Pirita

npj Clean Water volumen 6, Número de artículo: 59 (2023) Citar este artículo

73 Accesos

Detalles de métricas

La contaminación por nitratos y microbios de las aguas subterráneas puede ocurrir en países que enfrentan una intensa urbanización y un saneamiento inadecuado. Cuando las aguas subterráneas son la principal fuente de agua potable, como suele ser el caso en esos países, la necesidad de eliminar estos contaminantes se vuelve acuciante. Aquí se propone la combinación de dos tecnologías, un paso biológico para desnitrificar y un paso electroquímico para desinfectar el agua subterránea, con el objetivo de reducir el aporte químico y la huella del tratamiento del agua subterránea. Como tal, se construyó un reactor de lecho fluidizado a base de pirita (P-FBR) para desnitrificar de forma autótrofa el agua subterránea contaminada. El efluente de P-FBR fue desinfectado en una celda electroquímica con Cl2 electrogenerado. El nitrato se eliminó con una eficiencia del 79% a partir de 178 mg NO3- L-1 iniciales a una tasa de desnitrificación promedio de 171 mg NO3- L-1 d-1, con un tiempo de retención hidráulica (TRH) de 18 h. La unidad electroquímica logró una reducción de 3,8 log en coliformes totales con una densidad de carga de 41,7 A hm-3.

El agua subterránea constituye la principal fuente de agua potable en los países de bajos ingresos, en gran medida en los países subsaharianos, donde la proporción correspondiente a los sectores agrícola e industrial es baja, así como en países como Irlanda y el Reino Unido, donde estos sectores son principalmente de secano1,2. . Los principales factores que contribuyen al deterioro de la calidad del agua subterránea son las malas instalaciones sanitarias, la liberación incontrolada de aguas residuales domésticas e industriales tratadas en mal estado, la ganadería con esparcimiento incontrolado de estiércol y las intensas actividades de fertilización. Las condiciones locales pueden intensificar la contaminación de las aguas subterráneas, como los acuíferos vulnerables y la intensificación de las condiciones climáticas extremas1,3,4,5.

Las concentraciones elevadas de nitrato (NO3-), cloruro (Cl-), así como indicadores microbianos como coliformes fecales y totales (CT), sugieren contaminación antropogénica de las aguas subterráneas. Se han informado concentraciones de nitrato de hasta 500 mg NO3- L-1 en áreas periurbanas de países de bajos ingresos, junto con 300 mg Cl- L-1 y 2 log UFC 100 mL-1 Escherichia coli (E. coli). y 4 log UFC 100 mL-1 TC4,5,6. Las concentraciones varían en gran medida según las condiciones geológicas locales y la fuente de contaminación. Como forma de abordar las enfermedades transmitidas por el agua, la OMS ha establecido un máximo de 50 mg NO3− L−1 y 0 UFC 100 ml−1 para CT en el agua potable7.

El agua subterránea es pobre en contenido orgánico, por lo que los esquemas de tratamiento convencionales que incluyen la desnitrificación heterótrofa no son financieramente sostenibles. Una opción es apuntar a la desnitrificación autótrofa de las aguas subterráneas con donantes de electrones como gas hidrógeno (H2), azufre elemental (S0), sulfuro (HS-), tiosulfato (S2O32-), hierro ferroso (Fe2+) o incluso pirita (FeS2)8. 9. Con base en las respectivas ecuaciones estequiométricas, las capacidades de desnitrificación varían desde 2,5 g NO3−-N g−1 e− donante para H2 hasta 0,05 y 0,1 g NO3−-N g−1 e− donante para hierro reducido (Fe2+ y Fe0)9. 10. La desnitrificación impulsada por pirita ocurre naturalmente en los acuíferos11,12,13,14 y la oxidación de FeS2 está acoplada a la reducción microbiana de NO3 a nitrógeno gaseoso (N2), con una relación estequiométrica de 3 moles de NO3:1 mol de FeS2, acompañada por la producción de 2 moles de SO42. − 12,15. Además, el FeS2 se ha utilizado en el tratamiento de aguas residuales con bajo C/N16,17, así como en la desnitrificación de aguas subterráneas, principalmente en pruebas de botella18,19. La pirita es un mineral ubicuo y de bajo costo que frecuentemente se encuentra como producto de desecho de las actividades mineras20. Además, durante la desnitrificación del FeS2 se mantiene un pH circuneutro, lo que resulta en la minimización de los aportes químicos para este proceso17,18.

Además de la desnitrificación, se requieren pasos de pulido para proporcionar agua potable o de riego segura, ya que la carga microbiana del efluente desnitrificado no permitirá el consumo directo ni la reutilización21. Hasta ahora se han utilizado varias prácticas de desinfección para pulir los efluentes del tratamiento de agua y la oxidación química, ya sea con cloro libre, ozono (O3) o UV, generalmente se prefiere para la reutilización del agua potable22. Sin embargo, se están buscando métodos de desinfección alternativos para dotar al proceso de tratamiento de independencia química y de red, incluida la desinfección electroquímica, también denominada electrocloración cuando el agente químico producido es cloro libre23. En la electrocloración, los iones de cloruro (Cl−) contenidos naturalmente en el agua subterránea se oxidan a cloro (Cl2) en la superficie de un electrodo, cuando se aplica una fuente constante de corriente mediante una fuente de energía externa24,25. El Cl2 producido se mezcla con el electrolito a granel y sufre hidrólisis, produciendo dos potentes desinfectantes: ácido hipocloroso (HOCl) e hipoclorito (OCl-). La proporción de los dos está determinada por la solución de pH 26,27. Se ha probado la desinfección electroquímica para el tratamiento directo de aguas subterráneas o de riego contaminadas con patógenos28,29,30, pero también como paso de pulido para los efluentes de biorreactores27,31. La eficiencia de la desinfección dependerá del material del ánodo, la concentración de Cl− del electrolito, el pH y del contenido de materia orgánica y amoniaco del agua a tratar22.

Este estudio combinó la desnitrificación autótrofa continua con FeS2 como donante de electrones y la desinfección electroquímica mediante oxidación de Cl− a Cl2 (HOCl + OCl−) para tratar el agua subterránea. Aquí, el agua subterránea contaminada se trató en un reactor de lecho fluidizado a base de pirita (P-FBR) y el efluente de P-FBR se desinfectó mediante cloración en el compartimento anódico de la celda electroquímica. Se investigó la eficiencia de la desnitrificación autótrofa basada en FeS2 en condiciones ambientales y en altas concentraciones de Cl- con el objetivo de lograr la desnitrificación a largo plazo con FeS2 de aguas subterráneas reales. Además, se estudió la eficiencia de la electrocloración con electrodos de Pt/Ti y el efecto de la matriz real de agua subterránea sobre la electrocloración. Finalmente se probó la eficiencia de la desinfección electroquímica de los efluentes desnitrificados con FeS2.

El paso biológico fue un FBR de desnitrificación con un lecho de pirita (FeS2) como donador de electrones (P-FBR). El P-FBR se inoculó y operó en lotes con agua subterránea contaminada sintética (SGW) hasta que se eliminó el NO3 (los detalles se proporcionan en la sección Métodos). El primer lote duró siete días (Fig. 1) y 44 mg NO3- L-1 d-1 fue la tasa de eliminación de nitrato más alta alcanzada. Dentro de los primeros tres días, la disminución de NO3- fue acompañada por un aumento de NO2-, que luego se consumió, lo que indica una desnitrificación completa de NO3- a gas N2. Entre los días 7 y 23, se llevaron a cabo varios ciclos por lotes para determinar las tasas de desnitrificación y determinar el tiempo de retención hidráulica (HRT) para la operación continua (datos no mostrados).

a Ciclo operativo del primer lote (días 0 a 7) yb funcionamiento continuo (días 23 a 64) con TRH de 24 h, 12 h y 18 h. Las barras de error representan la desviación estándar de n = 3 réplicas analíticas.

A partir del día 23, el P-FBR se operó en modo continuo durante 41 días con SGW (Fig. 1). Durante esta operación se probaron tres TRH diferentes, 24, 12 y 18 h, con el objetivo de lograr una concentración de NO3− en el efluente inferior a 50 mg NO3− L−1 y también minimizar el tiempo de tratamiento del agua subterránea. La tasa de desnitrificación alcanzada a las 24 h de TRH fue de 167,9 (±7,5) mg NO3- L-1 d-1 (94,3 ± 4,2% de eficiencia de eliminación de NO3-) y la concentración de NO3-efluente fue de 10,1 (±7,5) mg NO3- L- 1 (Tabla 1). Cuando la TRH se redujo a 12 h, la tasa de eliminación de NO3- disminuyó a 93,2 (±37,0) mg NO3- L-1 d-1 (76,2 ± 10,4% de eficiencia de eliminación de NO3-) y la concentración del efluente de NO3- aumentó a 42,4 ( ±18,5) mg NO3− L−1. Durante ese período, el NO2- comenzó a acumularse, hasta 6,4 (±8,4) mg NO2- L-1, lo que significa una desnitrificación incompleta debido al aumento de la tasa de carga de NO3- con la HRT disminuida. A las 18 h de TRH, las tasas de desnitrificación se reanudaron a un promedio de 134,7 (±14,1) mg NO3- L-1 d-1 (81,8 ± 6,0% de eficiencia de eliminación de NO3-), con concentraciones de efluente de 32,5 (±10,6) mg NO3- L-1 , siempre por debajo de los niveles máximos permitidos de agua potable7. Durante ese período se midieron concentraciones más altas de NO2-, en promedio 22,0 (±15,1) mg NO2- L-1. Sin embargo, esto podría atribuirse al efecto de operación HRT de 12 h, que también se confirma por la ausencia de NO2− en los períodos operativos posteriores con agua subterránea real. El pH se mantuvo estable en 7 en las tres TRH probadas con SGW (7,3 ± 0,1, 7,1 ± 0,1 y 7,0 ± 0,0 a las 24, 12 y 18 h respectivamente), sin dosificación química para el control del pH.

Después de establecer una operación estable y continua del P-FBR con SGW a las 18 h HRT, el afluente se cambió a agua subterránea real (GW) y el P-FBR se operó durante 35 días, completando tres ciclos de tratamiento con GW con diferentes Cl− y TC. cargas (Tabla 2, sección Métodos). Durante estos 35 días de operación con GW se mantuvo un rendimiento de desnitrificación estable con una tasa de desnitrificación promedio de 171 mg NO3- L-1 d-1 (la tasa de carga promedio de NO3- fue 215 mg NO3- L-1 d-1) para todos tres ciclos, correspondientes a una eficiencia de desnitrificación promedio del 79% para los tres ciclos con GW (Tabla 1). De esta manera, la concentración promedio de NO3− del efluente fue de 33 mg NO3− L−1, cumpliendo con el estándar para su reutilización como agua potable y además, no se detectó NO2− en ninguno de los ciclos operativos de GW.

Aunque las tasas de desnitrificación a lo largo de los tres ciclos con GW no presentaron cambios significativos, se observó una disminución marginal en la tasa de desnitrificación, junto con un aumento marginal en la concentración de NO3- del efluente después del día 80 (Fig. 2a y Tabla 1). El día 80, comenzó el GW-Ciclo II, donde la concentración de Cl- se incrementó de 93 a 268 mg Cl- L-1, similar a la operación inicial con SGW (Fig. 2a y Tabla 1), acompañado de un aumento en la concentración de Na+ de un promedio de 77 a 234 mg Na+ L-1. Esta mayor concentración de NaCl afectó negativamente la actividad desnitrificante en el P-FBR, sin embargo, la desnitrificación no fue inhibida y después de 15 días de operación con concentraciones más altas de Cl- (día 95 en la Fig. 2a), el rendimiento se recuperó con un efluente de NO3-. concentración por debajo del límite de 50 mg NO3− L−1.

a eliminación de NO3− y cambios después del aumento de Cl− y Na+ observados en los ciclos GW II y III, b nitrógeno total (TN) y nitrógeno nitrato (NO3−-N) y c carbono orgánico total (TOC) y carbono inorgánico (IC) , en el afluente y efluente de la P-FBR. Las barras de error representan la desviación estándar de n = 3 réplicas analíticas.

El GW solo contenía una pequeña cantidad de nitrógeno amónico, ya que casi todo el nitrógeno total (TN) se midió como NO3 − N tanto en el afluente como en el efluente del P-FBR (Fig. 2b). Sin embargo, el GW presentó una mayor carga orgánica, 48.7 (±2.8) mg TOC L-1 para GW-Ciclo I, 48.3 (±0.3) mg TOC L-1 para GW-Ciclo II y 77.7 (±0.3) mg TOC L-1 −1 para GW-Ciclo III (Fig. 2c), en comparación con SGW que no tenía contenido orgánico. En el ciclo GW III, esta mayor carga de TOC también se puede atribuir en parte a la mayor carga de TC, 500 MPN 100 mL-1, en comparación con 7 y 2 MPN 100 mL-1 en los ciclos GW I y II, contenidos naturalmente en el GW y sin carga microbiana en el SGW. La concentración de TOC fue consistentemente mayor en el efluente que en el afluente, 77,2 (±10) mg TOC L-1 en GW-Ciclo I, 83,2 (±7,3) mg TOC L-1 en GW-Ciclo II y 103,5 (±5,2 ) mg TOC L-1 en GW-Ciclo III, lo que indica una liberación de materia orgánica en el agua subterránea desnitrificada.

La concentración de SO42- fue ligeramente mayor en el efluente que en el afluente, excepto en el ciclo GW III. La concentración de SO42- en el afluente fue de 25,9 (±3,4) mg L-1, 25,7 (±0,6) mg L-1 y 30,4 (±0,6) mg L-1 y la concentración de SO42- en el efluente fue de 27,8 (±4,8) mg L- 1, 26,9 (±1,5) mg L-1 y 28,1 (±2,6) mg L-1, en GW-Ciclos I, II y III, respectivamente (Tabla complementaria 1). La concentración de todos los cationes se mantuvo sin cambios entre el afluente y el efluente del P-FBR (Tabla complementaria 2), excepto el potasio (K+). La concentración de K+ afluente en el ciclo GW I y II estuvo cerca y por debajo del límite de detección de PIC, respectivamente, mientras que en el ciclo GW III fue de 3,6 (±0,5) mg L-1. Sin embargo, en el efluente, se detectaron 2,1 (±0,9), 1,2 (±0,6) y 5,4 (±1,0) mg K+ L-1 en los ciclos GW I, II y III, respectivamente (Tabla complementaria 2 y Fig. 1), consistentemente mayor que el K+ en el afluente P-FBR. El pH permaneció estable en 7,3 durante el tratamiento con GW sin ninguna adición química para el control del pH. La concentración de Cl−, esencial para el paso de desinfección posterior, tampoco cambió entre el afluente y el efluente del P-FBR (Tabla 1). Pequeños cambios en el contenido orgánico, la concentración de aniones y cationes o la carga de patógenos entre el afluente y el efluente del P-FBR no afectaron la conductividad y dieron como resultado una conductividad del efluente de 1,8 (±0,2) y 2,7 ​​(±0,9). mS cm-1, para GW-Ciclos II y II, respectivamente (Tabla 1 y Tabla complementaria 1).

Se realizaron experimentos de electrólisis por lotes de tres horas a una corriente constante de 50 mA (j = 2 mA cm-2) para investigar la evolución de Cl2 en el ánodo de Pt/Ti con el efluente SGW P-FBR (Fig. 3a, b) y el GW. -Efluente de P-FBR del Ciclo III (Fig. 3c, d). La concentración inicial de Cl- para las dos pruebas fue similar, es decir, 289 (±6,5) mg Cl- L-1 y 295,2 (±0,9) mg Cl- L-1 para SGW y GW, respectivamente, mientras que los dos efluentes diferían en la concentración inicial. Concentración de COT. Esto resultó en diferencias en el cloro libre y total medible, así como en las tasas de producción de cloro respectivas calculadas (Fig. 3a, c). El cloro se produjo con SGW a 1,65 (±0,05) V frente al potencial anódico de Ag/AgCl y con efluente del ciclo GW III a 1,43 (±0,01) V frente al potencial anódico de Ag/AgCl.

a cloro SGW, b alcalinidad y conductividad SGW, c cloro GW y d alcalinidad y conductividad GW. Las barras de error representan la desviación estándar de n = 3 réplicas analíticas.

Durante la electrólisis de corriente constante con SGW, el cloro libre y total aumentó con el tiempo de ejecución, lo que resultó en una concentración final de cloro libre de 0,455 (±0,002) mg L-1 y 0,640 (±0,005) mg L-1 de cloro total. La tasa de producción obtenida fue de 3,89 mg L-1 d-1 de cloro libre y 5,66 mg L-1 d-1 de cloro total (Fig. 3a). Las tasas de producción se mantuvieron estables entre la primera y la segunda hora de operación, en 4,12 y 4,09 mg L-1 d-1 para cloro libre y 6,37 y 7,24 mg L-1 d-1 para cloro total durante la primera y segunda hora, respectivamente. , mientras que bajaron en la última hora a 3,46 mg L-1 d-1 de cloro libre y 3,38 mg L-1 d-1 total. El pH cayó desde un pH inicial de 7,90 a 6,74, en el que el 85% del cloro libre está presente como HOCl y el resto como OCl-26. De manera similar, la alcalinidad y la conductividad disminuyeron de 239,4 (±3,7) mg L-1 iniciales como CaCO3 a 53,9 (±1,2) mg L-1 finales como CaCO3 y de 2,1 (±0,0) mS cm-1 iniciales a un final. conductividad de 1,8 (± 0,0) mS cm-1 (Fig. 3b).

Después de la prueba de efluente del Ciclo III GW de tres horas, la concentración de cloro libre medida fue de 0,132 (±0,001) mg L-1 y el cloro total fue de 0,423 (±0,003) mg L-1. La tasa de producción de cloro libre fue de 0,56 mg L-1 d-1 y de cloro total fue de 2,12 mg L-1 d-1 (Fig. 3c). El pH bajó de 7,96 inicialmente a 6,83. En consecuencia, la alcalinidad y la conductividad disminuyeron de 418,3 (±4,3) mg L-1 iniciales como CaCO3 a 187,9 (±4,1) mg L-1 finales como CaCO3 y de 2,1 (±0,0) mS cm-1 iniciales a un Conductividad final de 1,7 (± 0,0) mS cm-1 (Fig. 3d).

La eficiencia de la desinfección se investigó más a fondo en presencia de TC con los efluentes P-FBR GW-Ciclos II y III durante la electrólisis a 50, 100 y 150 mA (j = 2 mA cm-2, 4 mA cm-2 y 6 mA cm-2 −2) (Figura 4). Para evaluar el impacto del cloro libre residual, se midió la carga de TC en el agua desinfectada 24 horas después de completar la electrólisis.

a: 50 mA, b: 100 mA y c: 150 mA, en dos réplicas, realizadas con los efluentes P-FBR GW-Cycle II (círculos azul claro) y GW-Cycle III (círculos azul oscuro), respectivamente. El efecto residual del cloro libre se demuestra en recuentos de CT de 24 h.

A 2 mA cm-2 y con efluente del Ciclo GW II, el cloro libre y total producido en 1 h fue de 0,049 (±0,002) mg L-1 y 0,109 (±0,001) mg L-1, respectivamente, y el pH final fue 7.07. Durante esta ejecución, la carga de TC disminuyó en 1,01 log hasta un NMP final de 3,12 log en 100 ml-1 (Fig. 4a). En el experimento con efluente del ciclo GW III, completado en 3 h, los recuentos de TC se eliminaron ya en 2 h de tiempo de electrólisis aplicada, logrando una eliminación de 3,79 log de TC (Fig. 4a) cuando el cloro libre y total eran 0,032 ( ±0.003) mg L-1 y 0.155 (±0.002) mg L-1, respectivamente. Al finalizar esta prueba, t = 3 h, las concentraciones finales de cloro libre y total fueron 0.132 (±0.001) mg L-1 y 0.423 (±0.003) mg L-1, respectivamente y el pH final 6.84. En ese momento se dejó la celda en circuito abierto y se demostró el efecto del cloro residual después de 24 h. No se pudo detectar ningún TC en el agua subterránea desinfectada (Fig. 4a).

A 4 mA cm-2, la carga de TC se eliminó en 1 h tanto en el ciclo GW II como en el III, con una eliminación de 4,24 y 3,22 log para el ciclo GW II y III, respectivamente (Fig. 4b). El cloro libre y total medido varió en este caso entre los dos ciclos, con una concentración final de cloro libre de 0,265 (±0,000) mg L-1 y 0,059 (±0,004) mg L-1 y 0,449 (±0,001) mg L-1 y 0,261 (±0,004) mg L-1 de concentración de cloro total para GW-Ciclo II y III, respectivamente. El pH final fue 6,84 y 7,03 en GW-Ciclo II y III.

Con un efluente de 6 mA cm-2 del ciclo GW II, se logró una eliminación de TC de 0,9 log dentro de un tiempo de electrólisis de 30 minutos con una concentración final de TC de 3,27 log MPN en 100 ml-1, mientras que para el ciclo GW III, la carga de TC disminuyó en 2,15 log, obteniendo un agua subterránea tratada con una carga de 0,67 log MPN 100 mL-1 TC (Fig. 4c). El cloro libre y total medido también varió en este caso entre los dos ciclos, con 0,197 (±0,003) mg L-1 y 0,036 (±0,002) mg L-1 de cloro libre final y 0,273 (±0,003) mg L-1. y 0,150 (±0,005) mg/L de concentraciones de cloro total para GW-Ciclo II y III, respectivamente. Estas diferencias en las mediciones de concentración de cloro entre los ciclos II y III podrían haber resultado de diferencias en las condiciones de mezcla locales o diferencias en los compuestos orgánicos o metales presentes en el efluente del ciclo GW III que podrían interferir con el análisis de cloro. Si bien los recuentos de TC a 6 mA cm-2 GW-Ciclo III no se eliminaron por completo dentro del tiempo de electrólisis, no se detectaron TC después de 24 h.

Se seleccionaron dos densidades de carga, 41,7 y 83,3 A hm-3, para investigar el impacto del aumento de la densidad de carga en la producción de cloro y la eficacia de la desinfección. Además, se evaluó el consumo energético específico del tratamiento electroquímico. Tanto el cloro libre como el total aumentaron con la densidad de carga (Fig. 5a), sin embargo, la diferencia en las dos concentraciones obtenidas no fue estadísticamente significativa. Teniendo en cuenta que el agua subterránea desnitrificada es un electrolito impuro, las diferencias en el TOC, la carga microbiana o incluso el color de fondo pueden inducir variaciones en la producción y medición de Cl2. Por lo tanto, es importante tener cuidado al comparar las dos densidades de carga en términos de producción de cloro libre con agua subterránea desnitrificada, o en general con agua contaminada, como electrolito.

a Producción de cloro (libre y total) (en mg L-1), b Eliminación total de coliformes (TC) expresada como la relación entre el log de eliminación de TC y la concentración logarítmica inicial de TC ((log NMP 100 ml-1)/(log NMP 100 mL−1)) y c consumo de energía específico para el tratamiento de agua (SECW en (kW hm−3) para agua subterránea sintética (SGW) y real de los Ciclos II y III (GW_II + III) a 41,7 y 83,3 (A hm−3) densidad de carga Las barras de error representan la desviación estándar de n = 3 ejecuciones experimentales con GW-Cycle II y III y n = 4 ejecuciones experimentales con SGW.

Una menor densidad de carga y una menor concentración de cloro ya eran suficientes para la eliminación completa del TC (Fig. 5b). Más específicamente, se logró una proporción de 0,97 (±0,03) de disminución de log TC con respecto a los recuentos iniciales de log TC con 41,7 A hm-3 y 0,043 (±0,009) mg L-1 de cloro libre. La eliminación completa de los recuentos de TC se logró con 83,3 A hm-3 y 0,115 (±0,099) mg L-1 de cloro libre final (Fig. 5a, b). Con el GW se midieron valores consistentemente más bajos de cloro libre y total en comparación con el SGW. Por lo tanto, para una comparación justa, el cloro libre producido con SGW fue de 0,169 (±0,037) mg L-1 y 0,245 (±0,065) mg L-1 con 41,7 A hm-3 y 83,3 A hm-3, respectivamente, mientras que el El cloro total para las mismas densidades de carga fue de 0,300 (±0,006) mg L-1 y 0,471 (±0,121) mg L-1, respectivamente (Tabla complementaria 3).

El consumo de energía específico (SECW) para la desinfección del agua subterránea desnitrificada aumentó al aumentar la densidad de carga, tanto para SGW como para GW (Fig. 5c). El SECW fue de ~0,4 y ~1,1 kW hm-3 tanto para SGW como para GW a 41,7 y 83,3 A hm-3, respectivamente, y la similitud se puede atribuir a las conductividades similares de las dos soluciones (~2 mS cm-1). . A 41,7 A hm−3, la tensión de celda con SGW fue de 10,9 (±1,7) V y con GW, de 9,1 (±3,1) V. A 83,3 A hm−3 la tensión de celda obtenida fue de 13,7 (±1,8) V y 13,4 ( ±4,7) V, respectivamente.

La tasa de desnitrificación promedio obtenida por el P-FBR fue de 171 mg NO3− L−1 d−1 a 22 (±2) °C, 1 a 2 órdenes de magnitud mayor que las tasas obtenidas en estudios en botella sobre desnitrificación de aguas subterráneas basada en FeS218 ,19. Hasta la fecha, la mayoría de las investigaciones sobre la desnitrificación autótrofa de FeS2 se han llevado a cabo a alrededor de 30 °C, ya que se espera que este rango de temperatura facilite una mayor actividad de desnitrificación. El efecto de la temperatura sobre la eficiencia de la desnitrificación fue estudiado por Xu et al.32, quienes demostraron que una caída de temperatura de 28 a 20 °C resultaba en una disminución del 48% en la eficiencia de la desnitrificación, mientras que también contribuía a un aumento en la eficiencia de la desnitrificación. concentración de NO2− del efluente. Uno de los pocos estudios realizados a 20 °C fue el estudio de Tong et al.33, donde se logró una eficiencia de eliminación de NO3− del 56,4%, con una columna de tamaño similar a la del presente estudio, pero con una masa de FeS2 tres veces mayor. .

En nuestro estudio se obtuvo una baja concentración de SO42− en el efluente, 28 mg L−1 en promedio para los tres ciclos con agua subterránea real (Tabla 1), con un aumento marginal de la concentración de SO42− desde el afluente hasta el efluente del P- FBR (Tabla 1 y Tabla complementaria 1). Se espera un aumento en SO42- como producto de la desnitrificación basada en FeS2; sin embargo, el SO42- producido estuvo muy por debajo de la cantidad estequiométrica esperada basada en la eliminación de NO3-. En estudios de desnitrificación de FeS2 se han informado concentraciones de SO42- consistentemente más bajas que las esperadas estequiométricamente, sin proporcionar evidencia cuantitativa concluyente33,34,35. Aunque las bajas concentraciones de SO42 en los efluentes obtenidas parecen ventajosas para los esquemas de reutilización de agua, se necesitarán experimentos a más largo plazo y un examen más detallado de los productos de desnitrificación y los precipitados formados en los reactores de desnitrificación basados ​​en FeS2 para concluir sobre esta ventaja descrita del FeS2 sobre otros donantes de electrones sulfurosos33.

Además, se observó una concentración de K+ marginalmente mayor en el efluente del reactor desnitrificante en nuestro estudio que fue consistente en los tres ciclos con GW y no puede atribuirse a ninguna reacción específica que describa la desnitrificación de FeS2. Se puede suponer que el K+ medido en el efluente se originó a partir del FeS2 como una impureza y posteriormente se liberó después de la utilización del FeS2. En un estudio realizado sobre biolixiviación aeróbica de FeS2, el FeS2 inicial utilizado contenía K, mientras que el agente neutralizante no. La composición elemental del licor de biolixiviación mostró consistentemente una concentración de K superior al 1% después de la biooxidación de pirita36. Si bien esto sugiere la posibilidad de lixiviación de K+ después de la biooxidación de FeS2, no hay evidencia concluyente que respalde la hipótesis de que los niveles más altos de K+ en nuestro efluente sean el resultado de este proceso, particularmente porque las condiciones experimentales en ese estudio, específicamente el pH y la oxidación. Las condiciones eran diferentes a las de nuestros experimentos. Además, no realizamos un análisis de composición de FeS2. Por lo tanto, la hipótesis de que el K+ en el efluente se originó a partir de las impurezas presentes en el FeS2 merece un mayor análisis. En conclusión, es crucial examinar minuciosamente la composición del FeS2 antes de su uso, particularmente en esquemas de reutilización de agua.

La capacidad de las células bacterianas para utilizar FeS2, un donante de electrones sólido, para la desnitrificación se ha demostrado en la naturaleza, aunque el mecanismo exacto de utilización del FeS2 aún se debate10. Se ha propuesto la utilización directa o indirecta, a través de mecanismos de disolución de FeS2. Sin embargo, es difícil determinar cuál es la ruta más probable y distinguir entre ambas10,37. Las altas tasas de desnitrificación obtenidas en este estudio podrían atribuirse en parte a la comunidad mixta desnitrificante activa presente en la biomasa que se utilizó para inocular el P-FBR, que se obtuvo del estudio de Carboni et al.17. Además, entre la operación por lotes y la operación continua (día 8), el contenido de O2 del espacio libre aumentó de entre un 2 y un 3% hasta un 10% debido a un trastorno operativo (Figura complementaria 2a). Esto resultó en un aumento mensurable en las concentraciones de Fe2+ y S2O32- en el reactor (Figuras complementarias 2a y 2b), que podría estar relacionado con la disolución del FeS210. Después de este trastorno, se observaron tasas de desnitrificación de hasta 400 mg NO3- L-1 d-1, aproximadamente diez veces más altas que en la primera operación por lotes y la posterior operación continua. Investigaciones anteriores sobre la desnitrificación autótrofa del FeS2 han sugerido que la disolución del FeS2 podría ser un paso esencial antes de su utilización para la desnitrificación15,38,39,40. Esto sugiere que el mecanismo mencionado anteriormente pudo haber ocurrido en el reactor.

Sin embargo, estos resultados son bastante limitados para permitir comentarios sobre el mecanismo exacto del FeS2 obtenido en el reactor estudiado durante todo el período experimental. El análisis de la superficie y la composición del FeS2 antes y después de la operación podría revelar cambios en la morfología del FeS2 y dar una indicación de las partes del FeS2 utilizadas por la comunidad microbiana para la desnitrificación37. Los estudios que combinan el análisis de la comunidad microbiana con el análisis de superficies en medios controlados son esenciales para descifrar los mecanismos de desnitrificación impulsados ​​por el FeS2. Esto último también permitirá la optimización futura de los sistemas de desnitrificación autótrofa de FeS2 y el establecimiento de estos sistemas en las líneas de tratamiento de agua.

La producción de cloro se logró con un ánodo de Pt/Ti y se desinfectaron eficientemente los efluentes desnitrificados de SGW y GW (Fig. 3). En estudios de electrocloración, se han probado exhaustivamente electrodos que emplean costosos recubrimientos de óxido metálico mixto (MMO)27,41,42 o electrodos de diamante dopado con boro (BDD)28, ya que son más robustos y demuestran tasas de oxidación más altas. Más específicamente, Ru MMO demuestra una mayor afinidad hacia la evolución de Cl223,43, en comparación con la evolución de O2, dos reacciones que ocurren con potenciales de electrodo similares24,25. En este estudio, se utilizó como ánodo un electrodo de Pt / Ti hecho a medida con un láser colector de corriente de Ti soldado perpendicularmente a la superficie del electrodo y apoyó la desinfección completa de GW real (Fig. 4 y Fig. complementaria 3c).

A 41,7 A hm-3 se logró una eliminación de TC de 3,8 log correspondiente a un SECw de 0,4 kW hm-3, cuando el cloro libre medido fue en promedio 0,043 mg L-1 con GW y 0,169 mg L-1 con SGW. Patermarakis y Fountoukidis44 en uno de los primeros estudios sobre electrocloración con electrodo de Ti de bajo coste consiguieron en promedio una eliminación de gérmenes de 5 log, sin especificar el tipo, con una inversión de carga de 89,3 A hm−3, resultando en 4 kW hm−3 SECw. En el estudio de Qing et al.30 también se utilizó un ánodo de Pt/Ti que redujo el contenido microbiano del agua de riego en 5 log con una inversión de carga de 9 A hm−3 y logró una concentración de cloro libre tres veces mayor, a pesar de que la inicial La concentración de Cl- fue tan baja como 1,85 mg/L. En su estudio para tratar aguas subterráneas contaminadas microbianamente, De Battisti et al.28 utilizaron un electrodo BDD que eliminó la carga de 200 MPN 100 mL-1 TC y E. coli con una densidad de carga de 28 A hm-3, sin embargo, no se reportaron resultados. en el voltaje de la celda obtenido para permitir cálculos de SECw. En nuestro estudio se evaluó la desinfección utilizando coliformes totales (Fig. 4). Sin embargo, los patógenos más persistentes, incluidas las especies virales, podrían requerir dosis más altas de cloro y tiempos de contacto más prolongados. Por lo tanto, se deben realizar más investigaciones sobre los tiempos de electrocloración y la inversión de energía para esos contaminantes microbianos28,45,46.

Las tasas de producción de cloro libre y total con SGW se mantuvieron estables entre la primera y la segunda hora de operación, mientras que disminuyeron en la última hora (Fig. 3). Varios procesos podrían ser responsables de esta reducción de la tasa de producción de Cl2 en nuestro sistema. Por ejemplo, la formación de burbujas de O2, que fue evidente en nuestros experimentos, obstruyendo el contacto electrolito-electrodo y limitando así la tasa de oxidación de Cl-, modificaciones de la superficie del electrodo inducidas por reacciones de oxidación o, además, formación de subproductos inorgánicos de cloro libre25,44,47 . Sin un análisis específico de todos los productos de cloración producidos, los cambios de pH en el electrolito y sin un análisis de la superficie de los electrodos antes y después de los ciclos experimentales, es difícil identificar qué proceso específico, o combinación de procesos, es responsable de los efectos observados.

Independientemente del mecanismo que llevó a la reducción de las tasas de cloración en la última hora del experimento, lo más importante en el caso de la desinfección es mantener la consistencia y un voltaje estable para asegurar un tratamiento efectivo. Una forma de lograrlo puede ser mediante la inversión de polaridad30,44. Para garantizar la estabilidad operativa a largo plazo de los electrodos para desinfección, se requieren pruebas adicionales. Además, es necesario un examen cuidadoso de los subproductos resultantes de la desinfección con Cl2 al considerar la reutilización del agua. Priorizar estos factores es fundamental para garantizar que los procesos de desinfección propuestos serán efectivos y sostenibles en el largo plazo.

El P-FBR se operó durante 100 días en total a una temperatura ambiente de 22 (±2) °C, con una eficiencia constante de eliminación de NO3 del 79% para lograr el límite de agua potable de NO3- < 50 mg L-1. Además, el efluente desnitrificado se desinfectó electroquímicamente con una densidad de carga de 41,7 A hm-3 y un consumo de energía de 0,4 kW hm-3. El tratamiento combinado se realizó sin aporte adicional de vitaminas ni productos químicos para el control del pH. La celda electroquímica funciona únicamente con electricidad, que puede generarse a partir de fuentes renovables como la energía solar o eólica, lo que puede permitir la independencia de la ubicación y de la red eléctrica. Además, el proceso de cloración se lleva a cabo in situ, lo que elimina la necesidad de comprar productos químicos, ya que el Cl- necesario para iniciar la desinfección está presente de forma natural en el agua subterránea. La unidad electroquímica podría mejorar aún más la desnitrificación haciendo uso del H2 que se produce en el cátodo. El H2 puede servir como donante de electrones adicional para la desnitrificación autótrofa y mejorar la eficiencia general de eliminación de NO348,49.

Los patógenos en el agua potable se han relacionado con enfermedades transmitidas por el agua, como el cólera, la fiebre tifoidea y la diarrea. Un indicio de la gravedad del problema son los recientes brotes de cólera en los países del África subsahariana50. La exposición a altas concentraciones de nitrato en el agua potable se ha relacionado con problemas respiratorios infantiles y varios otros problemas de salud51. Además, el elevado uso de productos químicos y la dependencia de los métodos actuales de tratamiento del agua son motivo de gran preocupación, especialmente para los países sin litoral. Se necesitan con urgencia enfoques que puedan limitar el uso de sustancias químicas y proporcionar independencia química, cuando sea posible. En este sentido, la combinación de desnitrificación autótrofa basada en FeS2 con desinfección electroquímica podría proporcionar un sistema económico, renovable y de pequeña huella para la remediación de aguas subterráneas, para cumplir con el indicador ODS6.1.1 para el acceso a agua potable segura libre de sustancias fecales y químicas. contaminación, ubicados en las instalaciones y fácilmente disponibles.

Los experimentos en los reactores P-FBR y EC se realizaron con agua subterránea sintética (SGW) y real (GW) que se complementó con nitrato (como NaNO3) (GW-Ciclo I), cloruro (como NaCl) (GW-Ciclo II) y una mayor concentración de coliformes totales (CT) (GW-Ciclo III) (Tabla 2). La receta SGW se preparó de acuerdo con los valores máximos de estudios previos con agua subterránea contaminada sintética y agua subterránea contaminada real28,52,53 y contenía: 0,005 g L−1 KNO3, 0,24 g L−1 NaNO3, 0,2 g L−1 MgSO4·7H2O , 0,043 g L-1 MgCl2·6H2O, 0,2 g L-1 CaCl2, 0,01 g L-1 NH4Cl, 0,1 g L-1 NaHCO3, 0,22 g L-1 NaCl y 0,02 g L-1 FeSO4·7H2O (178 mg NO3 − L−1 y 283 mg Cl− L−1) (Tabla complementaria 4).

Se tomaron muestras de agua subterránea de dos pozos privados diferentes en Co. Clare y Co. Galway en Irlanda (características presentadas en la Tabla complementaria 5) y se almacenó en refrigerador a 4 °C hasta su uso como afluente en el P-FBR. Aunque el agua subterránea muestreada estaba contaminada con patógenos (Tabla complementaria 5), ​​las concentraciones de NO3- y Cl- estaban muy por debajo de las concentraciones que se esperarían en una fuente de agua subterránea contaminada. Por lo tanto, para experimentos posteriores, se utilizó agua subterránea real como solución de fondo y se agregaron NO3-, Cl- y TC en los ciclos respectivos (Tabla 2) para alcanzar 178 mg NO3- L-1, 283 mg Cl- L-1 y 500 coliformes totales NMP 100 mL-1 en GW-Ciclos I, II y III (Tabla 2).

El reactor desnitrificante de lecho fluidizado (P-FBR) era una columna de vidrio de 1 L y 6,5 cm de diámetro, como se describe en Carboni et al.17 (Fig. 6 y Fig. complementaria 3a). El volumen de líquido de trabajo del reactor, incluida la tubería de recirculación, fue de 800 ml y el espacio de cabeza fue de 200 ml. Se sumergieron dos sondas de electrodos en el lecho líquido, para el monitoreo continuo del ORP (MTC101, Hach®, Düsseldorf, Alemania) y el pH (PHC101, Hach®, Düsseldorf, Alemania) y se conectaron a medidores portátiles de la serie HQ™ (Hach ®, Düsseldorf, Alemania). El espacio de cabeza del reactor se conectó a una bolsa de gas de 1 L llena con 99,99% de N2 para mantener las condiciones anaeróbicas en el reactor, así como a una columna de desplazamiento de líquido para monitorear el exceso de producción de N2 como producto del proceso de desnitrificación. Se creó un lecho de aproximadamente 10 cm en el fondo del reactor mediante la adición de 120 g de FeS2 (grado superior al 99 %, 0,15–0,48 cm de diámetro, de Fischer Scientific, Hampton, EE. UU.), como se describe en Carboni et al.17. La fluidización se logró con recirculación continua de líquido ascendente mediante una bomba peristáltica (323 S/D Watson Marlow, Reino Unido) a 200 ml min-1, lo que permitió una expansión del lecho del 30 % al 40 %. La temperatura en el reactor no fue controlada, pero sí monitoreada externamente con un termómetro y se mantuvo estable a 22 (±2) °C.

H1 y D son la altura y el diámetro del P-FBR y H2 y W son la altura y el ancho internos de cada una de las dos cámaras de electrodos separadas por la membrana de intercambio catiónico.

Se utilizó agua subterránea sintética como medio y después de la adición de FeS2, el reactor se lavó con 99,99 % de N2 a través de una bolsa de gas para obtener condiciones anóxicas. Las condiciones anóxicas se monitorearon con la sonda ORP y se confirmaron cuando el ORP cayó a valores inferiores a 0 mV, así como cuando el % de O2 en el espacio de cabeza cayó al 2%. Luego se inoculó el reactor con el 20% del volumen de trabajo (aproximadamente 160 mL) con un inóculo compuesto por 60 mL de biomasa de FeS2, obtenida directamente de un FBR desnitrificante de FeS2, como se describe en Carboni et al.17 y 100 mL de la misma biomasa. activado con S2O32- como donante de electrones en incubaciones anteriores en botella (datos no mostrados). Inicialmente, el reactor se operó por lotes y después de obtener la desnitrificación el reactor se cambió a operación continua, mediante el cual el medio se suministró continuamente desde una botella de 10 L almacenada a 4 °C, con una bomba peristáltica (Masterflex Cole-Parmer, Chicago, EE. UU. ) según la TRH requerida en cada ciclo (Tabla 2).

El rendimiento de desnitrificación del P-FBR se evaluó en función de la tasa de eliminación de nitrato (en mg L-1 d-1, calculada como:

donde [NO3−]eff y [NO3−]inf son las concentraciones de nitrato en el efluente y el afluente (en mg L-1) y HRT (en h) es el tiempo de retención hidráulica, que fue de 24, 12 y 18 h para el sintético. períodos experimentales de GW (SGW) y 18 h para los períodos experimentales con el agua subterránea real (GW) (Tabla 2).

Todos los experimentos electroquímicos se realizaron con una celda electroquímica de dos compartimentos (dimensiones internas: 5 × 5 × 1,2 cm), lo que permitió un volumen interno de 30 ml para cada compartimento de electrodos (Figura complementaria 3b). Los marcos interior y exterior de la celda electroquímica se construyeron a partir de 4 láminas acrílicas transparentes de PMMA con 1,2 cm de espesor (Goodfellow, Hamburgo, Alemania). Los dos compartimentos se separaron mediante una membrana de intercambio catiónico (CEM) (Fumasep© FKL-PK-130, Fumatech GmbH, Alemania). Como ánodo y cátodo se utilizaron dos mallas planas de titanio recubiertas de platino (Pt/Ti) (Redoxme AB, Norrköping, Suecia) con una superficie proyectada de 5 × 5 cm y dos varillas de Ti (D = 3 mm) (Goodfellow, Hamburgo, Alemania). utilizados como colectores de corriente. Las varillas de Ti se soldaron con láser bajo protección de gas argón (Ar), perpendicular a la superficie del electrodo (realizado por Dawnlough Ltd., Galway, Irlanda) (Figura complementaria 3c). Los dos electrodos se colocaron paralelos entre sí (la distancia entre electrodos fue de aproximadamente 5 mm). Se utilizó un electrodo KCl Ag/AgCl 3 M (BASi MF-2056, BASi, IN, EE. UU., +0,210 V frente a SHE a 25 °C) como electrodo de referencia (RE) en el compartimento anódico y todos los potenciales informados se refieren a este electrodo. La celda electroquímica se controló galvanostáticamente con una fuente de alimentación de CC (fuente de alimentación de banco RS PRO, 150 W, 1 salida, 0 → 30 V, 0 → 5 A, RS Radionics, Dublín, Irlanda) y las técnicas electroquímicas se realizaron con un potenciostato VSP. (Bio-Logic Science Instruments SAS, Seysinnet-Pariset, Francia). Todas las densidades de corriente se informan con respecto al área de superficie proyectada del ánodo (25 cm2).

Antes del funcionamiento de la celda, se midieron la resistencia compensada entre el ánodo y el electrodo de referencia (Ran, 80% de compensación por potenciostato) y la resistencia de la celda (Rcell) con el método de interrupción de corriente (CI)54 en 10 ciclos sucesivos (ciclos de 50 ms). a 100 mA seguido de 50 ms de circuito abierto con un período de registro de 0,2 ms). El electrolito utilizado fue SGW y GW según el ciclo que se probó en cada ocasión y las resistencias medidas fueron 0,07 (±0,03) Ω para el ánodo y 17,83 (±3,83) Ω a lo largo de la celda. El potencial anódico (EWE) y el voltaje de la celda (Ecell) se monitorearon con el potenciostato mediante cronopotenciometría (CP).

El efluente del reactor de desnitrificación se trató por lotes (1,2 L, efluente total de un día) en el compartimento anódico del reactor electroquímico, con un tiempo de electrólisis de 30, 60, 120, 180 min, dependiendo de la corriente aplicada. En cada prueba de lote, se usó el efluente respectivo del P-FBR como anolito (Tabla 3), mientras que como catolito se usó una solución de NaOH 8,3 mM (EC ≈ 2 mS cm-1), similar al anolito). El anolito y el catolito se recircularon a través de los compartimentos de los electrodos desde botellas de 2 litros con una bomba peristáltica (323 S/D Watson Marlow, Falmouth, Reino Unido) a 75 rpm. Se tomaron muestras para todos los análisis químicos de las líneas de recirculación de anolito y catolito.

La densidad de carga (en A hm−3) se calculó como:

donde I es la corriente constante aplicada (en mA), que fue de 50, 100 y 150 mA para las respectivas densidades de corriente de 2, 4 y 6 mA cm-2 probadas, la telectrólisis es el tiempo del lote de electrólisis (en minutos) y Vanolyte es el volumen del anolito en cada lote, que fue de 1,2 L.

El consumo energético específico (SECw en (kW hm−3) para el tratamiento de aguas subterráneas desnitrificadas se calculó como:

donde Ecell es el voltaje de la celda (en V) que se monitoreó durante la electrólisis.

Las muestras líquidas tomadas del afluente y efluente del P-FBR, así como del anolito y catolito de la celda electroquímica, se filtraron a través de un filtro de membrana de 0,22 μm y se analizaron para NO2-, NO3-, SO42-, S2O32-, Cl− y PO43− con un sistema de cromatografía iónica Dionex Aquion (ThermoFisher Scientific, Waltham, EE. UU.), equipado con una columna IonPac AS14 A de 4 × 250 mm acoplada a una precolumna AG14 A de 4 × 50 mm, funcionando con NaHCO3 3,03 mM. / eluyente Na2CO3 0,97 mM a un caudal de 1 ml min-155. El hierro total (Fe), K+, Na+, Mg2+ y Ca2+ se analizaron con un ICP-OES (ThermoFisher, Scientific Walthan, EE. UU.) operado con potencia de RF: 1,2 kW, caudal de plasma de Ar: 12 L min-1, flujo auxiliar de Ar. caudal: 1 L min-1 y caudal de argón del nebulizador: 0,7 L min-117. El hierro ferroso (Fe2+), NH4+ (ppm) y la alcalinidad (mg L−1 como CaCO3) se midieron con los métodos colorimétricos SM: 3500 Fe-B: Hierro por Fenantrolina56, EPA-NERL: 350.1: (Rev. 2.0 1993): Amoníaco mediante colorimetría automatizada57 y EPA 310.2 (Rev. 1974): Alcalinidad mediante autoanalizador58, respectivamente, y analizados fotométricamente con un analizador automatizado Thermo Scientific™ Gallery™ (Thermo Fisher Scientific Oy, Vantaa, Finlandia), según los protocolos del fabricante. Las concentraciones de hierro férrico (Fe3+) se calcularon como la diferencia entre las concentraciones medidas de Fe y Fe2+. La conductividad eléctrica (CE) y el pH se analizaron electroquímicamente con un analizador Thermo Scientific™ Gallery™ equipado con una unidad Gallery ECM con pH funcional (984997) y electrodos de referencia (984996) (Thermo Fisher Scientific Oy, Vantaa, Finlandia), según el protocolos del fabricante.

Las concentraciones de carbono total (TC) y carbono inorgánico (IC) se midieron con un analizador de TOC (TOC-L, Shimadzu, Kyoto, Japón) y la diferencia de los dos se calculó como carbono orgánico total (TOC)17. El nitrógeno total (TN) se determinó fotométricamente con un SEAL Autoanalyzer AA3 3HR (SEAL Analytical Ltd, Wrexham, Reino Unido), según el Método No. G-157-96 Rev. 17 (Multitest MT17) (método de hidrazina) proporcionado por el fabricante. Las muestras de gas tomadas del espacio de cabeza del P-FBR se analizaron con un cromatógrafo de gases (7890B, Agilent, Santa Clara, EE. UU.), equipado con un espectrómetro de masas (GC-MS) calentado a 250 °C. Se utilizó helio como gas portador con un caudal de 2,5 ml min-117.

Se tomaron muestras para análisis de cloro libre y total de las líneas de recirculación de anolito y catolito y se midieron inmediatamente con un espectrofotómetro UV-1900 con cámara de control de temperatura (Shimadzu, Kyoto, Japón) de acuerdo con el Método Colorimétrico estándar DPD (4500 – Cl G )59. La intensidad resultante se relacionó con las concentraciones de cloro mediante una curva de calibración (0,05–4 mg Cl2 L-1) construida inicialmente a 515 nm con soluciones estándar de KMnO4.

El número más probable (MPN) de TC y E. coli se determinó mediante la prueba quanti-tray/2000 Colilert-18® (9223 B-2004 Colilert-18®)60 en muestras de 100 ml (MPN 100 ml-1) tomadas del afluente y efluente de P-FBR así como del anolito de la celda electroquímica. Se utilizó un sellador IDEXX Quanti-tray (IDEXX Laboratories Inc., Maine, EE. UU.) para sellar las bandejas que posteriormente se incubaron durante 22 h a 35 °C. Para todas las diluciones requeridas, se utilizó agua destilada esterilizada filtrada.

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado y sus archivos de información complementarios. Conjuntos de datos adicionales generados y/o analizados durante el estudio actual están disponibles a pedido del autor correspondiente.

Lapworth, DJ y cols. Calidad del agua subterránea urbana en África subsahariana: estado actual e implicaciones para la seguridad hídrica y la salud pública. Hidrogeol. J. 25, 1093-1116 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Carrard, N., Foster, T. & Willetts, J. El agua subterránea como fuente de agua potable en el sudeste asiático y el Pacífico: una revisión multinacional de las preocupaciones actuales sobre la dependencia y los recursos. Agua 11, 1605 (2019).

Artículo de Google Scholar

Baily, A., Rock, L., Watson, CJ y Fenton, O. Variaciones espaciales y temporales en el nitrato de las aguas subterráneas en una granja lechera intensiva en el sureste de Irlanda: conocimientos a partir de datos de isótopos estables. Agrícola. Ecosistema. Reinar. 144, 308–318 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Reaver, KM y cols. Calidad y suministro de agua potable en seis comunidades periurbanas de bajos ingresos de Lusaka, Zambia. GeoSalud 5, e2020GH000283 (2021).

Artículo de Google Scholar

Masindi, V. & Foteinis, S. Contaminación de las aguas subterráneas en África subsahariana: implicaciones para la protección de las aguas subterráneas en los países en desarrollo. Limpio. Ing. Tecnología. 2, 100038 (2021).

Artículo de Google Scholar

Ravikumar, P., Venkatesharaju, K. & Somashekar, RK Principales estudios hidroquímicos y de química iónica de aguas subterráneas de Bangalore South Taluk, India. Reinar. Monit. Evaluar. 163, 643–653 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Directrices para la calidad del agua potable - Cuarta edición que incorpora la primera y la segunda adenda. Licencia: CC BY-NC-SA 3.0 IGO (Organización Mundial de la Salud, 2011).

Pang, Y. & Wang, J. Varios donantes de electrones para la eliminación biológica de nitratos: una revisión. Ciencia. Medio ambiente total. 794, 148699 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Di Capua, F., Pirozzi, F., Lens, PNL y Esposito, G. Donantes de electrones para la desnitrificación autótrofa. Química. Ing. J. 362, 922–937.

Artículo de Google Scholar

Hu, Y., Wu, G., Li, R., Xiao, L. y Zhan, X. La desnitrificación autótrofa mediada por sulfuros de hierro: un bioproceso emergente para la mitigación de la contaminación por nitratos y el tratamiento sostenible de aguas residuales. Agua Res. 179, 115914 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Jørgensen, CJ, Jacobsen, OS, Elberling, B. y Aamand, J. Oxidación microbiana de pirita acoplada a reducción de nitrato en sedimentos anóxicos de aguas subterráneas. Reinar. Ciencia. Tecnología. 43, 4851–4857 (2009).

Artículo de Google Scholar

Zhang, YC, Slomp, CP, Broers, HP, Passier, HF y Van Cappellen, P. Desnitrificación acoplada a oxidación de pirita y cambios en la calidad del agua subterránea en un acuífero arenoso poco profundo. Geochim. Cosmochim. Acta 73, 6716–6726 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Schwientek, M. y col. Evidencia de desnitrificación regulada por oxidación de pirita en un sistema de agua subterránea porosa y heterogénea. Química. Geol. 255, 60–67 (2008).

Artículo CAS Google Scholar

Hayakawa, A., Hatakeyama, M., Asano, R., Ishikawa, Y. & Hidaka, S. Reducción de nitratos junto con oxidación de pirita en los sedimentos superficiales de un ecosistema rico en sulfuros. J. Geophys. Res. Biogeoscos. 118, 639–649 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

Pang, Y. & Wang, J. Información sobre el mecanismo de desnitrificación quimioautótrofa utilizando pirita (FeS2) como donante de electrones. Biorrecurso. Tecnología. 318, 124105 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Kong, Z., Li, L., Feng, C., Dong, S. y Chen, N. Investigación comparativa sobre biofiltros de flujo vertical integrados que aplican desnitrificación autótrofa a base de azufre y pirita para el tratamiento de aguas residuales domésticas. Biorrecurso. Tecnología. 211, 125-135 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Carboni, MF y cols. Desnitrificación autótrofa de aguas residuales ricas en nitratos en reactores de lecho fluidizado utilizando pirita y azufre elemental como donadores de electrones. Reinar. Tecnología. Innovación. 28, 102878 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Pu, J. y col. Desnitrificación autótrofa a base de pirita para la remediación de aguas subterráneas contaminadas con nitratos. Biorrecurso. Tecnología. 173, 117-123 (2015).

Artículo de Google Scholar

Torrentó, C., Cama, J., Urmeneta, J., Otero, N. & Soler, A. Desnitrificación de aguas subterráneas con pirita y Thiobacillus denitrificans. Química. Geol. 278, 80–91 (2010).

Artículo de Google Scholar

Mao, J. y col. Utilización de recursos de relaves residuales: Eliminación simulada de nitrógeno del efluente secundario mediante desnitrificación autótrofa basada en relaves de pirita. Frente. Reinar. Ciencia. 10, 1–9 (2022).

Artículo de Google Scholar

Botti, A. y col. Sedimentadores secundarios electrizantes para mejorar la eliminación de nitrógeno y patógenos. Química. Ing. J. 451, 138949 (2023).

Artículo CAS Google Scholar

Hand, S. & Cusick, RD Desinfección electroquímica en agua y tratamiento de aguas residuales: identificación de los impactos de la calidad del agua y las condiciones operativas en el rendimiento. Reinar. Ciencia. Tecnología. 55, 3470–3482 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Kraft, A. Desinfección electroquímica del agua: una breve reseña. Platino. Reunió. Rev. 52, 177–185 (2008).

Artículo CAS Google Scholar

Du, J., Chen, Z., Chen, C. y Meyer, TJ Una alternativa de media reacción a la oxidación del agua: oxidación de cloruro a cloro catalizada por iones de plata. Mermelada. Química. Soc. 137, 3193–3196 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Vos, JG & Koper, MTM Medición de la competencia entre la evolución de oxígeno y la evolución de cloro mediante voltamperometría de electrodo de disco de anillo giratorio. J. Electroanal. Química. 819, 260–268 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Wang, L. y col. El ácido hipocloroso como posible agente para el cuidado de heridas: parte I. Ácido hipocloroso estabilizado: un componente del armamento inorgánico de la inmunidad innata. J. Burns Heridas 6, e5 (2007).

CAS Google Académico

Mosquera-Romero, S. et al. Desinfección de efluentes de humedales artificiales mediante: Producción electroquímica in situ de cloro para la reutilización del agua. Reinar. Ciencia. Agua Res. Tecnología. 8, 98-107 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

De Battisti, A., Formaglio, P., Ferro, S., Al Aukidy, M. & Verlicchi, P. Desinfección electroquímica de aguas subterráneas para uso civil: un ejemplo de un proceso de oxidación avanzada endógena eficaz. Quimiosfera 207, 101-109 (2018).

Artículo de Google Scholar

Bhattacharya, M., Bandyopadhyay, K. & Gupta, A. Diseño de un sistema de electrocloración rentable para el tratamiento de agua en el punto de uso. Reinar. Ing. Res. 26, 0-1 (2021).

CAS Google Académico

Qing, G. y col. Desinfección del agua de riego mediante electrodos de titanio. J. Electroquímica. Soc. 168, 63502 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Castellar, JAC et al. Soluciones basadas en la naturaleza combinadas con tecnologías avanzadas: una oportunidad para la reutilización descentralizada del agua en las ciudades. J. Limpio. Pinchar. 340, 130660 (2022).

Artículo de Google Scholar

Xu, B., Shi, L., Zhong, H. y Wang, K. El rendimiento de la columna de desnitrificación autótrofa a base de pirita para una barrera reactiva permeable en un entorno natural. Biorrecurso. Tecnología. 290, 121763 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Tong, S., Rodríguez-González, LC, Feng, C. y Ergas, SJ Comparación de la desnitrificación autotrófica de pirita particulada (PPAD) y la desnitrificación por oxidación de azufre (SOD) para el tratamiento de aguas residuales nitrificadas. Ciencia del agua. Tecnología. 75, 239–246 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Di Capua, F., Mascolo, MC, Pirozzi, F. y Esposito, G. Desnitrificación simultánea, recuperación de fósforo y baja producción de sulfato en un biofiltro empaquetado con pirita recirculada (RPPB). Quimiosfera 255, 126977 (2020).

Artículo de Google Scholar

Carboni, MF, Arriaga, S. & Lens, PNL Nitrificación y desnitrificación autótrofa simultáneas en reactores de lecho fluidizado utilizando pirita y azufre elemental como donadores de electrones. Ciencia del agua. Ing. 16, 143-153 (2023).

Artículo de Google Scholar

Gahan, CS, Sundkvist, JE y Sandström, Å. Un estudio sobre los efectos tóxicos del cloruro sobre la eficiencia de biooxidación de la pirita. J. Peligro. Madre. 172, 1273–1281 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Dong, B., Jia, Y., Tan, Q., Sun, H. y Ruan, R. Contribuciones de la 'lixiviación por contacto' microbiana a la oxidación de pirita bajo diferentes potenciales redox controlados. Minerales 10, 1-16 (2020).

Artículo de Google Scholar

Liu, T., Hu, Y., Chen, N., He, Q. y Feng, C. El alto potencial redox promueve la oxidación de la pirita en condiciones neutras: implicaciones para optimizar la desnitrificación autótrofa de la pirita. J. Peligro. Madre. 416, 125844 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Dos Santos, EC, De Mendonça Silva, JC & Duarte, HA Mecanismo de oxidación de pirita por oxígeno en medio acuoso. J. Física. Química. C. 120, 2760–2768 (2016).

Artículo de Google Scholar

Yan, R., Kappler, A. & Peiffer, S. Interferencia de nitrito con pirita en condiciones ácidas: implicaciones para los estudios de desnitrificación quimiolitotrófica. Reinar. Ciencia. Tecnología. 49, 11403–11410 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Annamalai, S., Futalan, CC y Ahn, Y. Desinfección electroquímica de agua de lastre simulada utilizando un electrodo RuO2-TiO2/Ti. En t. J. Medio Ambiente. Res. Salud pública 19, 1–11 (2022).

Artículo de Google Scholar

Talekar, GV et al. Saneamiento de aguas negras mediante humedal secuencial y tratamiento electroquímico. npj Limpio. Agua 1, 1–9 (2018).

Artículo de Google Scholar

Jeong, J., Kim, C. y Yoon, J. El efecto del material de los electrodos en la generación de oxidantes y la inactivación microbiana en los procesos de desinfección electroquímica. Agua Res. 43, 895–901 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Patermarakis, G. & Fountoukidis, E. Desinfección de agua mediante tratamiento electroquímico. Agua Res. 24, 1491-1496 (1990).

Artículo CAS Google Scholar

Bicudo, B., Van Der Werff, B., Medema, G. & Van Halem, D. Desinfección durante la electrocoagulación con hierro: diferenciación entre inactivación y atrapamiento de flóculos para Escherichia coli y colifago somático ØX174. ACS EST Agua 2, 1707–1714 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Giannakis, S. Analogías y diferencias entre la desinfección bacteriana y viral mediante el proceso foto-Fenton a pH neutro: una mini revisión. Reinar. Ciencia. Contaminación. Res. 25, 27676–27692 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Jung, YJ, Baek, KW, Oh, BS y Kang, JW Una investigación de la formación de clorato y perclorato durante la electrólisis utilizando electrodos de Pt/Ti: los efectos del pH y las especies reactivas de oxígeno y los resultados de estudios cinéticos. Agua Res. 44, 5345–5355 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Jha, D. & Bose, P. Uso de pirita para el control del pH durante la desnitrificación hidrogenotrófica utilizando hierro metálico como último donante de electrones. Quimiosfera 61, 1020-1031 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Lu, J. y col. Humedal artificial integrado por electrólisis con relleno de pirita para una mejor eliminación simultánea de fósforo y nitrógeno. Química. Ing. J. 451, 138542 (2023).

Artículo CAS Google Scholar

Organización Mundial de la Salud. Noticias sobre brotes de enfermedades; Cólera – Situación global. https://www.who.int/emergencies/disease-outbreak-news/item/2022-DON426 (2022).

Ward, MH y cols. Nitrato de agua potable y salud humana: una revisión actualizada. En t. J. Medio Ambiente. Res. Salud pública 15, 1–31 (2018).

Artículo de Google Scholar

Wang, X., Prévoteau, A. y Rabaey, K. Impacto de la polarización periódica en la desnitrificación de aguas subterráneas en sistemas bioelectroquímicos. Reinar. Ciencia. Tecnología. 55, 15371–15379 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Tammeaid, I. & Money, NJ Elementos de protección y contaminación de las aguas subterráneas en un entorno kárstico de Lusaka. En el Simposio de la Asociación Internacional de Agua de Minas de 1993, 410–414 (Asociación Internacional de Agua de Minas (IMWA), 1993).

Bard, AJ y Faulkner, LR Métodos electroquímicos: fundamentos y aplicaciones. 2da ed. (John Wiley e hijos, 2001).

Florentino, AP, Costa, RB, Hu, Y., O'Flaherty, V. & Lens, PNL Degradación de ácidos grasos de cadena larga acoplada a sulfidogénesis biológica: una perspectiva para una mejor recuperación de metales. Frente. Bioeng. Biotecnología. 8, 1-14 (2020).

Artículo de Google Scholar

3500-Fe B. Método de fenantrolina. Métodos estándar en línea: métodos estándar para el análisis de agua y aguas residuales. (Representa la versión más actual del método, que se imprimió en la edición 24 de Métodos estándar para el examen de agua y aguas residuales) http://standardmethods.org/https://www.nemi.gov/methods/method_summary/ 7421/ (2023).

Nitrógeno, Amoníaco (Colorimétrico, Fenato Automatizado). Métodos para la determinación de sustancias inorgánicas en muestras ambientales (Revisión 2.0. Agosto de 1993) (EPA/600/R-93/100) https://www.nemi.gov/methods/method_summary/5405/ (1993).

Alcalinidad (Colorimétrica, Automatizada, Naranja de Metilo). Métodos para el análisis químico de agua y desechos (MCAWW) (EPA/600/4-79/020) https://www.nemi.gov/methods/method_summary/5231/ (1974).

APHA. Método APHA 4500-Cl. En Métodos estándar para el examen de agua y aguas residuales, vol. 552 (APHA, 1992).

USEPA. Métodos analíticos aprobados para el monitoreo del cumplimiento según la regla revisada de coliformes totales. Oficina del Agua (MS – 4606 M), EPA 821-F-17-004 852 (USEPA, 2017).

Descargar referencias

Los autores agradecen a Borja Khatabi Soliman Tamayo, Diana Quispe y Marlee Wasserman por su apoyo y contribución en los análisis químicos. Se reconoce al Dr. Liam Burke (Escuela de Medicina, NUIG) por proporcionar el equipo necesario para el análisis IDEXX, así como por realizar el contacto inicial con los propietarios de pozos privados. Se reconoce a Stuart Anthony Harries (Taller de Mecánica, Facultad de Física, NUIG) por su contribución y apoyo en la construcción y diseño de los marcos de las celdas electroquímicas. Se reconoce a Stephen Andersen por la edición en inglés. Esta investigación surgió del apoyo de la Science Foundation Ireland (SFI) a través del Programa de Cátedras de Investigación de SFI titulado Tecnologías energéticas innovadoras para biocombustibles, bioenergía y una bioeconomía irlandesa sostenible (IETSBIO3; subvención número 15/RP/2763) y la Plataforma de infraestructura de investigación. para Análisis de Biocombustibles (Subvención Número 16/RI/3401).

Universidad Nacional de Irlanda, Galway, University Road, H91 TK33, Galway, Irlanda

Eleftheria Ntagia y Piet Lens

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

EN concibió y planificó los experimentos, realizó la investigación, procesó los datos experimentales y redactó el manuscrito original. PL participó en la adquisición de financiación, supervisó el proyecto, revisó y editó el manuscrito. Todos los autores brindaron comentarios críticos y ayudaron a dar forma a la investigación, el análisis y el manuscrito.

Correspondencia a Eleftheria Ntagia.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Nota del editor Springer Nature se mantiene neutral con respecto a reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso Abierto Este artículo está bajo una Licencia Internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, compartir, adaptación, distribución y reproducción en cualquier medio o formato, siempre y cuando se dé el crédito apropiado a los autores originales y a la fuente. proporcione un enlace a la licencia Creative Commons e indique si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la normativa legal o excede el uso permitido, deberá obtener permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Ntagia, E., Lens, P. Desnitrificación a base de pirita combinada con desinfección electroquímica para eliminar nitratos y contaminación microbiana del agua subterránea. npj Agua Limpia 6, 59 (2023). https://doi.org/10.1038/s41545-023-00269-3

Descargar cita

Recibido: 28 de enero de 2023

Aceptado: 30 de junio de 2023

Publicado: 24 de agosto de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41545-023-00269-3

Cualquier persona con la que compartas el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, actualmente no hay un enlace para compartir disponible para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenidos Springer Nature SharedIt