U J Jáuregui-Haza

I Quesada-Peñate

A Zarragoitia-González

C Albasi

A M Wilhelm

H Delmas

PERSPECTIVAS Y EXPERIENCIAS EN EL EMPLEO DE TECNOLOGÍAS NO CONVENCIONALES EN EL TRATAMIENTO DE RESIDUALES LIQUIDOS

Keywords: ultrasonido, oxidación catalítica, biorreactores ultrasound, catalytic oxydation, membrana birreactor, wastewater treatment

RESUMEN

Parte de los residuales que genera la industria y la actividad social son corrientes acuosas, que pueden contener compuestos tóxicos y poco biodegradables, donde el tratamiento biológico convencional no es siempre factible. En este trabajo se analiza la importancia de las técnicas no convencionales en el tratamiento de residuales y la descontaminación de aguas. Entre los procesos novedosos se encuentran el ultrasonido, la oxidación catalítica y los reactores con biomembranas. El ultrasonido se emplea en la degradación de compuestos refractarios que no pueden ser tratados por métodos biológicos, en mejorar la degradación biológica y en la desintegración de lodos. La oxidación catalítica es más prometedora desde el punto de vista económico, para el tratamiento de aguas residuales con contaminantes persistentes. El empleo del carbón activado como catalizador en el tratamiento de residuales por oxidación catalítica abre un camino importante en el uso extensivo de este proceso. Los biorreactores de membranas ofrecen un grupo de ventajas relacionadas con la calidad y su reutilización, la reducción de lodos, la estabilidad del permeado con independencia de picos de carga y menores requerimientos de espacio. Estas tecnologías pueden emplearse combinadas entre sí o con los procesos convencionales. La elección del esquema de tratamiento dependerá

La protección del medio ambiente y la recuperación del entorno dañado por la actividad social del hombre durante muchos años, se ha convertido en una prioridad global con el fin de garantizar un medio saludable para el desarrollo de la vida en nuestro planeta. El desarrollo de tecnologías limpias, el adecuado tratamiento y disposición de los residuales y la recuperación de las aguas contaminadas son tareas en las que se concentran hoy un gran número de especialistas. Para ello, hay procedimientos y tecnologías que han demostrado su eficacia, por lo que se utilizan ampliamente. Sin embargo, una gran parte de los vertidos residuales acuosos que genera la industria y nuestra actividad social, incluidos los servicios de salud, pueden contener compuestos altamente tóxicos y poco biodegradables, por lo que el tratamiento biológico convencional no es siempre factible. Por esa razón, se hace necesario el desarrollo de nuevas tecnologías que permitan resolver este problema. Entre los procesos no convencionales que empiezan a extenderse a gran escala se encuentran el ultrasonido, la oxidación catalítica y los biorreactores de membranas. En este trabajo se analiza la importancia que tienen estas técnicas en el tratamiento de residuales y la descontaminación de aguas.

El ultrasonido en el tratamiento de aguas residuales

Ultrasonido es el nombre dado a las ondas sonoras que tienen frecuencias superiores a las que pueden ser percibidas por el oído humano (16 KHz) (Lorimer, 1987). El uso del ultrasonido puede ser dividido en dos áreas de aplicación: baja y alta intensidad. El ultrasonido de baja intensidad es considerado como aquel donde la acción no modifica el medio en el cual el mismo se propaga. Por su parte, el de alta intensidad, que es el que se emplea en el tratamiento de residuales, modifica el medio en o sobre el cual es aplicado. El ultrasonido de alta intensidad se utiliza en frecuencias comprendidas entre 20 KHz y algunos MHz. Su acción es mecánica, térmica, química y depende del medio en el cual se aplica (SINAPTEC, 2000). Cuando una onda acústica es emitida en un líquido, la distancia promedio entre las moléculas en el líquido variará en la medida que las mismas oscilen alrededor de su posición de equilibrio. Cuando la presión en un punto disminuye lo suficiente, de forma tal que se excede la distancia molecular crítica necesaria para mantener el líquido intacto, entonces se crean burbujas de vapor o gas. Este fenómeno se denomina cavitación. El tratamiento de residuales mediante el uso del ultrasonido se debe a los efectos que provoca la cavitación acústica. Al producirse la implosión de las burbujas, se alcanzan valores altos de temperatura y presión en la fase gaseosa. Estas condiciones conducen a la descomposición térmica de compuestos químicos (pirólisis) y a reacciones sonoquímicas, que se deben a la formación de radicales altamente reactivos (H • , OH • ). Las burbujas de cavitación se encuentran llenas de vapor o gas y rodeadas de una capa límite hidrofóbica. Por lo tanto, en la superficie de la burbuja se van a acumular, preferiblemente, aquellas sustancias volátiles e hidrofóbicas que serán sometidas a reacciones radicálicas o pirolíticas. Algunos de los radicales formados escapan del vapor, alcanzan la capa límite y pasan al seno de la disolución donde tienen lugar reacciones con las sustancias hidrofílicas. La frecuencia óptima para que se produzca este fenómeno depende del sustrato en estudio (Neis, 1999). Los efectos que pueden ser observados cuando se genera cavitación en una solución acuosa son los altos esfuerzos cortantes, reacciones radicálicas (formación de radicales H y OH y transformación química de sustancias orgánicas) y la descomposición térmica de sustancias hidrofóbicas volátiles (Neis, 1999). El ultrasonido ofrece un gran potencial para mejorar los procesos de tratamiento de agua, aguas residuales y lodos. Existen un número importante de cuestiones técnicas y científicas abiertas a discusión como la influencia de la frecuencia; la influencia de los gases disueltos y los sólidos suspendidos en la cavitación; el diseño óptimo de reactores; la economía y la confiabilidad y tiempo de vida útil del equipamiento ultrasónico (Neis, 1999;Antoniadis, 2007). El uso del ultrasonido se ha extendido a la degradación de compuestos refractarios que no pueden ser tratados por métodos biológicos, a mejorar la degradación biológica y en la desintegración de sólidos biológicos.

Tratamiento de lodos residuales: desintegración de biosólidos La aceleración y el mejor funcionamiento de los procesos anaerobios puede lograrse mediante la sustitución del paso más lento de estos procesos que es la hidrólisis del fango. Se han realizado intentos para hidrolizar los lodos por medios mecánicos, químicos y térmicos. Estudios recientes demuestran que la desintegración de las células bacterianas puede llevarse a cabo mediante el uso del ultrasonido de alta intensidad. En un reporte de Neis y Tiehm (1999), se estudió la influencia del ultrasonido en el pretratamiento de los lodos residuales antes de enviarlos a tratamiento anaerobio. Después de 96 s de tratamiento ultrasónico se logra más del 30 % del máximo de desintegración posible, si se compara con un método químico de desintegración (Tiehm, 1997). Los autores demostraron que la desintegración de los lodos es un proceso dominado por los efectos mecánicos inducidos por la oscilación y colapso de las burbujas de cavitación y los esfuerzos cortantes generados en la vecindad de estas burbujas y que, por ende, la mejor desintegración se logra a bajas frecuencias. Como el objetivo final de la desintegración de estos sólidos es mejorar el tratamiento anaerobio posterior, mejorando las velocidades de reacción y el grado de degradación, los autores condujeron un estudio piloto donde se utilizaron cinco fermentadores operados en paralelo a 37 o C. Uno de los fermentadores se utilizó como control, usando lodo residual sin tratar y con tiempo de residencia de 22 días. Los restantes cuatro fermentadores fueron alimentados con los lodos tratados con ultrasonido (31 kHz, 3.6 kW, 64 segundos, tiempos de residencia de 22, 16, 12 y 8 días). A pesar de los resultados obtenidos hasta la fecha, está por definir la mejor combinación de tiempos de ultrasonido y de digestión que permita mejorar la economía del esquema de tratamiento completo.

Tratamiento de aguas residuales. Remoción de contaminantes refractarios

Se ha demostrado que una gran variedad de contaminantes de las aguas residuales pueden ser degradados por ultrasonido. Los estudios realizados comprenden disolventes clorados y aromáticos, hidrocarburos, pesticidas, fenoles y polímeros (Neis, 1999;Antoniadis, 2007). Los mecanismos de reacción para degradar estos compuestos varían dependiendo de las propiedades físico-químicas del compuesto en particular (Henglein, 1987;Ku, 1997;Pétrier, 1998y Portenlanguer, 1997). Los contaminantes volátiles son degradados, preferentemente, por reacciones pirolíticas que ocurren en la fase vapor de la burbuja de cavitación. Los contaminantes hidrofóbicos se acumulan y reaccionan en la capa límite hidrofóbica de la burbuja de cavitación. La concentración de radicales OH y H 2 O 2 en la capa límite es significativamente superior a la concentración de estos en el seno del líquido. En esta capa la pirólisis y las reacciones radicalarias contribuyen a la degradación del compuesto bajo estudio. Por su parte, los contaminantes hidrofílicos se degradan mediante la reacción con los radicales OH y el H 2 O 2 en el seno del líquido. Finalmente, las macromoléculas y las partículas en suspensión se desintegran por la acción de fuerzas hidromecánicas producidas por el colapso de las burbujas de cavitación. En la mayoría de los estudios sobre degradación sonoquímica se han utilizado sustratos puros y los mismos están dirigidos al estudio de la cinética y los mecanismos de reacción. Se conoce poco sobre el efecto que causaría la presencia de otras sustancias orgánicas disueltas sobre la transformación de un contaminante en particular. En los estudios sobre el efecto del ultrasonido en la degradación de determinados compuestos en agua hay que tener en cuenta las posibles reacciones colaterales que conllevan a la formación de productos tóxicos para los microorganismos superiores en medios acuáticos, como los nitritos. Por tanto, es evidente, que en estos casos la formación de nitritos debe ser cuantificada (Neis, 1999). El uso del ultrasonido para la oxidación de sustancias parece ser particularmente eficiente en el caso de los compuestos aromáticos clorados volátiles. Una extensión de este proceso fue chequeada mediante el uso del ultrasonido en la descomposición de diferentes compuestos como lo muestra la tabla 1. Se puede concluir que, los hidrocarburos cloroaromáticos se descomponen más rápidamente que los compuestos más hidrofílicos como los fenoles. La destrucción de estos dos tipos de contaminantes ocurre en diferentes sitios dentro o alrededor de la burbuja de cavitación y sigue mecanismos diferentes. Cuando se utiliza tetracloruro de carbono (CCl 4 ) como sustrato (Pétrier, 1997), una molécula volátil y con carácter hidrofóbico, se observa que la velocidad de descomposición aumenta con el aumento de la frecuencia, pero la influencia de la frecuencia es débil. Durante la descomposición del compuesto se forman iones cloruro y CO 2 . Se ha demostrado que el sitio donde ocurre la descomposición de este compuesto es el interior de la burbuja y no en el seno de la disolución con los radicales hidroxilos (Pétrier, 1997).

Tabla 1. Concentración inicial de compuestos aromáticos clorados y recuperación de cloruro después de 150 min de tratamiento ultrasónico. Frecuencia: 500 kHz, Potencia ultrasónica: 30 W, Potencia eléctrica: 50 W, volumen tratado: 250 ml, (Pétrier, 2001) Otras investigaciones se han dirigido a la descomposición del fenantreno y naftaleno. La biodisponibilidad de los contaminantes hidrofóbicos está limitada por su baja solubilidad en agua y su baja velocidad de disolución. La biodegradación depende de la transferencia de masa del contaminante hidrofóbico en la fase acuosa pues es en esta fase donde ocurre la transformación de los contaminantes por parte de los microorganismos (Tiehm, 1999). Es bien conocido que el ultrasonido mejora de forma considerable la transferencia de masa (Tiehm, 1998).

Existen algunas publicaciones donde se combina el ultrasonido con el tratamiento biológico para eliminar contaminantes refractarios (Neis, 1999y Scott, 1995). Es de esperar que la combinación de técnicas de tratamiento físico-químicas conjuntamente con la biodegradación sea económicamente favorable, si se compara con la mineralización completa por métodos físico-químicos solamente (Marco, 1997y Goodwin, 1990). En un estudio realizado por Tiehm (1999), se utiliza el potencial del ultrasonido para aumentar la biodegradación de contaminantes refractarios. Se estudió el efecto de la frecuencia ultrasónica en la biodisponibilidad del fenantreno y el naftaleno, demostrando que existen dos mecanismos mediante los cuales se mejora la transferencia de masa:

-el ultrasonido induce microcorrientes sin efectos sonoquímicos y -los procesos sonoquímicos conducen a la formación de productos de reacción más solubles en agua. Los estudios realizados comprendieron dos direcciones: la primera fue el uso del ultrasonido como pretratamiento y luego la biodegradación y la segunda el uso simultáneo del ultrasonido y la biodegradación (Tiehm, 1999). La tabla 2 muestra el decrecimiento de la DQO y la formación de biomasa.

Tabla 2. Efecto de la frecuencia del ultrasonido en la formación y biodegradación de los productos de reacción del fenantreno (Tiehm, 1999) A partir de estos resultados, se puede decir que la biodisponibilidad de los contaminantes ambientales hidrofóbicos puede aumentar haciendo uso del ultrasonido. Cuando se utiliza el ultrasonido como pretratamiento se producen reacciones sonoquímicas que conducen a la formación de productos de reacción que son degradados por los microorganismos de forma exitosa. Cuando se utiliza simultáneamente el ultrasonido y la biodegradación se deben realizar estudios de la frecuencia ultrasónica que no daña a los microorganismos. Esto siginifica que La combinación del ultrasonido y la biodegradación puede ser una técnica prometedora en el campo de la ingeniería ambiental pero deben conducirse estudios que se enfoquen en la optimización del proceso.

La oxidación catalítica

Un paso importante en el mejoramiento de los procesos de tratamiento de aguas residuales fue el desarrollo y la aplicación exitosa de la oxidación húmeda (WAO, del inglés Wet Air Oxidation), un proceso donde la materia orgánica en disolución acuosa se oxida mediante una corriente de aire (enriquecido o no en oxígeno) a temperaturas elevadas (250-400°C) y altas presiones (200-300 atm). En estas condiciones, el agua se encuentra cerca de su punto crítico (Pc =218 atm, Tc = 374 °C) comportándose el fluido aire-agua prácticamente como una sola fase. Actualmente, el método está implantado a escala industrial y se logra una mineralización total (conversión a CO 2 y H 2 O) del contaminante orgánico, aunque las severas condiciones que requiere afectan de forma importante la economía del proceso y se aplica por tanto en situaciones donde se pueda producir un automantenimiento térmico, por ejemplo cuando la DQO supera los 20 g/L. (Santos, 2002;Zimmermann, 1958;Mishra, 1995). En los intentos por mejorar los valores de conversión obtenidos en la WAO se ha desarrollado la oxidación húmeda catalítica (CWAO) que hace uso de catalizadores sólidos en el proceso. Si los intermedios formados en la oxidación son susceptibles de tratamiento biológico, se puede diseñar un procedimiento de oxidación catalítica en condiciones más suaves de presión y temperatura, aun cuando no se logre una total mineralización. (Stuber, 2005;Mishra, 1995;Bigda, 1995). Para aguas residuales con una concentración de materia orgánica baja o media, la CWAO (periódica o continua) ofrece resultados satisfactorios en estudios a escala de laboratorio (Pintar, 2003;Iliuta, 2001;Santos, 2007;Suárez-Ojeda, 2007).

El uso en la CWAO de condiciones de operación más suaves (menor temperatura y presión) conlleva a una disminución importante en los costos de inversión y operación. Este proceso se convierte en una alternativa atractiva si se combina con tratamientos físico-químicos o biológicos, lo que elimina la necesidad de mineralizar completamente el contaminante del agua residual. Los agentes catalíticos utilizado en estos procesos, pueden clasificarse en tres categorías:

-Metales nobles, como Ru, Pt, Pd, etc.

-Oxidos metálicos de Cu, Mn, Co, Cr, V, Ti, Bi y Zn -Complejos metálicos y/o sales metálicas. Los más interesantes parecen ser los dos primeros tipos, ya que el tercero sería una catálisis de tipo homogéneo, que introduce problemas adicionales, como la separación y recuperación del catalizador, pues éste suele ser un elemento tóxico que no debe permanecer en el medio tras la reacción (Stuber, 2005;Santos, 2002;Hu, 1999). El inconveniente fundamental de la CWAO es la pérdida de la estabilidad de los catalizadores utilizados. Durante los últimos años numerosas investigaciones se han conducido para reducir la indeseada desactivación de los catalizadores y en la actualidad continúan los estudios dirigidos a obtener catalizadores activos y estables más baratos que los existentes (Alejandre, 1999). Recientemente, se ha demostrado que el carbón activado ofrece conversiones alentadoras en la oxidación de algunos compuestos (Fortuny, 1998;Besson, 2000]. Los carbones activados son materiales versátiles que no solamente tienen excelentes propiedades para la adsorción de numerosos contaminantes y para soportar catalizadores sino que también poseen actividad catalítica para numerosas reacciones que incluyen la hidrogenación, oxidación, halogenación, isomerización y polimerización (Rodríguez, 1998).

Las investigaciones actuales sobre el uso del carbón activado en la CWAO se dividen en dos grupos, el primero estudia el uso del carbón activado como soporte catalítico y el segundo su uso como catalizador propiamente dicho. Como soporte catalítico se pueden encontrar reportes en la oxidación de compuestos fenólicos, ácidos carboxílicos (Gallezot, 1997), polialcoholes (García, 1995), amoniaco y efluentes industriales (Cao, 2003;Harada, 1987). El uso del carbón activado como catalizador propiamente dicho es muy reciente. La mayoría de los estudios reportados se concentran en la oxidación del fenol y fenoles sustituidos, demostrándose que el origen y preparación del carbón determina su actividad (Fortuny, 1998;Polaert, 2002). Se considera que los grupos en la superficie del carbón y su capacidad para generar radicales oxigenados son los que juegan el papel determinante en el mecanismo de reacción. Es muy importante en estos estudios considerar la adsorción del compuesto orgánico bajo estudio y del oxígeno que puede interferir en el mecanismo de reacción y en la actividad resultante. Muy pocos estudios de los reportados se concentran en la selección de la configuración del reactor más adecuada y las estrategias de operación y menos frecuente aún es el estudio del uso de la modelación de reactores y su aplicación en el proceso de escalado, lo que indica que la ingeniería de la CWAO está todavía en estado de desarrollo. En la mayor parte de los casos, la CWAO se diseña para que la operación sea de forma continua. Los reactores catalíticos se dividen en cuatro categorías, el reactor agitado, la columna de burbuja, el reactor de lecho fluidizado y el reactor de lecho fijo (Dudukovic, 2002). En el caso específico de la oxidación del fenol no se recomienda el uso de los tres primeros pues conducen a una disminución de las propiedades catalíticas del catalizador. Para la CWAO de compuestos orgánicos la mejor opción es el reactor de lecho fijo. Existen pocos reportes que estudien el impacto de la hidrodinámica gas-líquido y la transferencia de masa en el rendimiento del reactor bajo las condiciones de la CWAO. Finalmente, el proceso ADOX desarrollado recientemente por Delmas (2001) extiende el proceso de tratamiento al uso combinado de la adsorción y catálisis en carbón activado. Para reducir las pérdidas de catalizador a un nivel aceptable la temperatura y la presión parcial de oxígeno en el proceso deben mantenerse tan bajas como sea posible. Una modificación apropiada de la química de la superficie del carbón puede ofrecer carbones más activos a menores temperaturas. Este es un aspecto importante abierto para que nuevas investigaciones se conduzcan en el futuro.

Biorreactores de membrana

El tratamiento de residuales mediante el empleo de biorreactores de membrana (BRM), es un proceso relativamente joven en el campo del tratamiento de los residuales urbanos e industriales. Su utilización a escala industrial comenzó a explotarse a finales de la década de los 80 en las industrias productoras de automóviles para el tratamiento de sus aguas negras. La instalación de nuevas plantas ha ido incrementándose progresivamente y diversificándose sus áreas de utilización, encontrándose la casi totalidad de las instalaciones en países desarrollados. Los biorreactores de membrana están compuestos por dos partes principales que son: 1) Reactor biológico: responsable de la degradación de los compuestos presentes en el agua residual.

2) Módulo de membranas: encargado de llevar a cabo la separación física del licor mezcla. De manera general existen dos configuraciones principales las cuales se muestran a continuación:

Figura 1. Esquema básico de las configuraciones de los BRM.

Su principal ventaja radica en que permite una mayor intensidad en el tratamiento de aguas residuales y brinda una mayor calidad del efluente obtenido luego del tratamiento. Este proceso no convencional se asemeja al proceso convencional de lodos activados pero sus ventajas de aplicación se pueden observar claramente en la Tabla 3. La tecnología BRM es especialmente competitiva cuando aparece alguna de las siguientes condicionantes (Visvanathan, 2000):

-Necesidad de disminuir la producción de lodos biológicos (hasta un 80%) -Necesidad de un grado de depuración elevado: vertido a cauce público, zonas sensibles o pago de un impuesto de vertido elevado -Reutilización: La reutilización puede venir impuesta por la escasez de agua de la zona o puede suponer un valor añadido importante a considerar. Las variables aquí van a ser el precio del metro cúbico de agua fresca o las subvenciones por reutilización -Poco espacio disponible -Ampliación de la capacidad de tratamiento de plantas convencionales ya existentes -Efluentes industriales con componentes de difícil o lenta biodegradabilidad Tabla 3. Comparación genérica entre volúmenes necesarios en las tecnologías de lodos activados y BRM para una misma carga orgánica a tratar. SISTEMAS DE TRATAMIENTO PARÁMETROS Lodos Activados MBR sumergido MBR externo Carga Volumétrica (Kg DQO eliminada /m 3 día) 0.6-0.9 1-3 1.8-10 Sólidos Suspendidos en el licor mezcla (g/L) 2.5-3.5 4-12 7-40 Carga másica (Kg DQO / Kg SSVolátiles día) 0.25 0.25 0.25 Volumen (unidades de referencia) 5 2 1

La tecnología BRM permite llegar a depurar materia orgánica considerada inerte para otro tipo de tecnologías más convencionales.

Como resumen de las principales ventajas de la tecnología tenemos:

-Calidad de agua tratada: Reutilización.

-Mínima producción de fangos: Producciones similares a sistemas anaerobios.

-Estabilidad: Calidad del permeado estable con independencia de picos de carga.

-Modularidad: Sistemas fácilmente ampliables sin necesidad de reformas ni ampliación de reactor biológico.

-Desinfección: Efluente desinfectado tras atravesar una membrana de ultrafiltración.

-Compacidad: Mínimo requerimiento de espacio.

-Mantenimiento: Sistemas muy automatizados, mantenimiento mínimo.

-Eliminación de bulking y espumas de origen filamentoso. Dentro del MBR se obtiene un elevado coeficiente de transferencia de oxígeno y una alta fracción de biomasa activa que posibilita trabajar con elevados tiempos de retención de los sólidos con una mínima producción de lodos sin que disminuya la eficiencia del proceso, lo que garantiza aguas tratadas con las siguientes características: DQO <125 mg/L, DBO5< 15 mg/L, SS <5 mg/L. Debido a la barrera física que representa la incorporación de membranas en el tratamiento, se obtienen aguas tratadas de una calidad no obtenida por los procesos convencionales. Una de las características más notables lo constituye la disminución del contenido de bacterias y virus de así como de metales pesados en las aguas tratadas. Lo cual tiene un impacto considerable en la salud humana y en la disminución de factores generadores de epidemias y enfermedades vinculadas a toxicidad de los metales pesados. Las Tablas 4 y 5 muestran los resultados obtenidos durante el tratamiento de diversas fuentes contaminadas utilizando la tecnología BRM. Por otra parte la tabla 6 muestra una comparación con los métodos de tratamiento convencionales. En los últimos 10 años se han trabajado en modificaciones de este proceso obteniéndose variantes que mantienen los mismos principios de tratamientos pero que se han especializado para darle solución a residuales específicos. Este es el caso de BRM con oxígeno puro para tratamiento de residuales industriales y el MBR secuencial (MBRS) que permite adicionar al proceso de tratamiento los procesos de nitrificación y desnitrificación. Favoreciendo además una reducción considerable de la DQO inerte en aguas fuertemente contaminadas imposibles de tratar por los procesos convencionales de lodos activados o filtros percoladores. Pueden encontrarse en el mercado BRM de diseño compacto que permiten tratar una carga de hasta 20000 habitantes-equivalentes, con membranas de diversos materiales como son: Polietersulfona (PES), Fluoruro de Polivinidileno (PVDF), Acrilonitrilo (A). Dichas plantas pueden asimilar flujos de aguas residuales que oscilan entre 7 y 5500 m 3 /día (Clara, 2005;González, 2006;Marrot, 2006).

CONCLUSIONES

1.

El tratamiento de aguas residuales y la recuperación de aguas contaminadas con sustancias químicas persistentes, dañinas para la salud del hombre, imponen el reto de buscar tecnologías alternativas no convencionales que garanticen un entorno saludable. El ultrasonido, la oxidación catalítica y los biorreactores de membrana van mostrando potencialidades para su uso extensivo a corto y mediano plazos.

2.

El uso del ultrasonido se ha extendido a la degradación de compuestos refractarios que no pueden ser tratados por métodos biológicos, a mejorar la degradación biológica y en la desintegración de sólidos biológicos. Está por valorar la factibilidad económica de las instalaciones de gran volumen para el tratamiento de residuales por técnicas ultrasónicas.

3.

La oxidación catalítica es un proceso más interesante desde el punto de vista económico que la oxidación húmeda para el tratamiento de aguas residuales con contaminantes persistentes. El empleo del carbón activado como catalizador en el tratamiento de residuales por oxidación catalítica abre un camino importante en el uso extensivo de este proceso. En el futuro cercano los estudios estarán centrados en resolver los problemas ingenieros de cinética, diseño de reactores y modelación de proceso.

4.

Los biorreactores de membranas ofrecen un grupo de ventajas, en específico, garantizan una calidad de agua que permite su reutilización, se logra una reducción mínima de fangos, la calidad del permeado es estable con independencia de picos de carga, el efluente es desinfectado tras atravesar una membrana de ultrafiltración y los requerimientos de espacio son mínimos. Por ello, son grandes las perspectivas de su uso en el tratamiento de aguas albañales, principalmente en instalaciones de pequeños volúmenes. La durabilidad de las membranas y la colmatación son las principales limitaciones de este tipo de reactor.

5.

Las tecnologías no convencionales pueden emplearse de forma combinadas entre sí o con los procesos convencionales. La elección del esquema de tratamiento dependerá de las características del residual a tratar o del agua a recuperar, de los volúmenes y de los requisitos que se establezcan para el agua tratada BIBLIOGRAFÍA Alejandre, A.; Medina, F.; Rodríguez, X.; Salagre, P.; Suerias, J. E. (1999) J. Catal., 188, 311. Antoniadis, A.;Poulios, I.;Nikolakaki, E.;Mantzavinos, D. (2007) J. Hazard. Mat. 146, 492. Besson, M.;Blackbourn, A.;Gallezot, P.;Kozynchenko, O.;Pigamo, A.;Tennison, S. (2000) Topics in Catal., 13, 253. Bigda, R.J. (1995) Chem. Eng. Prog., 91, 62. Cao, S.;Chen, G.;Hu, X.;Yue, P. L. (2003) Catal. Today, 88, 37. Clara, M.;Strenn,B.;Gans, O.;Martinez, E.;Kreuzinger, N.;Kroiss H. (2005) Water Research, 39, 4797.

  No detectable, b CT, Coliformes Totales; CF, Coliformes Fecales, c Efluente primario, d Lodos activados con BRM, e Indica cero bacteria en el perneado, f Efluente secundario Tabla 5. Remoción de metales pesados obtenidos en un MBR a escala piloto.

	PS d	0.5		5	CT
	PS d	0.3		8 e	CT
	Memcor c	0.2		3.8	CF
	Renovexx c	0.5 -1.5	3.3	CF
	Store f	0.05 -0.2	2.5	CF
	Starcosa f	0.2		8 e	CT
	DOW f	0.2		< 7	CT
	a ND, Metal	Concentración en la corriente residual	Concentración luego del
			(mg/L)	tratamiento con BRM (mg/L)
	Níquel		0.33 ± 0.24		0.19 ± 0.09
	Zinc		4.06 ± 2.65		0.61 ± 0.27
	Hierro		16.45 ± 10.39	0.16 ± 0.09
	Plomo		<0.1 ± 0		<0.1 ± 0
	Tabla 6. Comparación de la tecnología BRM con los métodos convencionales aerobios de tratamiento
	de residuales.
	Reactor	Velocidad de carga	Tiempo de retención	Porcentaje de
			orgánica	hidráulica	remoción
		(Kg DBO5 m -3 día -1 )	(h)	(%)
			Filtro aireado biológico
	Flujo descendente	1.5	1.3	93
	Flujo ascendente		4	-	93
	Flujo descendente	7.5	-	75
			Filtros percoladores
	Velocidad Baja		0.08-4	-	80-90
	Intermedia		0.24-0.48	-	50-70
	Velocidad alta		0.48-0.96	-	65-85
			Lodos activados
	Secuencial Batch		0.08-0.24	12-50	85-95
	Convencional		0.32-0.64	4-8	85-95
	Mezcla completa		0.8-1.92	3-5	85-95
	Aire alta velocidad	1.6-16	2-4	75-90
				BRM
	Sumergido		0.39-0.7	1	98-99
	Externo		0.45-1.5	8	88-95
	Tabla 4. Rechazo de microorganismos obtenidos mediante el uso de BRM.
	Membrana	Tamaño de poro (µm)	Reducción log promedio a	Bacteria/virus b
	Memtec c	0.2		ND	CT
	PE d	0.1		4-6	Coliphage Qβ