep. 6, 21653; doi: 10.1038/srep21653 (2016).

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Agradecemos a la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (51422811) y al Programa Shanghai Rising-Star (14QA1403800) por el apoyo financiero de este estudio.

Laboratorio estatal clave de control de la contaminación y reutilización de recursos, Escuela de Ciencias e Ingeniería Ambientales, Universidad de Tongji, Shanghái, 200092, República Popular China

Zhiwei Wang, Junjian Zheng, Jixu Tang y Zhichao Wu

Escuela de Ingeniería Ambiental y Civil, Universidad de Jiangnan, Wuxi, 214122, PR China

Wang Wang

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ZWW y ZCW concibieron y diseñaron los experimentos. JXT y JJZ realizaron los experimentos, analizaron los datos. ZWW y XHW coescribieron el manuscrito.

Correspondencia a Zhiwei Wang.

Los autores declaran no tener intereses financieros en competencia.

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Reimpresiones y permisos

Wang, Z., Zheng, J., Tang, J. et al. Un sistema de membrana de ósmosis directa a escala piloto para concentrar aguas residuales municipales de baja concentración: rendimiento e implicaciones. Informe científico 6, 21653 (2016). https://doi.org/10.1038/srep21653

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Recibido: 27 noviembre 2015

Aceptado: 28 de enero de 2016

Publicado: 22 febrero 2016

DOI: https://doi.org/10.1038/srep21653

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