Valero Lázaro, Pilar
Mosteo Abad, Rosa (dir.) ; Ormad Melero, María Peña (dir.)
Universidad de Zaragoza,
2017
Resumen: Ante la creciente escasez de recursos hídricos de calidad y el aumento de su demanda, surge la reutilización de las aguas residuales como una solución alternativa al uso de aguas potables o prepotables para ciertas aplicaciones. De esta manera, la reutilización de aguas residuales pretende corregir los graves problemas de dotación de agua existentes para diversas actividades económicas y minimizar los problemas de degradación del dominio público hidráulico y de sobreexplotación de acuíferos (Draft V.3.2, 2016).
Las aguas residuales urbanas están reguladas por la Directiva 91/271/CEE, la cual establece concentraciones máximas de DBO5, DQO y sólidos en suspensión totales, pero no incluye control microbiológico alguno. Como consecuencia, las estaciones convencionales de depuración de aguas residuales no incluyen ninguna etapa específica de desinfección. Este hecho, unido al origen fecal de las aguas residuales, da como resultado la presencia de multitud de microorganismos en las aguas residuales depuradas, siendo algunos de ellos potencialmente patógenos (Levantesi et al., 2010, Tonani et al., 2011, Mosteo et al., 2013).
Frente a la falta de regulación en materia de reutilización de aguas en España, se publica en 2007 el Real Decreto 1620/2007, de 7 de diciembre, por el que se establece el régimen jurídico de reutilización de las aguas depuradas. El RD 1620/2007 introduce la denominación de aguas regeneradas, entendiéndose por éstas como aguas residuales depuradas que, en su caso, han sido sometidas a un proceso de tratamiento adicional o complementario que permite adecuar su calidad al uso al que se destinan. Asimismo, dicho RD recoge los criterios de calidad para la utilización de las aguas según los usos (urbanos, agrícolas, industriales, recreativos o ambientales), estableciendo valores máximos admisibles para Escherichia coli, Legionella spp. o Salmonella spp., entre otros parámetros.
Por tanto, como consecuencia de la aparición del RD 1620/2007, se hace necesario aplicar tratamientos adicionales que adecuen la calidad del agua a reutilizar dentro de los valores máximos admisibles en la legislación. De esta forma, aparecen las primeras estaciones regeneradoras de aguas, cuyo número y capacidad de tratamiento ha ido aumentado durante los últimos años. A finales de 2015, España contaba con una producción de más de 500 hm3/año de agua regenerada en las más de 320 estaciones de regeneración de aguas depuradas, situadas principalmente en el arco mediterráneo, los archipiélagos de Baleares y Canarias y la Comunidad de Madrid (MAGRAMA, 2015). Las estaciones regeneradoras de aguas cuentan, por lo general, con un tratamiento físico-químico con decantación, seguido de filtros de arena y desinfección mediante radiación ultravioleta combinada con hipoclorito de sodio como agente desinfectante residual. Cuando se requiere un agua de mayor calidad se emplean también sistemas de filtración de membranas de ultrafiltración (Plan Nacional de Reutilización de Aguas, 2010).
Ante los inconvenientes que presentan las tecnologías de desinfección convencionales, como la generación de subproductos organohalogenados indeseados en la cloración o el ensuciamiento de las lámparas de radiación ultravioleta como consecuencia de la incrustación de cal u otros sólidos, surgen como alternativa los procesos de oxidación avanzada (POAs). Estas tecnologías se basan en la generación de especies reactivas del oxígeno (ROS), como el radical hidroxilo, que tienen un elevado poder oxidante y desinfectante (Parsons, 2004).
Dentro de los POAs, se encuentran diversos tratamientos, como la ozonización combinada con peróxido de hidrógeno, la fotocatálisis con dióxido de titanio o los procesos Fenton y foto-Fenton.
En el presente trabajo de investigación se evalúa la eficacia de diferentes procesos de desinfección sobre las bacterias Escherichia coli, Enterococcus sp. y Staphylococcus aureus, siendo a nivel internacional la bacteria E. coli el microorganismo indicador más utilizado en este tipo de estudios (Malato et al., 2009, Cho et al., 2010, Spuhler et al., 2010, Moncayo-Lasso et al., 2012, Rodríguez-Chueca, 2013, Giannakis et al., 2014, Fagan et al., 2016, Villegas-Guzman et al., 2017). Asimismo, en la presente Tesis Doctoral se desarrolla la investigación de fotocatálisis con un nuevo tipo de TiO2 comercial y se evalúa la posible recuperación y reutilización de este fotocatalizador. Además, se estudia la aplicación del proceso foto-electro-Fenton sobre la inactivación bacteriana, tratamiento en el que el H2O2 se genera en una celda electrolítica y del que apenas existen publicaciones en el campo de la desinfección.
El objetivo principal del presente trabajo de investigación es el estudio de varios procesos de oxidación avanzada, aplicables como alternativa o complemento a los procesos convencionales de desinfección y dirigidos a la eliminación de indicadores bacterianos de contaminación fecal (Escherichia coli, Enterococcus sp. y Staphylococcus aureus) presentes en aguas de salida de depuradora, con el fin de obtener aguas regeneradas susceptibles de reutilización.
Este objetivo principal engloba los siguientes objetivos secundarios:
- Estudio de la evolución de la concentración de microorganismos, en concreto de la bacteria indicadora Enterococcus spp. a lo largo de las etapas de tratamiento de una estación depuradora de aguas residuales convencional, tanto en la línea de aguas como en la de fangos.
- Investigación del poder desinfectante de tratamientos convencionales y procesos de oxidación avanzada en aguas de salida de depuradora. Entre ellos se evalúan la cloración, la ozonización (O3), el sistema peroxona (O3/H2O2), la irradiación UVA-vis, UVA-vis/H2O2, la fotocatálisis con TiO2 (UVA-vis/TiO2), UVA-vis/TiO2/H2O2, la desinfección electroquímica, el proceso electro-Fenton (Fe2+/H2O2) y el proceso foto-electro-Fenton (UVA/Fe2+/3+/H2O2). Se analizan las variables que pueden influir en la eficacia de los procesos: tiempo de tratamiento, tipo y dosis de reactivos, tipo de bacteria, tipo de matriz, etc.
- Modelización cinética de los resultados de inactivación bacteriana obtenidos mediante los diferentes tratamientos de desinfección aplicados.
- Estimación de los costes de operación de cada tratamiento de desinfección en base a los reactivos y a la electricidad consumidos.
Las conclusiones generales del estudio son las siguientes:
- La elevada carga microbiana de origen fecal que presentan las aguas residuales urbanas se consigue reducir en cierto grado a lo largo de los diferentes procesos que tienen lugar en una EDAR convencional, especialmente durante la etapa de tratamiento biológico. Sin embargo, el agua residual depurada todavía contiene concentraciones relativamente elevadas de bacterias indicadoras, como Escherichia coli y Enterococcus spp., que señalan la posible presencia de microorganismos patógenos. Por tanto, para obtener un agua de una calidad adecuada que permita su reutilización libre de riesgos sanitarios, es necesario aplicar tratamientos de desinfección adicionales que reduzcan la carga microbiológica del efluente de manera que se cumplan los criterios de calidad establecidos en la legislación (RD 1620/2007).
- En general, tras la aplicación de los diferentes tratamientos de desinfección investigados a las aguas de salida de depuradora, se observa una menor eficiencia en la eliminación de la bacteria Enterococcus sp. (Gram-positiva) que de la bacteria Gram-negativa Escherichia coli (Gram-negativa), probablemente debido a las diferencias estructurales existentes entre ambas bacterias; en concreto, la pared celular de Enterococcus sp. está formada por una capa de peptidoglicano más gruesa que la de E. coli, que la haría más resistente. En cambio, los mecanismos de reparación celulares de ambas bacterias parecen ser similares, ya que, tras la aplicación de los tratamientos, se observan tendencias de supervivencia y/o recrecimiento muy parecidas en ambos casos. La mayor resistencia de Enterococcus spp. a los tratamientos de desinfección hace de esta bacteria un parámetro de control más fiable que el indicador comúnmente utilizado Escherichia coli.
- Teniendo en cuenta el tiempo de tratamiento necesario para alcanzar un nivel determinado de inactivación bacteriana en agua residual depurada, partiendo de una concentración inicial de ~106-108 UFC/100 mL, la cloración y la ozonización son los procesos más eficaces, logrando una inactivación elevada (-6 log) en pocos minutos (~0,2 h). A continuación, los tratamientos UVA-vis/TiO2/H2O2, foto-electro-Fenton (UVA/Fe2+/3+/H2O2) y la desinfección foto-electroquímica presentan una velocidad de inactivación intermedia (aproximadamente 10 veces más lenta que la cloración o la ozonización), pudiendo lograr -6 unidades logarítmicas de desinfección en ~2 horas. Les siguen la fotocatálisis con TiO2 (UVA-vis/TiO2) y la irradiación con H2O2 (UVA-vis/H2O2), que requieren más de 8 horas de tratamiento para eliminar -6 log. Por último, la irradiación UVA-vis, utilizando una λ= 320-800 nm, es el agente desinfectante menos eficaz, ya que produce cierta inactivación pero muy lentamente, estimándose en más de 20 horas el tiempo necesario para reducir la población bacteriana -6 log.
- La luz UVA-vis utilizada en la experimentación (λ= 320-800 nm) por sí sola no produce niveles elevados de inactivación bacteriana en aguas de salida de depuradora. Sin embargo, es capaz de activar otros agentes desinfectantes como TiO2, H2O2 o sales de hierro, por lo que estos tratamientos podrían realizarse en presencia de luz solar natural, con cierto grado de efectividad.
- El H2O2 potencia el limitado poder desinfectante de la radiación UVA, mejora la actividad fotocatalítica del TiO2 y aumenta la eficacia de los procesos foto-electro-Fenton. Sin embargo, el H2O2 en concentraciones relativamente elevadas (20 mg H2O2/L) actúa de scavenger de ROS cuando se combina con O3.
- La desinfección de aguas de salida de depuradora presenta habitualmente una inactivación bacteriana lenta al inicio de la aplicación de los tratamientos debido al efecto que ejercen las características físico-químicas de la matriz, como la presencia de materia orgánica e inorgánica, la cual compite con las bacterias por reaccionar con los agentes oxidantes aplicados y/o las ROS generadas.
- Los diversos modelos matemáticos aplicados (Hom, bifásico, Mafart y Geereaerd) permiten describir, comparar y predecir las cinéticas de inactivación obtenidas mediante los distintos tratamientos y condiciones de operación aplicadas. Dichos modelos cinéticos proporcionan una estimación del tiempo de tratamiento necesario para un nivel de desinfección dado y, por tanto, pueden emplearse, por ejemplo, como herramienta para la estimación de costes de operación o el diseño de reactores. En general, el modelo de Hom modificado describe adecuadamente las curvas de inactivación obtenidas mediante cloración. El modelo de Geeraerd se ajusta bien a los datos obtenidos mediante ozonización y foto-electro-Fenton, procesos en los que se observan fenómenos conjuntos de hombro y cola. El modelo de Hom y el de Mafart describen apropiadamente la inactivación alcanzada mediante irradiación UVA, H2O2, TiO2 y las combinaciones entre estos agentes desinfectantes.
- Considerando los costes de operación estimados, calculados únicamente en base al consumo de reactivos y/o de energía necesaria para generarlos, la cloración resulta el tratamiento más económico, seguido de cerca por la ozonización. Los procesos foto-electro-Fenton presentan un coste algo mayor, que aumenta según el grado de inactivación requerido. Por último, los procesos en los que interviene el dióxido de titanio son los de mayor coste de operación, incluso teniendo en cuenta la reutilización de este catalizador. Aunque no se han cuantificado, si se tuvieran en cuenta los costes de inversión y mantenimiento, el tratamiento de cloración así como aquellos en los que podría utilizarse luz solar, resultarían con diferencia los más económicos, muy lejos de la ozonización.
- Como conclusión final, la cloración y la ozonización presentan un elevado poder desinfectante en las aguas de salida de depuradora, aunque la posible generación de compuestos organoclorados durante la cloración podría suponer un problema para su reutilización. La ozonización evita el problema de la formación excesiva de trihalometanos sin perder eficacia de inactivación y con un coste de operación equiparable a la cloración, siendo su principal inconveniente la necesidad de infraestructuras más complejas con un coste de inversión considerable. Los tratamientos foto-electro-Fenton suponen una alternativa eficaz, con tiempos de exposición relativamente prolongados y costes de operación algo mayores que la ozonización pero sin la necesidad de equipación tan compleja. Finalmente, la fotocatálisis con TiO2 resulta un tratamiento de acción desinfectante muy lenta y con un coste de operación elevado, relacionado sobre todo con el elevado coste de dióxido de titanio, al cual habría que añadir el coste de un proceso adicional de nanofiltración al que habría que someter al efluente tratado, con el fin de eliminar las nanopartículas presentes y minimizar de esta forma el impacto ambiental sobre medio receptor.
Resumen (otro idioma):
Las aguas residuales urbanas están reguladas por la Directiva 91/271/CEE, la cual establece concentraciones máximas de DBO5, DQO y sólidos en suspensión totales, pero no incluye control microbiológico alguno. Como consecuencia, las estaciones convencionales de depuración de aguas residuales no incluyen ninguna etapa específica de desinfección. Este hecho, unido al origen fecal de las aguas residuales, da como resultado la presencia de multitud de microorganismos en las aguas residuales depuradas, siendo algunos de ellos potencialmente patógenos (Levantesi et al., 2010, Tonani et al., 2011, Mosteo et al., 2013).
Frente a la falta de regulación en materia de reutilización de aguas en España, se publica en 2007 el Real Decreto 1620/2007, de 7 de diciembre, por el que se establece el régimen jurídico de reutilización de las aguas depuradas. El RD 1620/2007 introduce la denominación de aguas regeneradas, entendiéndose por éstas como aguas residuales depuradas que, en su caso, han sido sometidas a un proceso de tratamiento adicional o complementario que permite adecuar su calidad al uso al que se destinan. Asimismo, dicho RD recoge los criterios de calidad para la utilización de las aguas según los usos (urbanos, agrícolas, industriales, recreativos o ambientales), estableciendo valores máximos admisibles para Escherichia coli, Legionella spp. o Salmonella spp., entre otros parámetros.
Por tanto, como consecuencia de la aparición del RD 1620/2007, se hace necesario aplicar tratamientos adicionales que adecuen la calidad del agua a reutilizar dentro de los valores máximos admisibles en la legislación. De esta forma, aparecen las primeras estaciones regeneradoras de aguas, cuyo número y capacidad de tratamiento ha ido aumentado durante los últimos años. A finales de 2015, España contaba con una producción de más de 500 hm3/año de agua regenerada en las más de 320 estaciones de regeneración de aguas depuradas, situadas principalmente en el arco mediterráneo, los archipiélagos de Baleares y Canarias y la Comunidad de Madrid (MAGRAMA, 2015). Las estaciones regeneradoras de aguas cuentan, por lo general, con un tratamiento físico-químico con decantación, seguido de filtros de arena y desinfección mediante radiación ultravioleta combinada con hipoclorito de sodio como agente desinfectante residual. Cuando se requiere un agua de mayor calidad se emplean también sistemas de filtración de membranas de ultrafiltración (Plan Nacional de Reutilización de Aguas, 2010).
Ante los inconvenientes que presentan las tecnologías de desinfección convencionales, como la generación de subproductos organohalogenados indeseados en la cloración o el ensuciamiento de las lámparas de radiación ultravioleta como consecuencia de la incrustación de cal u otros sólidos, surgen como alternativa los procesos de oxidación avanzada (POAs). Estas tecnologías se basan en la generación de especies reactivas del oxígeno (ROS), como el radical hidroxilo, que tienen un elevado poder oxidante y desinfectante (Parsons, 2004).
Dentro de los POAs, se encuentran diversos tratamientos, como la ozonización combinada con peróxido de hidrógeno, la fotocatálisis con dióxido de titanio o los procesos Fenton y foto-Fenton.
En el presente trabajo de investigación se evalúa la eficacia de diferentes procesos de desinfección sobre las bacterias Escherichia coli, Enterococcus sp. y Staphylococcus aureus, siendo a nivel internacional la bacteria E. coli el microorganismo indicador más utilizado en este tipo de estudios (Malato et al., 2009, Cho et al., 2010, Spuhler et al., 2010, Moncayo-Lasso et al., 2012, Rodríguez-Chueca, 2013, Giannakis et al., 2014, Fagan et al., 2016, Villegas-Guzman et al., 2017). Asimismo, en la presente Tesis Doctoral se desarrolla la investigación de fotocatálisis con un nuevo tipo de TiO2 comercial y se evalúa la posible recuperación y reutilización de este fotocatalizador. Además, se estudia la aplicación del proceso foto-electro-Fenton sobre la inactivación bacteriana, tratamiento en el que el H2O2 se genera en una celda electrolítica y del que apenas existen publicaciones en el campo de la desinfección.
El objetivo principal del presente trabajo de investigación es el estudio de varios procesos de oxidación avanzada, aplicables como alternativa o complemento a los procesos convencionales de desinfección y dirigidos a la eliminación de indicadores bacterianos de contaminación fecal (Escherichia coli, Enterococcus sp. y Staphylococcus aureus) presentes en aguas de salida de depuradora, con el fin de obtener aguas regeneradas susceptibles de reutilización.
Este objetivo principal engloba los siguientes objetivos secundarios:
- Estudio de la evolución de la concentración de microorganismos, en concreto de la bacteria indicadora Enterococcus spp. a lo largo de las etapas de tratamiento de una estación depuradora de aguas residuales convencional, tanto en la línea de aguas como en la de fangos.
- Investigación del poder desinfectante de tratamientos convencionales y procesos de oxidación avanzada en aguas de salida de depuradora. Entre ellos se evalúan la cloración, la ozonización (O3), el sistema peroxona (O3/H2O2), la irradiación UVA-vis, UVA-vis/H2O2, la fotocatálisis con TiO2 (UVA-vis/TiO2), UVA-vis/TiO2/H2O2, la desinfección electroquímica, el proceso electro-Fenton (Fe2+/H2O2) y el proceso foto-electro-Fenton (UVA/Fe2+/3+/H2O2). Se analizan las variables que pueden influir en la eficacia de los procesos: tiempo de tratamiento, tipo y dosis de reactivos, tipo de bacteria, tipo de matriz, etc.
- Modelización cinética de los resultados de inactivación bacteriana obtenidos mediante los diferentes tratamientos de desinfección aplicados.
- Estimación de los costes de operación de cada tratamiento de desinfección en base a los reactivos y a la electricidad consumidos.
Las conclusiones generales del estudio son las siguientes:
- La elevada carga microbiana de origen fecal que presentan las aguas residuales urbanas se consigue reducir en cierto grado a lo largo de los diferentes procesos que tienen lugar en una EDAR convencional, especialmente durante la etapa de tratamiento biológico. Sin embargo, el agua residual depurada todavía contiene concentraciones relativamente elevadas de bacterias indicadoras, como Escherichia coli y Enterococcus spp., que señalan la posible presencia de microorganismos patógenos. Por tanto, para obtener un agua de una calidad adecuada que permita su reutilización libre de riesgos sanitarios, es necesario aplicar tratamientos de desinfección adicionales que reduzcan la carga microbiológica del efluente de manera que se cumplan los criterios de calidad establecidos en la legislación (RD 1620/2007).
- En general, tras la aplicación de los diferentes tratamientos de desinfección investigados a las aguas de salida de depuradora, se observa una menor eficiencia en la eliminación de la bacteria Enterococcus sp. (Gram-positiva) que de la bacteria Gram-negativa Escherichia coli (Gram-negativa), probablemente debido a las diferencias estructurales existentes entre ambas bacterias; en concreto, la pared celular de Enterococcus sp. está formada por una capa de peptidoglicano más gruesa que la de E. coli, que la haría más resistente. En cambio, los mecanismos de reparación celulares de ambas bacterias parecen ser similares, ya que, tras la aplicación de los tratamientos, se observan tendencias de supervivencia y/o recrecimiento muy parecidas en ambos casos. La mayor resistencia de Enterococcus spp. a los tratamientos de desinfección hace de esta bacteria un parámetro de control más fiable que el indicador comúnmente utilizado Escherichia coli.
- Teniendo en cuenta el tiempo de tratamiento necesario para alcanzar un nivel determinado de inactivación bacteriana en agua residual depurada, partiendo de una concentración inicial de ~106-108 UFC/100 mL, la cloración y la ozonización son los procesos más eficaces, logrando una inactivación elevada (-6 log) en pocos minutos (~0,2 h). A continuación, los tratamientos UVA-vis/TiO2/H2O2, foto-electro-Fenton (UVA/Fe2+/3+/H2O2) y la desinfección foto-electroquímica presentan una velocidad de inactivación intermedia (aproximadamente 10 veces más lenta que la cloración o la ozonización), pudiendo lograr -6 unidades logarítmicas de desinfección en ~2 horas. Les siguen la fotocatálisis con TiO2 (UVA-vis/TiO2) y la irradiación con H2O2 (UVA-vis/H2O2), que requieren más de 8 horas de tratamiento para eliminar -6 log. Por último, la irradiación UVA-vis, utilizando una λ= 320-800 nm, es el agente desinfectante menos eficaz, ya que produce cierta inactivación pero muy lentamente, estimándose en más de 20 horas el tiempo necesario para reducir la población bacteriana -6 log.
- La luz UVA-vis utilizada en la experimentación (λ= 320-800 nm) por sí sola no produce niveles elevados de inactivación bacteriana en aguas de salida de depuradora. Sin embargo, es capaz de activar otros agentes desinfectantes como TiO2, H2O2 o sales de hierro, por lo que estos tratamientos podrían realizarse en presencia de luz solar natural, con cierto grado de efectividad.
- El H2O2 potencia el limitado poder desinfectante de la radiación UVA, mejora la actividad fotocatalítica del TiO2 y aumenta la eficacia de los procesos foto-electro-Fenton. Sin embargo, el H2O2 en concentraciones relativamente elevadas (20 mg H2O2/L) actúa de scavenger de ROS cuando se combina con O3.
- La desinfección de aguas de salida de depuradora presenta habitualmente una inactivación bacteriana lenta al inicio de la aplicación de los tratamientos debido al efecto que ejercen las características físico-químicas de la matriz, como la presencia de materia orgánica e inorgánica, la cual compite con las bacterias por reaccionar con los agentes oxidantes aplicados y/o las ROS generadas.
- Los diversos modelos matemáticos aplicados (Hom, bifásico, Mafart y Geereaerd) permiten describir, comparar y predecir las cinéticas de inactivación obtenidas mediante los distintos tratamientos y condiciones de operación aplicadas. Dichos modelos cinéticos proporcionan una estimación del tiempo de tratamiento necesario para un nivel de desinfección dado y, por tanto, pueden emplearse, por ejemplo, como herramienta para la estimación de costes de operación o el diseño de reactores. En general, el modelo de Hom modificado describe adecuadamente las curvas de inactivación obtenidas mediante cloración. El modelo de Geeraerd se ajusta bien a los datos obtenidos mediante ozonización y foto-electro-Fenton, procesos en los que se observan fenómenos conjuntos de hombro y cola. El modelo de Hom y el de Mafart describen apropiadamente la inactivación alcanzada mediante irradiación UVA, H2O2, TiO2 y las combinaciones entre estos agentes desinfectantes.
- Considerando los costes de operación estimados, calculados únicamente en base al consumo de reactivos y/o de energía necesaria para generarlos, la cloración resulta el tratamiento más económico, seguido de cerca por la ozonización. Los procesos foto-electro-Fenton presentan un coste algo mayor, que aumenta según el grado de inactivación requerido. Por último, los procesos en los que interviene el dióxido de titanio son los de mayor coste de operación, incluso teniendo en cuenta la reutilización de este catalizador. Aunque no se han cuantificado, si se tuvieran en cuenta los costes de inversión y mantenimiento, el tratamiento de cloración así como aquellos en los que podría utilizarse luz solar, resultarían con diferencia los más económicos, muy lejos de la ozonización.
- Como conclusión final, la cloración y la ozonización presentan un elevado poder desinfectante en las aguas de salida de depuradora, aunque la posible generación de compuestos organoclorados durante la cloración podría suponer un problema para su reutilización. La ozonización evita el problema de la formación excesiva de trihalometanos sin perder eficacia de inactivación y con un coste de operación equiparable a la cloración, siendo su principal inconveniente la necesidad de infraestructuras más complejas con un coste de inversión considerable. Los tratamientos foto-electro-Fenton suponen una alternativa eficaz, con tiempos de exposición relativamente prolongados y costes de operación algo mayores que la ozonización pero sin la necesidad de equipación tan compleja. Finalmente, la fotocatálisis con TiO2 resulta un tratamiento de acción desinfectante muy lenta y con un coste de operación elevado, relacionado sobre todo con el elevado coste de dióxido de titanio, al cual habría que añadir el coste de un proceso adicional de nanofiltración al que habría que someter al efluente tratado, con el fin de eliminar las nanopartículas presentes y minimizar de esta forma el impacto ambiental sobre medio receptor.
Resumen (otro idioma):
Pal. clave: regeneración del agua ; tecnología de aguas residuales ; control de la contaminación del agua
Área de conocimiento: Tecnología del medio ambiente
Departamento: Ingeniería Química y Tecnologías del Medio Ambiente
Nota: Presentado: 08 06 2017
Nota: Tesis-Univ. Zaragoza, Ingeniería Química y Tecnologías del Medio Ambiente, 2017
Enlace permanente:
Registro creado el 2017-07-06, última modificación el 2019-02-19
