Efecto de las tasas de carga orgánica sobre el rendimiento del biorreactor de membrana para comportamientos de tratamiento de aguas residuales, incrustaciones y costo económico.

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 15601 (2023) Citar este artículo

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Aunque los biorreactores de membrana sumergida (MBR) se utilizan ampliamente en el tratamiento de aguas residuales municipales y la recuperación de recursos potenciales, los parámetros operativos de la membrana y el control del ensuciamiento de la membrana siguen siendo temas de debate. En este estudio, el tratamiento de aguas residuales municipales mediante MBR en lodos con alto contenido de biomasa (MLSS (g/L) que oscila entre 5,4 g/L y 16,1 g/L) se evaluó con tasas de carga orgánica (OLR) que oscilaron entre 0,86 y 3,7. kg DQO/m3d. En este estudio se investigó exhaustivamente la correlación entre la presión transmembrana y la resistencia total al ensuciamiento. Según los hallazgos, OLR más altos de 0,86 a 3,7 kg DQO/m3d causaron una disminución en la eficiencia de eliminación de DQO, DBO y NH4-N, y OLR más altos de 3,7 kg DQO/m3d dieron como resultado un mayor aumento en la resistencia total a la incrustación (Rt ). El estudio económico del uso del sistema MBR demostró que para un caudal diseñado de 20 m3/d, el período de recuperación del uso de aguas residuales tratadas será de 7,98 años, lo que confirma los beneficios económicos de utilizar este MBR para el tratamiento de aguas residuales municipales. En general, comprender los desafíos que enfrenta la eficiencia de la MBR mejoraría su desempeño y, en consecuencia, la sostenibilidad de la recuperación de aguas residuales.

El problema de la escasez de agua en Egipto ha llevado a un gran número de académicos a buscar soluciones alternativas para retrasar los efectos catastróficos de esta calamidad en la vida de la gente y la economía del país1,2. El uso de aguas residuales tratadas es una de las posibles soluciones. Sin embargo, esto plantea numerosos problemas, incluido el aumento de la complejidad y el efecto perjudicial de las aguas residuales generadas por las industrias y vertidas al sistema de alcantarillado sin tratamiento previo, situación que provocó políticas hídricas estrictas. Utilizando métodos biológicos de tratamiento de aguas residuales, incluido el método convencional de lodos activados (CAS), se pueden afrontar la mayoría de esos desafíos. De todos modos, estos procesos se caracterizan por una baja selectividad para muchos contaminantes, como microbios y algunos contaminantes orgánicos3,4. Muchos problemas con CAS se pueden resolver utilizando el biorreactor de membrana (MBR), un enfoque de tratamiento alternativo con una huella más pequeña, efluente de mayor calidad y menos generación de lodos. Por lo tanto, los MBR se emplean con más frecuencia que los procesos CAS. Los principales factores que provocan la producción de agua reciclada de alta calidad mediante MBR son la retención casi completa de sustancias de alto peso molecular, bacterias y partículas en suspensión mediante la filtración por membrana. Por lo tanto, como última etapa del tratamiento, separa los sólidos de los líquidos de manera mucho más efectiva que el sedimentador secundario en un proceso CAS5.

Sin embargo, la filtración por membrana no puede ayudar tanto con la eliminación de fósforo y nitrógeno, ya que los procesos biológicos son los principales responsables de reducir los nutrientes (fósforo y nitrógeno). De hecho, la aireación intensiva y los tiempos prolongados de retención de sólidos en un sistema MBR convencional pueden hacer que la eliminación de nutrientes sea menos efectiva6,7. Aún así, las dificultades con el ensuciamiento de las membranas durante el tratamiento del lodo activado han retrasado el desarrollo de los MBR. Por lo tanto, estudios recientes sobre sistemas de tratamiento de aguas residuales domiciliarias basados ​​en MBR se han concentrado en formas de gestionar la contaminación de las membranas8. Entre ellos se encuentran la modificación de la superficie de la membrana, el uso de alta velocidad de flujo cruzado, la optimización de las condiciones químicas u operativas y la limpieza hidrodinámica9,10.

Sin embargo, vale la pena mencionar que el uso comercial predominante de MBR es limitado debido al ensuciamiento de la membrana. Los fenómenos de incrustación en la superficie de la membrana y dentro de los poros disminuyen la estabilidad del flujo a largo plazo, lo que requiere una limpieza de la membrana, lo que aumenta el costo total. Además, si la limpieza no es eficaz para recuperar suficiente flujo, el reemplazo de la membrana también es una opción11,12. Debido a la complejidad del fenómeno del ensuciamiento de las membranas, todavía resulta difícil para los científicos que trabajan en este campo pronosticar el comportamiento del ensuciamiento13. En consecuencia, el aumento de los costos de mantenimiento debido a la operación como resultado de la contaminación es una de las desventajas más importantes del MBR, lo que limita su amplia adopción14.

Por lo tanto, ha habido numerosos intentos de gestionar todos los parámetros involucrados en el diseño y operación de MBR, incluidos: condiciones de operación, parámetros de alimentación y biomasa, y características de membrana y módulo. Como modelo, ya se demostró que OLR y F/M causaron un impacto significativo en las características relacionadas con los microbios, como el crecimiento de biomasa y la producción extracelular, lo que a su vez podría producir una disminución o un aumento de la contaminación de la membrana15,16.

Debido a la resistencia desarrollada de la capa de torta en la superficie de la membrana, Wu et al. y Xia et al. informaron una contaminación sustancial de la membrana a un OLR más alto14,17. Aunque se han realizado numerosos estudios en diversas ocasiones para investigar el ensuciamiento de las membranas, con énfasis en los tipos de membranas, configuración de la planta, calidad del permeado, etc.18,19, sólo unos pocos de ellos se han centrado en la operación biológica utilizada en los procesos de filtración por membranas. Además, numerosos estudios han demostrado que controlar la fluctuación de la variable de las cargas orgánicas afluentes probablemente retenga la concentración de biomasa20,21.

Además, para tratar las aguas residuales municipales, Rosenberger et al.20 desarrollaron un MBR de fibra hueca. En este sistema, los OLR fueron variables dependiendo de las condiciones de operación, disminuyendo a 0,07 kg DQO/kg MLSS/d, la concentración de sólidos en suspensión de licor mixto (MLSS) se ajustó entre 18 y 20 g/L y las tasas de carga volumétrica se establecieron entre 1,1 y 1,7 kg DQO/m3d. En general, el proceso fue totalmente consistente, con una gran capacidad para eliminar materiales orgánicos y nitrógeno total. Wagner y Rosenwinkel21 descubrieron que después de un año de operación, al comparar la producción de lodos en una planta piloto de MBR con la CAS, al divergir las tasas de carga entre 0,04 y 0,2 kg DQO/kg MLSS/d sin eliminar ningún lodo, las concentraciones de MLSS aumentaron. de 2 a 18 g L-1, y el crecimiento de lodos fue menor que en el CAS pero se mantuvo igual.

Estudios anteriores han demostrado que la edad de los lodos de 50 a 100 días puede reducir significativamente la producción de lodos; los MBR tienen esta ventaja sobre otros sistemas de purificación de aguas residuales, ya que funcionan mejor a edades altas de los lodos22,23. Sin embargo, no existe un valor absoluto de edad del lodo porque depende de una combinación de factores, incluido el diseño del sistema, las características de alimentación y las condiciones de operación. A diferencia de la mayor parte de los sistemas descritos en la literatura donde se llevaron a cabo experimentos de contaminación de membranas, los trabajos de investigación más recientes se completaron con una edad de lodo alta (> 200 días). De lo contrario, dado que los sistemas reales dependen de las características de la alimentación (caudal y concentración de la planta de tratamiento de aguas residuales), no pueden funcionar con OLR estables. Vo et al.24 descubrieron que cuando las aguas residuales de una curtiduría de alta resistencia se trataron en un MBR a escala de laboratorio durante 280 días con un OLR de 1,3 y 2,6 kg DQO/m3d y un tiempo de retención de lodos (SRT) de 30 días, se logró DQO. capacidades de eliminación de 78 ± 19% y 89 ± 2%, respectivamente. Pollice et al.25 descubrieron que el sistema de un MBR a escala de laboratorio de 6 L con membranas de fibra hueca cooperaba perfectamente con el ajuste de diferentes cargas volumétricas (0,8 y 1,7 g DQO/L d) y funcionó durante más de 100 días sin descarga de lodos. . Con un OLR bajo de 0,12 g DQO/g SST/d, el equilibrio también fue manejable con ambas cargas. En última instancia, el sistema fue sencillo de implementar y tuvo un inicio rápido con poca producción de lodos. De esta manera se obtienen OLR bajos en la operación mientras se opera con tiempos de retención de lodos altos o completos, lo que definitivamente altera las condiciones de la biomasa25,26.

Por lo tanto, el trabajo actual se centra en la funcionalidad de un biorreactor de membrana sumergida (MBR) de lámina plana a escala de laboratorio para la microfiltración de aguas residuales sintéticas mezcladas con aguas residuales municipales. Además, su objetivo es determinar cómo la variación de la carga orgánica aplicada afecta el desarrollo, el rendimiento y el ensuciamiento de la biomasa en el sistema MBR para desarrollar una estrategia tecnoeconómica para utilizar esta tecnología para tratar las aguas residuales municipales en Egipto.

La Figura 1 muestra una representación esquemática del sistema MBR. Para la operación a una HRT de 7 h, el flujo de permeado se mantuvo constante en 11,4 L/h m2. Los diferentes valores de OLR de 0,86, 1,8 y 3,7 kg DQO/m3d se ajustaron utilizando aguas residuales sintéticas. La TMP se monitorizó continuamente con un manómetro electrónico para determinar la propensión a ensuciarse usando una bomba peristáltica que funcionaba en un modo de 10 minutos encendido/2 minutos apagado. Se tomaron mediciones diarias del caudal de permeado durante toda la operación para garantizar un flujo continuo, y también se controló el TMP para detectar suciedad en la membrana.

Diagrama esquemático del sistema de tratamiento MBR a escala de laboratorio.

El sistema MBR comprendía un tanque de Perspex de 23 cm de ancho, 40 cm de largo y 10 cm de alto, con un volumen efectivo de 8 L. El tanque de Perspex contenía una única membrana de microfiltración de hoja plana (módulo de membrana-SINAP, Shanghai) fabricada de difluoruro de polivinilideno (PVDF) con un tamaño de poro de 0,1 m, un área efectiva de membrana de 0,1 m2, un ancho de 22 cm, un largo de 32 cm y un espesor de 0,6 cm. En el fondo del tanque MBR se colocó un difusor de aire que proporcionaba oxígeno. En este reactor, la concentración de oxígeno disuelto (OD) se mantuvo a un nivel superior a 4 mg/L. Para mantener la capacidad operativa de 8 L, se instaló en el tanque MBR una válvula flotante eléctrica con conexión a bomba de alimentación. Con drenaje continuo diario de lodos, el SRT se mantuvo constante durante 30 días durante todo el proceso.

El MBR tuvo duraciones de penetración y relajación de 10 y 2 min, respectivamente. Un controlador de nivel en la parte superior del reactor gestionaba el bombeo intermitente de 1,14 L/h de agua residual al mismo. El valor de TMP registrado por el vacuómetro se utilizó para determinar el ensuciamiento de la membrana del MBR. Después de cada ciclo, o cada vez que el índice del vacuómetro alcanzaba el valor de 0,4 bares, se limpiaba el módulo de membranas mediante técnicas físicas y químicas. Para la limpieza química se utilizaron soluciones de hipoclorito de sodio al 0,2% y ácido cítrico al 1%. Cada MBR tenía un límite de concentración de OD de 4 mg/L o superior. La temperatura del experimento se mantuvo entre 23 y 28 °C.

Para hacer funcionar los MBR con una carga hidráulica de afluente constante y diferentes cargas orgánicas, la concentración del afluente se controló utilizando aguas residuales sintéticas. La Tabla 1 muestra la composición de las aguas residuales. Se investigaron tres cargas orgánicas distintas para caracterizar el comportamiento de diferentes factores operativos. Se obtuvieron valores promedio de demanda química de oxígeno (DQO) de aproximadamente 250, 500 y 950 mg/L para las composiciones más baja, media y máxima, respectivamente, para preparar las aguas residuales sintéticas. Se utilizó melaza como fuente de carbono y K2HPO4 y NHCl4 como fuentes de fósforo y nitrógeno, respectivamente, en el agua sintética.

Al observar cambios en las características microbiológicas, químicas y físicas del afluente y los infiltrados (efluentes), la calidad del lodo y el ensuciamiento de la membrana, se evaluó el desempeño de los tres MBR.

Sólidos suspendidos volátiles de licores mixtos (MLVSS), sólidos suspendidos de licores mixtos (MLSS), sólidos suspendidos totales (SST), fósforo total (TP), nitrógeno total (TN), nitrógeno amónico (NH4–N), demanda biológica de oxígeno (DBO) y la demanda química de oxígeno (DQO) se determinaron de acuerdo con los métodos estándar para el examen de agua y aguas residuales27.

Se tomaron muestras de licor mixto (ML) que contenía productos microbianos solubles (SMP), se enfriaron rápidamente a 4 °C y luego se analizaron en dos horas. Aunque el SMP contiene compuestos químicos muy complejos, se utilizaron proteínas y polisacáridos para cuantificarlo y caracterizarlo mejor porque constituyen una porción importante del mismo, como se describe en la literatura28. La ML sin tratar se centrifugó a 12.000 g durante 15 minutos para representar la fracción soluble (SMP). Se midieron las cantidades de proteínas y carbohidratos en el sobrenadante. Se utilizaron los métodos de Lowry et al.29 y Dubois et al.30 para medir las concentraciones calorimétricas de proteínas y carbohidratos sobrenadantes, respectivamente.

El flujo de permeado (J) en L/h.m2 se determinó cuantitativamente empleando la ecuación. (1),

aquí Q es el caudal de permeado (L/h) evaluado midiendo el volumen del efluente recolectado versus el tiempo, y Am es el área de superficie de la membrana (m2).

La resistencia total de la membrana se calculó según la ecuación. (2)31,

aquí ΔP es la presión transmembrana (N/m2), μ es la viscosidad del efluente (Ns/m2),

aquí Rm es la resistencia inicial de la membrana, (Rf) la resistencia total a la incrustación orgánica e inorgánica, (Rc) la resistencia de la capa de lodo que recubre la superficie de la membrana durante la filtración. Rm se determinó filtrando agua desionizada usando la nueva membrana. En este caso la suma de Rf y Rc es igual a cero y como consecuencia Rt = Rm. El valor de Rf se determinó al final de cada ejecución después de eliminar la capa de lodo1.

Se capturaron micrografías superficiales mediante microscopía electrónica de barrido (Quanta FEG-250) para evaluar la morfología de la superficie del lodo activado. Después de cada ciclo de tratamiento de aguas residuales, el lodo activado se sacó del reactor discontinuo y se lavó con tampón fosfato 0,1 M (pH 7,4) tres veces sucesivas antes de mantenerlo a 4 °C durante 4 h. Posteriormente, los flóculos de lodo se deshidrataron gradualmente utilizando la serie de etanol (50%, 70%, 80%, 90% y 100%), se enjuagaron dos veces con tampón fosfato 0,1 M (pH 7,4) y luego se dejaron secar al aire. antes de ser visto por el microscopio a 20 kV.

El costo económico del sistema MBR alimentado con aguas residuales municipales se estableció para una capacidad de tratamiento de 20 m3/d32, mientras que la energía de las bombas se calculó a partir de la Ec. (4) evaluar el costo operativo de acuerdo con Nguyen y Yoshikawa33.

donde C energía es el gasto energético anual (USD/y), Epumps es el suministro de energía de las bombas y η son las eficiencias de las bombas (0,7). Los gastos de limpieza química y electricidad se calcularon según lo indicado en Tawfik et al.34.

El objetivo principal de este experimento fue determinar si se emplea un biorreactor sumergido de membrana de lámina plana (MBR) para tratar aguas residuales altamente concentradas, que simula el efluente, vertido en plantas de tratamiento que reciben alto OLR. Según los resultados de experimentos anteriores1,4, el flujo de permeado; La TRH y la SRT se mantuvieron constantes en 11,4 L/h.m2, 7 h y 30 días, respectivamente. Se investigaron tres OLR diferentes: 0,86, 1,8 y 3,7 kg DQO/m3d. El valor de DQO de las aguas residuales se ajustó a la concentración requerida (alrededor de 250, 500 y 950 mgO2/L) añadiendo residuos sintéticos de alta concentración a las aguas residuales municipales reales. La Tabla 2 muestra la calidad promedio del agua del afluente y de las aguas residuales tratadas y resume la eficiencia promedio del sistema de tratamiento. Con un OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d, el MBR eliminó del 93,2 al 95% de la DQO total y el 99% de la DBO total. La eliminación de DQO se redujo del 95 al 92% cuando se aumentó la OLR a 3,7 kg de DQO/m3d (Fig. 2). Además, la eliminación de DBO se redujo en dos puntos porcentuales (Fig. 3). La eficiencia de eliminación de DQO no fue significativamente diferente entre los dos OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d, pero se vio significativamente afectada con un OLR de 3,7 kg DQO/m3d.

Variación de la DQO total en el afluente y efluente del MBR en diferentes OLR.

Variación de la DBO total en el afluente y efluente del MBR en diferentes OLR.

El proceso de nitrificación, que transforma el amoníaco en nitrito y nitrato, es una de las principales formas en que normalmente se elimina el NH4-N en la MBR. Según los resultados de rendimiento del MBR, hubo una conversión alta (100–78%) de NH4–N en NO3 con OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d.

Cuando el OLR se incrementó a 3,7 kg DQO/m3d (Tabla 2), la conversión de NH4-N en NO3 cayó del 78% a menos del 50%. La relación entre la producción de NO3 y la entrada de NH4-N, como se ilustra en la Fig. 4, se puede utilizar para describir cómo el NH4-N se convierte en NO3. La relación NO3/NH4-N disminuyó a medida que aumentó el OLR (Fig. 4). Una mayor nitrificación (mayor conversión de NH4–N en NO3) está indicada por una mayor relación NO3/NH4–N. A medida que hay más carbono orgánico presente en el reactor con OLR más altos, se espera competencia entre organismos heterótrofos y autótrofos (nitrificantes). La eliminación de nutrientes inorgánicos también demostró ser menos eficiente cuando los OLR y F/M eran mayores35,36. Vale la pena mencionar que la concentración de NO2 estuvo esencialmente dentro del mismo rango de 0,01 a 0,03 mg/L y no se vio afectada por el cambio de los OLR. Esto es de esperarse, ya que el paso limitante en el proceso de nitrificación es la formación de nitrito.

Impacto de los OLR en la transformación de NH4 –N en NO3.

Un aumento del OLR de 0,86 a 3,7 kg DQO/m3d mostró una caída en la eficiencia de eliminación de TKN del 86 al 53 % (Fig. 5). El amoníaco residual aumentó de 6,1 a 16 mg N/L. No se ha informado de nitrificación en el OLR más alto. A la carga orgánica más alta, el valor promedio de TKN en el efluente fue de 22 mg/L. Esta opinión también fue apoyada por 37,38. Según He et al.39 y Kanimozhi y Vasudevan40, los OLR altos dan como resultado una menor eficiencia de nitrificación debido a la pérdida de amonio por asimilación por heterotrofia. Xu et al.41 han discutido la alteración en la población de bacterias nitrificantes correlacionada con el cambio en el rendimiento de eliminación de nitrógeno con OLR. En el presente estudio, la concentración de nitrato del efluente a un OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d fue de 29 a 22 mg/L, mientras que no se observó nitrificación a la tasa de carga más alta (3,7 kg DQO/m3d). Esto podría deberse a la pérdida de bacterias nitrificantes en el OLR alto. Se ha informado que cargas orgánicas más altas inhiben las bacterias nitrificantes, afectando negativamente el proceso de nitrificación. El MBR no logró eliminar el fósforo de forma eficaz, como era de esperar. Según la Tabla 2, la efectividad de la eliminación del fósforo fue del 26% al 36%, mientras que la eliminación podría resultar mediante adsorción en las superficies de las membranas y cierto consumo por parte de los microorganismos cuando se desarrollan nuevas células.

Variación de TKN en afluente y efluente de MBR en diferentes OLR.

En el período de puesta en marcha de la MBR operada a una OLR de 0,86 kg DQO/m3d, el MLSS era de 5,4 g/L. Aumentó gradualmente hasta alcanzar el estado estacionario (13,4 g/L). La concentración se mantuvo constante hasta el final de la segunda tanda. El aumento del OLR hasta 3,7 kg DQO/m3d provocó un deterioro repentino de la cantidad y calidad del lodo (Fig. 6). A esto le siguió un aumento del MLSS hasta 16,1 g/L. El examen microscópico de la biomasa mostró que está dominada por organismos filamentosos (Figs. 7e yf). La proliferación de bacterias filamentosas provoca un aumento de la viscosidad e hidrofobicidad del lodo. Además, las bacterias filamentosas pueden mejorar y fijar los contaminantes en la superficie de la membrana4,42.

Crecimientos de lodos (g/L) a diferentes OLR.

Micrografías con aumento X20 mediante microscopía óptica de biomasa de lodos activados después de OLR de 0,86 (ayb), 1,8 (cyd) y 3,7 kg DQO/m3d (e y f).

Los resultados disponibles confirman que a HRT y SRT constantes, la OLR afecta la concentración de biomasa del biorreactor. Domínguez et al.43 encontraron que, si bien las concentraciones de biomasa y las tasas de carga aumentaron durante el proceso, la tasa de limpieza disminuyó. Además, la tasa de crecimiento de biomasa con la tasa de carga más alta fue casi el doble de la alcanzada en el experimento con la carga media y fue cinco veces mayor que la tasa de crecimiento con la carga más baja. En consecuencia, con tasas de carga volumétrica intermedias y superiores a OLR de 0,15 kg DQO/MLVSS d, se alcanzaron condiciones de estado estacionario para el MBR, aunque más rápidamente con la tasa de carga más alta. Por lo tanto, recomendaron comenzar a operar los MBR a altas velocidades de carga hasta que se alcancen condiciones de estado estable para acelerar el logro del contenido de biomasa requerido y minimizar la contaminación de la membrana.

Aunque no se cuantificó la viscosidad, se observó que a un OLR de 3,7 kg DQO/m3d, el lodo parecía estar atrapado en una densa capa de gel. Este hallazgo fue corroborado por las micrografías ópticas y SEM, que revelaron pequeños glóbulos brillantes interconectados en la acumulación de lodo activado (Figs. 7e, f y 8). Las micrografías de la Fig. 7 nos permiten ver la discrepancia entre los tres sistemas operativos. Las Figuras 7a-d, que indican valores OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d, muestran una masa húmeda de flóculos grandes, compactos, sólidos y bien sedimentados. Por otro lado, las micrografías del sistema OLR 3,7 kg DQO/m3d muestran flóculos abiertos y flóculos sueltos con puentes de filamentos entre flóculos. Las bacterias filamentosas, que operan como base estructural para una fuerte producción de flóculos, son ventajosas para la capacidad de sedimentación de los lodos activados en los clarificadores cuando están presentes en una concentración razonable44,45. Por lo tanto, para que un sistema MBR funcione idealmente, el crecimiento de bacterias formadoras de flóculos y bacterias filamentosas debe coexistir en armonía46. Sin embargo, la presencia de varios parámetros fisicoquímicos y/o modificaciones en las condiciones del proceso que afectan indirectamente el estado químico del lodo activado estimula el crecimiento excesivo de bacterias filamentosas47,48. Dependiendo del tipo de bacterias filamentosas presentes, el crecimiento excesivo de filamentos puede producir puentes entre flóculos o flóculos abiertos. El primer tipo surge cuando los filamentos emergen de los flóculos hacia el líquido a granel, creando puentes entre ellos y evitando que los flóculos aislados se compacten (lo que se refiere a las flechas rojas en las figuras 7e y f). Mientras que el segundo tipo se desarrolla cuando muchos filamentos crecen dentro de flóculos débilmente consolidados, atrapando así agua dentro de los flóculos (a los que se hace referencia con las flechas verdes en las figuras 7e y f)47. Ante esto, la proliferación de bacterias filamentosas puede provocar un aumento en la viscosidad e hidrofobicidad del lodo, lo que puede resultar en la formación de diversos contaminantes y ensuciamiento de las membranas, como se observa en el sistema MBR con un OLR de 3,7 kg DQO/ m3d. Por el contrario, no se encontraron filamentos cuando el MBR se ejecutó a OLR 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d, lo que proporciona una prueba aún más evidente de la causa de la disparidad de rendimiento entre los tres sistemas operativos y el impacto de OLR en la contaminación de la membrana.

Micrografías a diferentes aumentos mediante imágenes SEM de lodos activados incubados en MBR (a y b) originalmente y después de OLR 3,7 kg DQO/m3d (c y d).

Se utilizó el análisis SEM para examinar los aspectos morfológicos del lodo activado del OLR a 3,7 kg DQO/m3d. Las bacterias en el lodo activado desarrollaron grupos de biopelículas en el sistema operativo con una variedad de patrones de superficie, como se ve en las micrografías SEM con varios aumentos de diferentes secciones del lodo activo en la Fig. 8. El sistema MBR creó una biopelícula con una superficie lisa y pocos agujeros mientras funciona a un OLR de 3,7 kg DQO/m3d. Estas aberturas proporcionan canales de agua que permiten que los nutrientes y el oxígeno lleguen a la mayoría de las células de la biopelícula. Esta variación y alteración en las formas creadas por el biofilm a un OLR de 3,7 kg DQO/m3d puede deberse a un aumento en el OLR, lo que mejora la transferencia de masa de nutrientes al biofilm y provoca variaciones en el espesor y textura del biofilm. . De Kievit descubrió que, a medida que evolucionaba la biopelícula de Pseudomonas aeruginosa, las microcolonias se multiplicaban para formar estructuras que parecían hongos y tallos en condiciones que restringían la migración bacteriana (como la glucosa). Sin embargo, cuando se fomentó el movimiento (mediante glutamato y succinato), las células crecieron predominantemente y formaron una estera plana y regular49. Estos hallazgos son consistentes con lo que se ve en las figuras 8c y d. Esto también está en línea con hallazgos anteriores que mostraron la disminución del rendimiento del lodo activado en condiciones de trabajo de 3,7 kg de DQO/m3d OLR.

Para evaluar el impacto del aumento del OLR en las características de filtración de la membrana, se calcularon los valores de resistencia hidráulica total. Los resultados obtenidos indicaron que al aumentar el OLR de 0,86 a 3,7 kg DQO/m3d, se incrementó la resistencia total al ensuciamiento (Rt) de 1,56 × 1012 a 7,23 × 1012. Johir et al.50 estudiaron el impacto del OLR en el ensuciamiento de la membrana utilizando MBR que operaban a seis OLR diferentes que oscilan entre 0,5 y 3,0 kg DQO/m3d, con HRT y SRT constantes de 8 h y 40 días. Las conclusiones de su investigación mostraron que mayores OLR (2,75–3 kg DQO/m3d) aumentaban las tasas de incrustaciones. Utilizando dos MBR sumergidos idénticos a escala de laboratorio ejecutados durante 162 días con un SRT de 30 días, Zhang et al.51 examinaron el impacto de los OLR constantes y cambiantes sobre el ensuciamiento de la membrana. Según los informes, el MBR que recibió carga variable tuvo una contaminación de membrana más sustancial que el MBR alimentado con un OLR constante durante la fase de arranque. Sin embargo, el MBR realizado bajo los diversos OLR mostró menos contaminación de la membrana después de alcanzar un estado estable que el MBR ejecutado en el OLR constante. Los cambios en la sustancia polimérica extracelular (EPS) y el tamaño de las partículas de biofloc durante todo un período de funcionamiento podrían proporcionar una explicación suficiente para los sucesos observados. La carga variable parece ser un método operativo alternativo potencial para prevenir la contaminación de las membranas en los MBR durante el funcionamiento prolongado.

En la investigación actual se utilizó el monitoreo de la presión transmembrana (TMP) para caracterizar la incrustación que ocurrió durante la operación del MBR. La Figura 9 muestra la variación de TMP a lo largo de la operación de la MBR durante más de 90 días. La Fase 1 (días 1 a 35), Fase 2 (días 35 a 66) y Fase 3 (días 66 a 100) generalmente corresponden a las tres fases. La TMP fue aumentando con el tiempo a un ritmo bastante moderado durante este período: 0,86 kg DQO/m3d. El OLR de 3,7 kg DQO/m3d fue el único OLR utilizado durante la tercera fase de operación de la MBR. A lo largo de esta fase se observó un rápido aumento de TMP. Los hallazgos indican que un aumento en el OLR de 0,86 a 3,7 kg DQO/m3d ha provocado un aumento considerable en la tasa de contaminación de la membrana hasta el punto en que el método de limpieza con aire ya no es eficaz para mantener la membrana limpia. Esta conclusión general concuerda con investigaciones anteriores de MBR sobre el impacto de OLR en la contaminación de la membrana42,52,53,54. Sin embargo, hay poco acuerdo en estas investigaciones sobre la causa del impacto del cambio en OLR en la contaminación de la membrana. Sin embargo, en el estudio actual, el rápido aumento en la TMP observado en el OLR más alto podría deberse al crecimiento en MLSS hasta 14,5 g/L en el día 18. Hallazgos similares han sido reportados por Çiçek et al.55 y Chang y Kim56, quien atribuyó el mayor desarrollo de TMP al mayor OLR. Según Ng y Hermanowicz57, la formación de microorganismos no floculados, que se adhieren continuamente a la superficie de la membrana a medida que aumenta la relación F/M, provoca un aumento de la TMP. Además, se ha observado que la acumulación de sustancias químicas hidrófilas en la superficie de la membrana provoca un aumento del ensuciamiento de la membrana58. En el presente estudio, aumentar la OLR de 0,86 a 1,8 kg DQO/m3d y de 1,8 a 3,7 kg DQO/m3d aumentó las concentraciones de MLSS de 5,4 a 8,8 y de 8,8 a 13,4 y de 13,4 a 16,1 g/L, respectivamente (Fig. 9). ). Esto confirma los hallazgos de estudios anteriores.

TMP y variación de flujo a diferentes OLR (0,86, 1,8, 3,7 kg DQO/m3d).

Uno de los factores clave que contribuyen al ensuciamiento de la membrana en los MBR se ha identificado como SMP. Sin embargo, existen informes contradictorios sobre el impacto del SMP en la contaminación de las membranas. Los compuestos que están presentes en el sobrenadante pero que están ausentes o sólo levemente presentes en el permeado probablemente sean contaminantes. En el sobrenadante se liberan sustancias solubles como resultado de la acción de la biomasa. Las SMP se componen de varias sustancias químicas diferentes, pero la mayoría de ellas incluyen ácidos húmicos, ácidos nucleicos, proteínas y polisacáridos, estando los dos primeros presentes en cantidades mucho menores. Por lo tanto, para evaluar la probabilidad de incrustación, se prestó atención a las especies predominantes, particularmente los polisacáridos y proteínas en el sobrenadante59. Los hallazgos de polisacáridos en el sobrenadante se muestran en la Fig. 10. Esto sugiere que la retención de estas moléculas, como se describió anteriormente60,61, fue causada por la creación de una capa de gel. Dado que los aumentos en las concentraciones de polisacáridos tienden a hacer que el lodo sea menos filtrable, se ha reconocido que el contenido de polisacáridos solubles puede servir como indicador del grado de incrustación60,62,63. En el sobrenadante, las concentraciones de proteínas fueron casi siempre mucho más bajas que las concentraciones de polisacáridos (Fig. 10), lo que demuestra que los polisacáridos tienen un impacto más significativo en la contaminación de la membrana que las proteínas, como se describe en la literatura64,65,66. Además, no se descubrió ninguna relación entre la fluctuación de la alimentación y la necesidad de limpieza mecánica, lo que confirma que las concentraciones de proteínas sólo afectan ligeramente la incrustación.

Contenidos de carbohidratos y proteínas a diferentes OLR (0,86, 1,8, 3,7 kg DQO/m3d).

A lo largo del proceso, las concentraciones de polisacáridos y proteínas en el permeado se muestran en la Fig. 10. Durante el transcurso de las operaciones OLR de 0,86 a 3,7 kg DQO/m3d, las concentraciones de polisacáridos y proteínas oscilaron entre 2,5 y 7,3 mg/L y 2 –4 mg/L, respectivamente. Los resultados mostraron que, en comparación con las operaciones con OLR alto, las concentraciones de SMP se redujeron en operaciones con OLR bajo. Se sabe que las concentraciones de SMP tienen un impacto considerable en la contaminación de las membranas, particularmente en la contaminación interna. En cuanto a los mecanismos de contaminación de la membrana, las SMP provocan la obstrucción de los poros de la membrana mediante la adsorción de las paredes de los poros. Además, el licor mezclado tiene una filtrabilidad deficiente como resultado de que el SMP se acumula rápidamente en el MBR debido al rechazo de la membrana. Además, el polisacárido del SMP contribuye más al ensuciamiento de la membrana que las proteínas67. Fu et al.68 también dijeron que la concentración reducida de EPS, específicamente concentraciones más bajas de polisacáridos, puede ser la causa principal del rendimiento de filtración mejorado que se logró en el proceso MB-MBR en comparación con el MBR tradicional. El aumento más rápido de TMP en OLR de 3,7 kg DQO/m3d permitió que se depositara más SMP en la superficie de la membrana debido a una mayor fuerza de arrastre. Esto ayudó a formar la capa de torta, lo que a su vez provocó que se generara más SMP por una mayor actividad microbiana o descomposición endógena y lisis celular dentro de la torta de lodo8,69. Además, la capa de torta generada en la superficie de la membrana ayudó a que los materiales orgánicos se adhirieran y se volvieran adsorbentes. Por otro lado, la inclusión de bioportadores disminuyó significativamente el crecimiento de SMP y EPS en la superficie de la membrana, lo que mitigó la contaminación de la membrana8.

La evaluación económica se llevó a cabo para la recuperación de aguas residuales municipales como se muestra en la Tabla 3. Los gastos de capital totales son 50,140 USD, pero dado que se planea que el proceso de tratamiento utilizando MBR sea un proceso de desarrollo para reemplazar los métodos convencionales en un tratamiento de aguas residuales existente Las instalaciones, el arrendamiento del sitio y la construcción en el mismo no están incluidos en los gastos de capital. Por otro lado, el coste de la unidad de membrana, que incluye el marco y el módulo de membrana y tiene una vida útil de 20 y 10 años, respectivamente, representa alrededor del 35% de los gastos de capital totales. Mientras que las bombas para equilibrado, lodos, vacío, elevación, etc., representan el segundo mayor gasto de capital hasta en un 30%. Los precios de todos los gastos de capital se obtuvieron del proveedor o del fabricante.

Los gastos operativos consisten en consumo de productos químicos y energía, eliminación de lodos, costos laborales y otros, entre los cuales el consumo de energía eléctrica representa aproximadamente el 99% de los gastos operativos a 0,16 USD/kWh, el mayor de todos los gastos operativos, lo cual es consistente con los gastos anteriores. hallazgos de Hashemi et al.70,71. En cuanto al consumo de químicos, operar el MBR en las condiciones óptimas de 0,86 kg DQO/m3d pospondrá el ensuciamiento de la membrana. Además, cada vez que la TMP alcanzó 0,4 bar, la membrana se somete a una limpieza física automatizada destinada a eliminar la capa de torta de la superficie de la membrana. Por lo tanto, después de ensuciarse por completo, el módulo de membrana se puede limpiar con desinfectantes como hipoclorito de sodio y ácido cítrico por un costo relativamente bajo en comparación con otros agentes de limpieza como el ozono. Este eficiente método químico de limpieza de la membrana utilizando una solución de hipoclorito de sodio al 0,2% se puede llevar a cabo dos veces al año con un costo total de 2,7 USD/año. Además, la eliminación de lodos se realizará cada cuatro meses a un costo de 1,2 USD.

Debido a que el sistema MBR está automatizado, no se requiere una supervisión estrecha. Como resultado, el MBR es más rentable ya que los costos laborales, o algunos de ellos, podrían reemplazarse con instalaciones computacionales, lo que abre la puerta a la aplicación del MBR a escalas mayores y más completas. Por esa razón, se puede despreciar el costo de mano de obra del técnico encargado del seguimiento y mantenimiento. Finalmente, con base en los gastos operativos y de capital estimados, el costo total del tratamiento MBR a escala piloto para aguas residuales municipales a un caudal de 20 m3/d es de 54.818,3 dólares.

Según la Tabla 3, el período de recuperación debería ser de 7,98 años en el escenario de rentabilidad que se basa en la reutilización de las aguas residuales municipales tratadas en las plantas de tratamiento municipales. Nicolaidis y Vyrides32 estimaron el coste de ahorro de las aguas residuales reutilizadas en 1,13 euros/1,0 m3, cifra superior a nuestra estimación, e informaron que el período de recuperación podría ser de sólo 6,0 años para el MBR a escala piloto para el tratamiento de aguas residuales. De manera similar, cuando Tawfik et al.34 utilizaron un MBR para una capacidad de tratamiento de 30 m3/d de aguas residuales que contenían compuestos peligrosos, concretamente dioxano, informaron que el período de recuperación en su estudio sería de 6,6 años. Este hallazgo puede ser comparable a la investigación actual porque ambos estudios emplearon una estimación similar del ahorro de costos por el uso de aguas residuales tratadas, que alcanzaron 0,96 USD/m3 en Tawfik et al.34 y 0,86 USD/m3 en este estudio. Las propiedades del afluente en el estudio antes mencionado serían similares a las de las aguas residuales municipales porque las bacterias se adaptaron durante un corto período a una cantidad modesta de dioxano. Por lo tanto, los resultados de los dos estudios fueron comparables y el período de recuperación no cambió mucho.

En conclusión, aunque los tratamientos biológicos de aguas residuales que utilizan lodos activados son más rentables que otros tratamientos, la adición de MBR mejoraría aún más su eficiencia y rentabilidad72. Con esta combinación se mejora considerablemente la viabilidad económica de todo el proceso de tratamiento. El sistema MBR es una excelente opción para los países que se espera que enfrenten escasez de agua en un futuro cercano, como Egipto. Esta tecnología ofrece una excelente solución para la viabilidad económica del sector además de beneficiar al medio ambiente ya que proporciona a los establecimientos la posibilidad de cerrar el ciclo del agua.

En la presente investigación, se evaluó el impacto de OLR en el rendimiento de MBR con un HRT específico de 7 h y un SRT de 30 días. La información obtenida llevó a las siguientes conclusiones:

Un aumento en la OLR resultó en un aumento correspondientemente inverso en la concentración de biomasa en la MBR. La eficiencia de eliminación de DQO, NH4-N y DBO del MBR fue máxima en el OLR bajo. La eficiencia de la eliminación de nitrógeno disminuyó considerablemente a medida que la OLR aumentó de 1,8 a 3,7 kgDQO/m3d, y también aumentó el número de bacterias nitrificantes. Cuando el OLR se elevó aún más a 3,7 kgDQO/m3d, la eliminación de nitrógeno disminuyó. Además, las micrografías ópticas y SEM mostraron la discrepancia entre los tres sistemas operativos. Mientras que los valores OLR de 0,86 y 1,8 kg DQO/m3d muestran una masa húmeda de flóculos grandes, compactos, sólidos y que se asientan bien, el sistema OLR de 3,7 kg DQO/m3d muestra flóculos abiertos y sueltos con puentes de filamentos entre flóculos. En consecuencia, la desaparición de bacterias filamentosas cuando el MBR se ejecutó a OLR 0,86 y 1,8 kg COD/m3d proporcionó una prueba más evidente de la causa de la disparidad de rendimiento entre los tres sistemas operativos. Según el análisis económico del sistema MBR, el período de recuperación por el uso de las aguas residuales tratadas será de 7,98 años para un caudal planificado de 20 m3/d, lo que confirma las ventajas económicas de la MBR en el tratamiento de aguas residuales municipales. Los resultados de este estudio respaldan la idea de que el uso de la tecnología MBR para tratar aguas residuales puede impulsar la sostenibilidad del sistema al tiempo que se utilizan menos productos químicos y se protegen los problemas ambientales. Por lo tanto, los sistemas de tratamiento en Egipto podrían depender de una escala de MBR mayor en el futuro.

Se deben realizar estudios más profundos para abordar los inconvenientes, como el consumo de energía y la contaminación de las membranas, para reducir los costos y maximizar el rendimiento, ya que se prevé que la demanda de MBR en varios sectores aumentará en el futuro. Además, para desarrollar tecnologías MBR más eficientes, se debe prestar atención al desarrollo de materiales de membrana de bajo costo y alto rendimiento.

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado.

Al-Sayed, A., El Senosy, W., Alherrawy, A., Abo Aly, M. y El-Gohary, F. Tecnología de biorreactor de membrana para la recuperación de aguas residuales. Egipto. J. química. 61, 650–660 (2018).

Google Académico

Hassan, GK, Al-Shemy, M., Adel, AM y Al-Sayed, A. Impulsar el tratamiento de agua salobre mediante la integración de γ-Al2O3NP mesoporosos con membranas de nanofiltración de película delgada. Ciencia. Rep. 12, 19666 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Oghyanous, FA, Etemadi, H., Yegani, R. & Ghofrani, B. Rendimiento de eliminación y contaminación de membranas de biorreactores de membrana aeróbicos sumergidos: un estudio comparativo sobre la optimización de las condiciones operativas y la modificación de la membrana. J. química. Tecnología. Biotecnología. 97, 1190-1199 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Al-Sayed, A., Hellal, MS, Al-Shemy, MT y Hassan, GK Evaluación del rendimiento de un biorreactor de membrana sumergida para el tratamiento de aguas residuales municipales: estudio experimental y validación del modelo con el simulador de software GPS-X. Entorno de agua. J. 37, 480–492 (2023).

Artículo CAS Google Scholar

Di Trapani, D., Corsino, SF, Torregrossa, M. & Viviani, G. Tratamiento de aguas residuales industriales de alta resistencia con biorreactores de membrana para reutilización de agua: efecto del pretratamiento con lodos granulares aeróbicos sobre el rendimiento del sistema y la tendencia a la incrustación. J. Ing. de Procesos de Agua. 31, 100859 (2019).

Artículo de Google Scholar

Chaleshtori, SN, Shamskilani, M., Babaei, A. & Behrang, M. Tratamiento de aguas residuales municipales e incrustaciones en un biorreactor de membrana de lodos activados por microalgas: cultivo en aguas residuales crudas y tratadas. J. Ing. de Procesos de Agua. 49, 103069 (2022).

Artículo de Google Scholar

Bunce, JT, Ndam, E., Ofiteru, ID, Moore, A. y Graham, DW Una revisión de las tecnologías de eliminación de fósforo y su aplicabilidad a sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas a pequeña escala. Frente. Reinar. Ciencia. 6, 8 (2018).

Artículo de Google Scholar

Zhu, J. y col. Impactos de los bioportadores en las características de la capa de torta y la incrustación de la membrana en un novedoso biorreactor de membrana híbrido para el tratamiento de aguas residuales de maricultura. Quimiosfera 300, 134593 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Boonnorat, J., Techkarnjanaruk, S., Honda, R. y Prachanurak, P. Efectos del tiempo de retención hidráulica y la relación carbono-nitrógeno sobre la biodegradación de microcontaminantes en un biorreactor de membrana para el tratamiento de lixiviados. Biorrecurso. Tecnología. 219, 53–63 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Hong, H. y col. Ensuciamiento de membrana en un biorreactor de membrana: un método novedoso para la construcción de la morfología de la superficie de la membrana y su aplicación en la evaluación de la energía de interacción. J. Miembro. Ciencia. 516, 135-143 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Gander, MA, Jefferson, B. y Judd, SJ Biorreactores de membrana para uso en pequeñas plantas de tratamiento de aguas residuales: materiales de membrana y calidad del efluente. Ciencia del agua. Tecnología. 41, 205–211 (2000).

Artículo CAS Google Scholar

Gander, M., Jefferson, B. y Judd, S. MBR aeróbicos para el tratamiento de aguas residuales domésticas: una revisión con consideraciones de costos. Sep. Purif. Tecnología. 18, 119-130 (2000).

Artículo CAS Google Scholar

El-Qelish, M., Hassan, GK, Leaper, S., Dessì, P. y Abdel-Karim, A. Tecnologías basadas en membranas para la producción de biohidrógeno: una revisión. J. Medio Ambiente. Administrar. 316, 115239 (2022).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Xia, S. y col. El efecto de la carga orgánica sobre la composición de la comunidad bacteriana de las biopelículas de membrana en un biorreactor de membrana de cloruro de polivinilo sumergido. Biorrecurso. Tecnología. 101, 6601–6609 (2010).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Du, X., Shi, Y., Jegatheesan, V. y Ul Haq, I. Una revisión del mecanismo, los impactos y los métodos de control de la contaminación de las membranas en el sistema MBR. Membranas (Basilea) 10, 24 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Deng, L. y col. Efectos del tiempo de retención hidráulica y la adición de biofloculante sobre la contaminación de la membrana en un biorreactor de membrana sumergida en esponja. Biorrecurso. Tecnología. 210, 11-17 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Wu, SC y Lee, CM Correlación entre la propensión a la contaminación de sustancias poliméricas extracelulares solubles y la actividad metabólica de los lodos alterada por diferentes condiciones de inanición. Biorrecurso. Tecnología. 102, 5375–5380 (2011).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Fang, HHP & Shi, X. Incrustación de poros de membranas de microfiltración por lodos activados. J. Miembro. Ciencia. 264, 161-166 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Le Clech, P., Jefferson, B., Chang, IS y Judd, SJ Determinación del flujo crítico mediante el método de paso de flujo en un biorreactor de membrana sumergida. J. Miembro. Ciencia. 227, 81–93 (2003).

Artículo de Google Scholar

Rosenberger, S. y col. Funcionamiento de un biorreactor de membranas sumergidas para el tratamiento aeróbico de aguas residuales municipales. Agua Res. 36, 413–420 (2002).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Wagner, J. y Rosenwinkel, K.-H. Producción de lodos en biorreactores de membrana en diferentes condiciones. Ciencia del agua. Tecnología. 41, 251–258 (2000).

Artículo CAS Google Scholar

Martins, CL y cols. Evaluación de la reducción de lodos y la dinámica microbiana en un proceso OSA con tiempo de retención anaeróbico corto. Reinar. Tecnología. Innovación. 19, 101025 (2020).

Artículo de Google Scholar

Ferrentino, R., Langone, M., Fiori, L. y Andreottola, G. Tecnologías de reducción de lodos de depuradora a gran escala: una revisión centrada en el consumo de energía. Agua (Suiza) 15, 615 (2023).

CAS Google Académico

Vo, TDH y cols. Influencia de las tasas de carga orgánica en el rendimiento del tratamiento del biorreactor de membrana que trata las aguas residuales de una curtiduría. Reinar. Tecnología. Innovación. 24, 101810 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Pollice, A., Laera, G. & Blonda, M. Crecimiento y actividad de biomasa en un biorreactor de membrana con retención completa de lodos. Agua Res. 38, 1799–1808 (2004).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Gadkari, J., Shrivastav, A. y Bhattacharya, S. Biorreactores de membrana para el tratamiento de aguas residuales. en Procesos híbridos basados ​​en membranas para el tratamiento de aguas residuales 423–443 (Elsevier, 2021). doi: https://doi.org/10.1016/B978-0-12-823804-2.00017-3.

APHA. Métodos estándar para el examen de aguas y aguas residuales. Pararse. Métodos https://doi.org/10.2105/AJPH.51.6.940-a (2005).

Artículo de Google Scholar

Barker, DJ, Salvi, SML, Langenhoff, AAM & Stuckey, DC Productos microbianos solubles en ABR para el tratamiento de aguas residuales de baja concentración. J. Medio Ambiente. Ing. 126, 239–249 (2000).

Artículo CAS Google Scholar

DuBois, M., Gilles, KA, Hamilton, JK, Rebers, PT y Smith, F. Método colorimétrico para la determinación de azúcares y sustancias relacionadas. Anal. Química. 28(3), 350–356 (1956).

Artículo CAS Google Scholar

Clásicos Lowry, O., Rosebrough, N., Farr, A. y Randall, R. Medición de proteínas con el reactivo Folin fenol. J. Biol. Química. 193, 265–275 (1951).

Artículo de Google Scholar

Lee, EJ, An, AKJ, Hadi, P. y Yan, DYS Caracterización de la fracción de resistencia de la membrana de lámina plana de retrolavado mejorado químicamente. Química. Ing. J. 284, 61–67 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Nicolaidis, C. & Vyrides, I. Cerrar el ciclo del agua para lavanderías industriales: rendimiento operativo y evaluación tecnoeconómica de un sistema de biorreactor de membrana a gran escala. Recurso. Conservar. Reciclar. 92, 128-135 (2014).

Artículo de Google Scholar

Nguyen, TA y Yoshikawa, S. Modelado y optimización económica del módulo de membrana para ultrafiltración de solución de proteínas mediante un algoritmo genético. Procesos 8, 4 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Tawfik, A. y col. Adición de donante de electrones para estimular la degradación microbiana de 1,4 dioxano mediante un biorreactor de membrana por lotes secuencial: un enfoque tecnoeconómico. Quimiosfera 306, 135580 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Khoshfetrat, AB, Nikakhtari, H., Sadeghifar, M. & Khatibi, MS Influencia de la carga orgánica y las tasas de aireación en el rendimiento de un biorreactor de película fija sumergido, aireado con flujo ascendente a escala de laboratorio. Proceso de seguridad. Reinar. Prot. 89, 193-197 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Shen, L., Zhou, Y., Mahendran, B., Bagley, DM y Liss, SN Incrustaciones de membrana en un biorreactor de membrana productor de hidrógeno fermentativo a diferentes velocidades de carga orgánica. J. Miembro. Ciencia. 360, 226–233 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Tawfik, A., Klapwijk, B., El-Gohary, F. y Lettinga, G. Tratamiento de aguas residuales domésticas pretratadas anaeróbicamente mediante un contactor biológico giratorio. Agua Res. 36, 147-155 (2002).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Lyssenko, C. & Wheaton, F. Impacto de las perturbaciones operativas de rampa positiva a corto plazo en la eliminación de amoníaco mediante biofiltros percoladores y de flujo ascendente sumergidos para la acuicultura intensiva con recirculación. Aquac. Ing. 35, 26-37 (2006).

Artículo de Google Scholar

He, SB, Xue, G., Kong, HN & Li, X. Mejora del rendimiento del reactor discontinuo de secuenciación (SBR) mediante la adición de polvo de zeolita. J. Materia peligrosa. 142, 493–499 (2007).

Artículo CAS Google Scholar

Kanimozhi, R. & Vasudevan, N. Efecto de la tasa de carga orgánica sobre el rendimiento del SBR aeróbico en el tratamiento de aguas residuales de destilería digeridas anaeróbicamente. Tecnología limpia. Reinar. Política 16, 467–476 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Xu, S., Wu, D. & Hu, Z. Impacto del tiempo de retención hidráulica en la eliminación de sustancias orgánicas y nutrientes en un reactor discontinuo de secuenciación acoplado a membrana. Agua Res. 55, 12-20 (2014).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Meng, F., Shi, B., Yang, F. y Zhang, H. Efecto del tiempo de retención hidráulica sobre la contaminación de la membrana y las características de la biomasa en biorreactores de membrana sumergida. Biosistema de bioprocesos. Ing. 30, 359–367 (2007).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Domínguez, L., Cases, V., Birek, C., Rodríguez, M. & Prats, D. Influencia de la tasa de carga orgánica en el rendimiento de biorreactores de membranas de ultrafiltración y microfiltración con altos tiempos de retención de lodos. Química. Ing. J. 181–182, 132–143 (2012).

Artículo de Google Scholar

Burger, W. y col. La influencia de las bacterias filamentosas que sobresalen sobre la estabilidad de los flóculos y la separación sólido-líquido en el proceso de lodos activados. Agua Res. 123, 578–585 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Mesquita, DP, Amaral, AL & Ferreira, EC Identificación de diferentes tipos de volumen en un sistema de lodos activados mediante análisis cuantitativo de imágenes. Quimiosfera 85, 643–652 (2011).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Guo, F. & Zhang, T. Perfilado de bacterias formadoras de volumen y espuma en lodos activados mediante secuenciación de alto rendimiento. Agua Res. 46, 2772–2782 (2012).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Sam, T., Le Roes-Hill, M., Hoosain, N. & Welz, PJ Estrategias para controlar la acumulación de filamentos en plantas de tratamiento de aguas residuales de lodos activados: lo viejo y lo nuevo. Agua (Suiza) 14, 1–21 (2022).

Google Académico

Schuler, AJ y Jassby, D. Umbral de contenido de filamentos para el aumento de volumen de lodos activados: ¿artefacto o realidad? Agua Res. 41, 4349–4356 (2007).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

De Kievit, TR Detección de quórum en biopelículas de Pseudomonas aeruginosa. Reinar. Microbiol. 11, 279–288 (2009).

Artículo PubMed Google Scholar

Johir, MA, Vigneswaran, S., Sathasivan, A., Kandasamy, J. & Chang, CY Efecto de la tasa de carga orgánica sobre la materia orgánica y las características contaminantes en un biorreactor de membrana. Biorrecurso. Tecnología. 113, 154-160 (2012).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Zhang, J., Zhou, J., Liu, Y. & Fane, AG Una comparación del ensuciamiento de la membrana bajo cargas orgánicas constantes y variables en biorreactores de membrana sumergidos. Agua Res. 44, 5407–5413 (2010).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Qin, J.-J., Oo, MH, Tao, G. & Kekre, KA Estudio de viabilidad sobre el tratamiento y reutilización de aguas residuales petroquímicas utilizando MBR sumergido. J. Miembro. Ciencia. 293, 161–166 (2007).

Artículo CAS Google Scholar

Chang, J.-S., Chang, C.-Y., Chen, A.-C., Erdei, L. y Vigneswaran, S. Operación a largo plazo de un biorreactor de membrana sumergida para el tratamiento de acrilonitrilo-butadieno de alta resistencia -Aguas residuales de estireno (ABS): Efecto del tiempo de retención hidráulica. Desalinización 191, 45–51 (2006).

Artículo CAS Google Scholar

Chae, SR, Ahn, YT, Kang, ST y Shin, HS Incrustaciones de membrana mitigadas en un biorreactor de membrana sumergida vertical (VSMBR). J. Miembro. Ciencia. 280, 572–581 (2006).

Artículo CAS Google Scholar

Chang, IS y Kim, SN Tratamiento de aguas residuales mediante filtración por membrana: efecto de la concentración de biosólidos en la resistencia de la torta. Bioquímica de procesos. 40, 1307-1314 (2005).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Çiçek, NF, Franco, JP, Suidan, MT, Urbain, V. & Manem, J. Caracterización y comparación de un biorreactor de membrana y un sistema de lodos activados convencional en el tratamiento de aguas residuales que contienen compuestos de alto peso molecular. Entorno de agua. Res. 71, 64–70 (1999).

Artículo de Google Scholar

Ng, HY & Hermanowicz, SW Operación del biorreactor de membrana con tiempos cortos de retención de sólidos: rendimiento y características de la biomasa. Agua Res. 39, 981–992 (2005).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Pan, JR, Su, Y. & Huang, C. Características de los productos microbianos solubles en biorreactores de membrana y su efecto sobre la contaminación de la membrana. Desalinización 250, 778–780 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Evenblij, H., Geilvoet, S., der Graaf, J. & der Roest, Caracterización de la filtración HF para evaluar el rendimiento de MBR: tres casos comparados. Desalinización 178, 115-124 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Rosenberger, S. y col. Impacto del material orgánico coloidal y soluble en el rendimiento de las membranas en biorreactores de membrana para el tratamiento de aguas residuales municipales. Agua Res. 40, 710–720 (2006).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Lee, J., Ahn, WY y Lee, CH Comparación de las características de filtración entre microorganismos de crecimiento adheridos y suspendidos en un biorreactor de membrana sumergida. Agua Res. 35, 2435–2445 (2001).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Le-Clech, P., Jefferson, B. y Judd, SJ Una comparación de configuraciones de biorreactores de membrana tubular sumergidos y de corriente lateral. Desalinización 173, 113-122 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Tarnacki, K., Lyko, S., Wintgens, T., Melin, T. y Natau, F. Impacto de las sustancias poliméricas extracelulares en la filtrabilidad de lodos activados en biorreactores de membrana para el tratamiento de lixiviados de vertederos. Desalinización 179, 181-190 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Wu, Z., Wang, Z., Zhou, Z., Yu, G. & Gu, G. Características reológicas y fisiológicas de lodos en un biorreactor de membrana sumergida a escala piloto. Desalinización 212, 152-164 (2007).

Artículo CAS Google Scholar

Uygur, A. & Kargi, F. Inhibición por fenol de la eliminación de nutrientes biológicos en un reactor discontinuo de secuenciación de cuatro pasos. Bioquímica de procesos. 39, 2123–2128 (2004).

Artículo CAS Google Scholar

Zhang, J., Chua, HC, Zhou, J. & Fane, AG Factores que afectan el rendimiento de la membrana en biorreactores de membrana sumergida. J. Miembro. Ciencia. 284, 54–66 (2006).

Artículo CAS Google Scholar

Sari Erkan, H., Çağlak, A., Soysaloglu, A., Takatas, B. y Onkal Engin, G. Evaluación del rendimiento de un biorreactor de membrana convencional y un biorreactor de membrana de lecho móvil para el tratamiento de aguas residuales de textiles sintéticos. J. Ing. de Procesos de Agua. 38, 101631 (2020).

Artículo PubMed Central Google Scholar

Chen, F., Bi, X. & Ng, HY Efectos de los bioportadores en la mitigación de la contaminación de la membrana en un biorreactor de membrana de lecho móvil. J. Miembro. Ciencia. 499, 134-142 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Sol, L. et al. Explorar los factores esenciales para mejorar el rendimiento en la tecnología de biorreactores de membranas de lodos junto con algas simbióticas. Agua Res. 181, 115843 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Hashemi, H., Hoseini, M. y Ebrahimi, AA Biorreactor discontinuo de secuenciación de membrana de hoja plana para la eliminación de coliformes y metales pesados ​​de lixiviados de compostaje estabilizados. J. Medio Ambiente. Ing. 144, 4018015 (2018).

Artículo de Google Scholar

Hashemi, F., Hashemi, H., Abbasi, A. & Schreiber, ME Ciclo de vida y evaluaciones económicas del reciclaje de aguas residuales de refinerías de petróleo mediante procesos de membrana, resina y desinfección in situ (UF-IXMB-MOX). Proceso de seguridad. Reinar. Prot. 162, 419–425 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Holkar, CR, Jadhav, AJ, Pinjari, DV, Mahamuni, NM y Pandit, AB Una revisión crítica sobre los tratamientos de aguas residuales textiles: posibles enfoques. J. Medio Ambiente. Administrar. 182, 351–366 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

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Todos los autores desean agradecer al Centro Nacional de Investigación (NRC) de Egipto por su apoyo financiero.

Financiamiento de acceso abierto proporcionado por la Autoridad de Financiamiento de Ciencia, Tecnología e Innovación (STDF) en cooperación con el Banco Egipcio de Conocimiento (EKB).

Departamento de Investigación sobre la Contaminación del Agua, Centro Nacional de Investigación, 33El-Bohouth St. (antigua calle El-Tahrir), Dokki, PO 12622, Giza, Egipto

Aly Al-Sayed, Gamal K. Hassan y Fatma A. El-gohary

Departamento de Celulosa y Papel, Centro Nacional de Investigación, 33El-Bohouth St. (Ex El-Tahrir St.), Dokki, PO 12622, Giza, Egipto

Mona T. Al-Shemy

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AA-S.: Visualización, Metodología, Análisis formal, Conceptualización, Validación, Investigación, Curación de datos, Escritura—borrador original, Escritura—revisión y edición; GKH: Metodología, análisis formal, redacción: revisión y edición. MTA-S.: Escritura: revisión y edición; FAE.: Visualización, Investigación, Supervisión, Escritura: revisión y edición.

Correspondencia a Aly Al-Sayed.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Al-Sayed, A., Hassan, GK, Al-Shemy, MT et al. Efecto de las tasas de carga orgánica sobre el rendimiento del biorreactor de membrana para comportamientos de tratamiento de aguas residuales, incrustaciones y costo económico. Representante científico 13, 15601 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-42876-7

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Recibido: 26 de julio de 2023

Aceptado: 15 de septiembre de 2023

Publicado: 20 de septiembre de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-42876-7

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