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PROYECTO FINAL DE CARRERA ELIMINACIÓN DE ESCHERICHIA COLI EN AGUAS NATURALES MEDIANTE TÉCNICAS DE OXIDACIÓN AVANZADA BASADAS EN OZONO, PERÓXIDO DE HIDRÓGENO Y DIÓXIDO DE TITANIO AUTOR: Javier Esteban Finol Director: Jorge Jesús Rodríguez Chueca Ponente: Rosa Mosteo Abad Especialidad: Química Industrial Convocatoria: Septiembre 2013 AGRADECIMIENTOS Me gustaría dar las gracias… A mis padres por el esfuerzo y trabajo que han realizado y están realizando para ofrecerme todas las oportunidades que disfruto. Gracias por vuestro apoyo, ánimo y paciencia. También a mi familia y sobre todo a Tania por apoyarme en todo momento y estar siempre a mi lado. A Jorge por el apoyo prestado en estos meses para la realización de este proyecto. A Rosa por su ayuda y darme la oportunidad de hacer este trabajo de investigación. A mis compañeros de laboratorio por ayudarme siempre que lo he necesitado. Gracias a todos. ELIMINACIÓN DE ESCHERICHIA COLI EN AGUAS NATURALES MEDIANTE TÉCNICAS DE OXIDACIÓN AVANZADA BASADAS EN OZONO RESUMEN El agua es un recurso renovable muy abundante, sin embargo, las cantidades de agua dulce son finitas. La influencia negativa que sufren los recursos hídricos en los países tecnológicamente avanzados está provocando en las últimas décadas una gran sensibilización por parte de organismos públicos y privados. La reutilización de las aguas se ve como la principal solución para incrementar los recursos existentes. La posible exposición de las personas a los agentes biológicos, como bacterias patógenas, es uno de los principales factores de riesgo que están asociados al uso del agua. Entre las principales bacterias patógenas causantes de enfermedades de origen hídrico, se pueden destacar los indicadores fecales Enterococcus sp. y Escherichia Coli, esta última es el objeto de estudio de este proyecto fin de carrera. Los tratamientos de desinfección más comunes, para la eliminación de contaminantes microbiológicos presentes en el agua, son la cloración y la ozonización directa. Sin embargo, los inconvenientes que presentan estos tratamientos, hacen que se estudien otras vías de desinfección como los procesos de oxidación avanzada. En este proyecto, se estudia la desinfección y eliminación de E.coli mediante procesos de oxidación avanzada basados en ozono. La figura del peróxido de hidrógeno es fundamental como iniciador en la generación de especies reactivas de oxígeno, siendo éstas las encargadas de reaccionar con los componentes fundamentales de las células, en este caso bacterianas, y conduciendo a éstas a la muerte celular por las lesiones ocasionadas. El objetivo de este proyecto de investigación es el estudio de la desinfección y eliminación de E.coli mediante POAs basados en ozono. Dichos procesos son la combinación de ozono y peróxido de hidrógeno (O3/H2O2), la combinación de ozono y dióxido de titanio (O3/TiO2), y la combinación de ozono con peróxido de hidrógeno y dióxido de titanio (O3/H2O2/TiO2). También se realiza un estudio y aplicación de los modelos matemáticos primarios sobre los resultados de la inactivación de E.coli que se obtienen en los distintos procesos de desinfección. Y finalmente se comparan los resultados obtenidos en este proyecto con los obtenidos por Dña. Munia Lanao Maldonado en su tesis doctoral ” Investigación Índice de figuras IV Figura 19. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización combinado con TiO2. ...................................................... 79 Figura 20. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización combinado con TiO2 y H2O2. ......................................... 80 Índice de tablas V Índice de tablas Tabla 1. Bacterias y enfermedades típicas causadas por estas. ............................................................. 17 Tabla 2. Protozoos y enfermedades relacionadas con estos. ................................................................. 18 Tabla 3. Virus y enfermedades relacionadas con estos. ......................................................................... 18 Tabla 4. Subproductos de desinfección del cloro y el ozono. (Rivera et al.,2010) ................................ 22 Tabla 5. Principales características físicas del ozono. ............................................................................. 23 Tabla 6. Valores de concentración por tiempo (CT) para una desactivación del 99% de los microrganismos a 50C. (Rodríguez, 2003) ............................................................................... 24 Tabla 7. Microorganismos presentes en aguas residuales urbanas, antes y después del tratamiento de depuración. ..................................................................................................... 26 Tabla 8. Potenciales estándar de oxidación. ............................................................................................. 27 Tabla 9. Instrumentación, metodología, rango de medida y error de cada uno de los instrumentos para la caracterización físico-química de las muestras. (Eaton et al., 2005) ........................................................................................................................................... 35 Tabla 10. Composición del agar MacConkey........................................................................................... 36 Tabla 11. Equipos de laboratorio utilizados en los análisis microbiológicos. ..................................... 37 Tabla 12. Modelos cinéticos de estudio aplicados. .................................................................................. 45 Tabla 13. Condiciones de operación de los tratamientos estudiados. .................................................. 54 Tabla 14. Resultados físico-químicos en el tratamiento de ozonización sobre la muestra de agua fortificada con E.coli. ................................................................................................................ 59 Tabla 15. Condiciones del tratamiento de ozonización e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. ....................................................................................................................................... 60 Tabla 16. Resumen de las condiciones en los tratamientos para la eliminación de E.coli y Enterococcus sp. .......................................................................................................................... 62 Tabla 17. Resultados físico-químicos en el tratamiento de peroxona sobre la muestra de agua fortificada con E.coli. ................................................................................................................ 62 Tabla 18. Condiciones del tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. .......................................................................... 63 Tabla 19. Resultados fisco-químicos en el tratamiento de O3 combinado con TiO2 sobre el agua fortificada con E.coli. ................................................................................................................ 65 Tabla 20. Condiciones del tratamiento de O3 combinado con TiO2 e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. [TiO2]= 1 g L-1. ............................................................................................. 65 Índice de tablas VI Tabla 21. Resultados físico-químicos en el tratamiento de O3/H2O2/TiO2 sobre la muestra agua fortificada con E.coli. [H2O2]=0,04mM. [TiO2]=1 g·L-1. .......................................................... 68 Tabla 22. Condiciones del tratamiento de O3 combinado con TiO2 y H2O2 sobre la muestra agua fortificada con E.coli. [H2O2]=0,04mM. [TiO2]=1 g·L-1. .......................................................... 68 Tabla 23. Resumen de los resultados obtenidos en los tratamientos de desinfección estudidados para E.coli en comparación con Enterococcus sp. y C. perfringens. ...................................... 71 Tabla 24. Parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización. ................................................................................ 72 Tabla 25. Parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli en el tratamiento de peroxona. ..................................................................................... 73 Tabla 26. Parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli en el tratamiento de O3/TiO2. ........................................................................................ 73 Tabla 27. Parámetros cinéticos del modelo de Hom, modelo bifásico y modelo de Mafart aplicados sobre la inactivación de E.coli en el tratamiento de O3/TiO2/H2O2. .................. 74 Tabla 28. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. y C. perfringens en el tratamiento de ozonización. ......................................................... 81 Tabla 29.Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. y C. perfringens en el tratamiento con peroxona. ............................................................ 82 Tabla 30. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp y C. perfringens. en el tratamiento de O3/TiO2. ...................................................................... 83 Tabla 31. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. en el tratamiento de O3/H2O2/TiO2. ................................................................................... 83 Capítulo 1. Introducción y objetivos PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 3 Una afirmación trascendental de la Organización Mundial de la Salud (OMS) ha sido la manifestación de que “el goce del grado máximo de salud que se pueda lograr es uno de los derechos fundamentales de todo ser humano sin distinción de raza, religión, ideología política o condición económica y social”. Para la O.M.S. la salud es un “estado de completo bienestar físico, mental y social”, quedando fijado el nivel de salud por el grado de armonía que exista entre el hombre y el medio que sirve de escenario o de recurso a su vida. La contaminación de las aguas es uno de los factores importantes que rompe esa armonía entre la persona y el medio ambiente, debiendo entonces luchar contra ella para recuperar el equilibrio necesario. El agua es el compuesto químico más abundante en la biosfera, además de ser una de las sustancias más importantes del medio natural, imprescindible para el sustento de la vida en nuestro planeta. Existen unos reservorios de agua ente los que circula dicho recurso, estimándose que la cantidad de total de agua en nuestro planeta es de unos 1190 mil billones de m3. A pesar de este enorme volumen, apenas el 3% se encuentra como agua dulce y, de ésta última cantidad, la mayor parte está almacenada en forma de hielo en los cascos polares y glaciares, mientras que el resto se encuentra como agua subterránea o superficial. Aunque el agua es un recurso renovable muy abundante, las cantidades de agua dulce son finitas. La presión negativa causada sobre el ecosistema es especialmente alta en los países tecnológicamente avanzados; por ello, en últimas décadas, ha habido una gran sensibilización por parte de organismos públicos y privados, acerca de la importancia de la calidad de los recursos hídricos en dichos países. En la actualidad, las tecnologías de tratamiento de aguas tienen dos objetivos fundamentales: 1º) adecuar el abastecimiento para que su consumo no provoque daño alguno al organismo humano, y 2º) disminuir el impacto ambiental de las descargas de residuos líquidos provenientes de la agricultura, la industria y la población, y generar residuos finales que cumplan con los flujos y concentraciones de contaminantes estipulados en la legislación vigente. En la actualidad, los tratamientos de desinfección del agua más comunes son la cloración y la ozonización. Dichas técnicas suelen ser bastantes útiles para la eliminación de contaminantes microbiológicos presentes en el agua, sin embargo, los subproductos de desinfección (THMs en el caso de la cloración), la elevada influencia de la concentración de sólidos en suspensión y materia orgánica (en la desinfección de ozono), y otros inconvenientes que presentan dichos tratamientos, hace que se estudien otras vías de desinfección como los procesos de oxidación avanzada (POAs). Los POAs nacen, por tanto, de las limitaciones que tienen los tratamientos de desinfección convencionales. Dichas técnicas se basan en la generación de radicales hidroxilo, especies muy potentes con un elevado poder oxidativo y de Capítulo 1 Introducción y objetivos 4 desinfección sobre contaminantes y microorganismos presentes en el agua. Los radicales hidroxilos pueden ser generados mediante el uso de sustancias como peróxido de hidrógeno, ozono, catalizadores metálicos, radiación solar, etc. El objetivo del proyecto es el estudio de tratamientos de oxidación avanzada basados en el ozono como proceso de desinfección y eliminación del indicador bacteriano de contaminación fecal Escherichia coli, presente en las aguas del canal imperial de Aragón. Dicho objetivo se basa en los siguientes objetivos complementarios: 1. Estudio de POAs en la desinfección y eliminación de E.coli basados en ozono (O3), combinación de ozono y peróxido de hidrógeno (O3/H2O2), combinación de ozono y dióxido de titanio (O3/TiO2), y la combinación de ozono con peróxido de hidrógeno y dióxido de titanio (O3/H2O2/TiO2). 2. Estudio y aplicación de modelos matemáticos primarios sobre los resultados de la inactivación de E.coli obtenidos en los distintos procesos de desinfección. 3. Comparación de los resultados obtenidos en este proyecto de investigación con los obtenidos por Dña. Munia Lanao Maldonado en su tesis doctoral ” Investigación de la inactivación de Clostridium perfringens y Enterococcus sp. en aguas mediante procesos convencionales y avanzados de oxidación“. Este trabajo forma parte del proyecto de investigación "Evaluación de procesos en el tratamiento de aguas y fangos de EDARs, para la reducción de contaminantes con riesgo sanitario y ambiental (UZ2012-TEC-06)" financiado por el Banco Santander-Universidad de Zaragoza. Además, cuenta con la financiación DGA-FSE. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 12 La E. coli es una de las especies bacterianas más minuciosamente estudiadas, y tal y como se ha expresado en el Capítulo 1, el objeto de estudio de este trabajo. Forma parte de la familia Enterobacteriaceae (Ewing, 1985). Ella está integrada por bacilos Gram negativos no esporulados, móviles con flagelos peritricos 4 o inmóviles, aerobios-anaerobios facultativos, capaces de crecer en agar MacConkey y en medios simples con o sin agregado de NaCl. Se trata de bacterias de rápido crecimiento y amplia distribución en el suelo, el agua, vegetales y gran variedad de animales. Integran también esta familia de Enterobacteriaceae otros géneros como son Salmonella, Shigella y Yersinia. Esta especie pertenece al género Escherichia. Se incluyen dentro de este género gérmenes generalmente móviles, que producen ácido y gas a partir de la glucosa, la arabinosa, y habitualmente de la lactosa y otros azúcares. Son inhibidos por KCN e incapaces de crecer en medio con citrato como única fuente de carbono y energía, pero sí en caldo acetato. La E. coli coloniza el tracto gastrointestinal a las pocas horas de vida del niño, y establece con el huésped una relación estable de mutuo beneficio (Drasar y Hill, 1974). Como integrante de la flora normal del hombre y de muchos animales, se le considera un germen indicador de contaminación fecal cuando está presente en el ambiente, agua y alimentos, junto con otros similares agrupados bajo la denominación de "bacterias coliformes". 4 Perítrico: Rodeado de pelos, se aplica sobre todo a las bacterias provistas de flagelos. Capítulo 3. Desinfección del agua Capítulo 3 Desinfección del agua 17 3.1. Fundamento teórico La desinfección del agua puede realizarse de diversas formas, la más antigua se basa en los mecanismos de desinfección naturales del agua. El agua que se filtra a través del suelo y las rocas, llega a los acuíferos subterráneos, está libre de microrganismos. Las aguas de manantial están libres de microrganismos patógenos. Sin embargo, si el agua subterránea está a poca profundidad o si el terreno cercano está muy cargado de desechos humanos y animales, la capacidad de filtración del suelo no resulta suficiente originando la contaminación de los manantiales. (Spiro, 2004) Los sistemas más adecuados para la prevención de la contaminación de las aguas por microrganismos es mantener los suministros de agua alejados de vertidos de aguas residuales y la aplicación de procesos de desinfección. Los desinfectantes más habituales son el ozono, el dióxido de cloro y el cloro, siendo de todos ellos el cloro el más común. La definición formal de desinfección del agua se refiere a la destrucción de los organismos causantes de enfermedades o patógenos presentes en ella. Los principales organismos son bacterias, virus y protozoos. En las Tablas 1, 2 y 3 se presentan los más comunes y las enfermedades relacionadas con ellos. (Arboleda, 2000) Tabla 1. Bacterias y enfermedades típicas causadas por estas. Bacteria Enfermedades relacionadas Salmonellas Tíficas y paratíficas Shiegellas Disentería Vibrio comma Cólera Yersinia Yersiniosis E.coli Diarreas PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 18 Tabla 2. Protozoos y enfermedades relacionadas con estos. Protozoos Enfermedades relacionadas Amoebas Endomoebas histólicas, quistes de amibas Giardia lamblia Giardiasis Cryptosporidium Cryptosporidiasis Tabla 3. Virus y enfermedades relacionadas con estos. Virus Enfermedades relacionadas Enterovirus Meningitis, conjuntivitis Astrovirus Diarreas Rotavirus Gastroenteritis La efectividad de un proceso de desinfección se mide por el porcentaje de organismos muertos dentro de un tiempo, una temperatura y un pH fijados. La resistencia de estos microrganismos varía según sus características morfológicas. Las esporas bacterianas son sin lugar a duda las más resistentes, debido tal vez al estado de deshidratación parcial de su protoplasma 5 . Los quistes protozoorios, que producen quistes de amebas, le siguen en resistencia. Soportan pH tan altos como 13 y tan bajos como 1. Son hasta 160 veces más resistentes que las bacterias E.coli y 9 veces más que los virus más duros a la desinfección con cloro libre. Son, sin embargo, muy susceptibles al calor, ya que temperaturas de 500C los destruyen en 2 minutos. Los virus entéricos (poliovirus, coxsakievirus y ecovirus) son también notables por su capacidad para soportar la desinfección debido a su falta de enzimas y otros sistemas sensitivos, pues están constituidos básicamente por un ácido nucleico rodeado de una corteza proteínica. Pueden ser inactivados por el 5 Protoplasmas: Constituyente fundamental de las células contenido en el interior de la membrana plasmática y por fuera del núcleo. Capítulo 3 Desinfección del agua 19 calor o ciertas sustancias químicas que son capaces de desnaturalizar su corteza proteínica, la que sobre todo en los virus más pequeños está expuesta directamente a la influencia de los agentes exteriores. La respiración bacteriana se efectúa en la superficie de la célula, lo que las hace muy sensitivas a los agentes desinfectantes (moléculas o cationes) los cuales tienen la oportunidad de reaccionar o sustituir compuestos vitales para ella. El proceso de desinfección del agua no es instantáneo sino que se realiza progresivamente, con más o menos velocidad a través del tiempo y se considera terminado cuando el 100% (99,9%) de los organismos que se tratan de destruir han muerto. La forma con que se realiza este proceso puede describirse matemáticamente, considerando que se trata de una reacción de primer orden y que por tanto el número de organismos destruidos en la unidad de tiempo es proporcional al número de organismos remanentes en el tiempo t considerado. (Poyatos, 2010) La eficacia de un desinfectante depende de varios factores, entre los que destacan el tipo y concentración de los organismos a destruir, por su diferente resistencia a la acción de los desinfectantes, las características físico-químicas y temperatura del agua. De una forma resumida se puede decir que un desinfectante es adecuado si cumple las siguientes condiciones: - Capacidad para destruir los organismos presentes en un tiempo de contacto razonable y en la gama de temperaturas habitual de las aguas naturales. - Fácil disponibilidad del reactivo (coste razonable) y de aplicación segura y exacta. - No comunicar al agua propiedades tóxicas o desagradables, o generar subproductos de reacción que puedan suponer un riesgo para la salud. - Capacidad del desinfectante para permanecer en el agua en una concentración residual que evita posibles contaminaciones en la red de distribución. - Disponer de técnicas de valoración rutinarias para el control de la desinfección. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 20 Existe una gran variedad de procesos o reactivos utilizados en la desinfección de aguas. El cloro y sus derivados es el que se adapta en mejor medida a las condiciones anteriormente citadas aunque presenta un problema como es los subproductos de la desinfección. La cloración puede efectuarse mediante cloro molecular o alguno de sus productos derivados. - Cl2: es la forma de menor coste de explotación en instalaciones de gran demanda de producto, aunque por su toxicidad es necesario cumplir ciertos requisitos de seguridad en su almacenamiento y dosificación. - Hipoclorito sódico ”lejía”(NaClO), en forma líquida, e Hipoclorito cálcico (Ca(ClO)2) en forma sólida. Se utiliza en instalaciones más pequeñas. - Dióxido de cloro (ClO2). Este reactivo se genera in situ por reacción de cloro o ácido clorhídrico sobre clorito sódico, y su acción desinfectante es comparable a la del cloro molecular. Se suele utilizar en sustitución del cloro en agua que contienen fenoles, para evitar la formación de clorofenoles, de sabor desagradable. - Las Cloraminas, producidas en la combinación del cloro con amoniaco u otras sustancias nitrogenadas. Son antisépticos muy estables, cuya acción es menos rápida que la del cloro, pero que subsisten en el agua durante un tiempo más prolongado. Los principales problemas de la cloración son los siguientes: (Osorio et al., 2010) - Influencia de la concentración de sólidos en suspensión y turbidez en la efectividad del proceso. - Influencia de la concentración de compuestos nitrogenados en la eficiencia del proceso - Resistencia de determinados organismos a la cloración. - Formación de subproductos de la cloración. - Formación de cloraminas. - Efecto negativo del cloro residual sobre cultivos. - La necesidad de decloración 6 aumenta los costes entre un 20-30%. 6 Decloración: proceso por el que se elimina el cloro residual después de un proceso de cloración. Capítulo 3 Desinfección del agua 21 Además es necesario tener en cuenta los riesgos que conllevan el transporte y almacenaje de cloro. A continuación se exponen los riesgos del manejo y manipulación de cloro: (EPA 832-5-99-034) - Irritación de las mucosas, tracto respiratorio y ojos. - Una exposición prolongada puede provocar tos, irritación, incluso provocar un edema pulmonar y la muerte. - El cloro en estado gaseoso tiende a hidrolizarse en presencia de humedad, formando ácido hidroclorhídrico, el cual irrita los ojos y la piel. Si el oxidante utilizado en el proceso de desinfección es un derivado del cloro se genera un problema asociado a la formación de subproductos organoclorados. Los THMs son derivados del metano con sustituyentes halogenados. Los más comunes en aguas de bebida son: cloroformo (HCCl3), bromodiclometano (HCBrCl2), dibromoclorometano (HCBr2Cl) y bromoformo (CHBr3), en este orden de importancia. Estos productos aparecen como subproductos de las reacciones de oxidación del cloro, que reaccionan con compuestos orgánicos precursores como los ácidos húmicos contenidos en la fracción orgánica de las aguas brutas superficiales. Se originan tras una compleja serie de reacciones químicas que conducen a la rotura de los anillos aromáticos y a generar compuestos mono y dicarbonados simples con sustituyentes halogenados, en especial, cloro, bromo y yodo. En la formación de THMs colaboran todas las sustancias polifenólicas del agua, e incluso algas, especialmente en aguas superficiales con un alto grado de eutrofización. Incrementos de temperatura, pH, contenido en bromuros y yoduros, y la dosis de cloro aplicada en el tratamiento del agua conducen a la formación de cantidades importantes de THMs. Sin embargo otros reactivos oxidantes, como ozono, dióxido de cloro y cloraminas generan menos THMs. Los THMs son depresores del sistema nervioso central y pueden afectar negativamente a las funciones hepáticas y renales. Se consideran potencialmente cancerígenos y el consumo de aguas con alto contenido de estos compuestos se relaciona con la aparición de episodios de cáncer hepático. A partir de enero del 2009 el RD 140/2003 reduce el límite permitido para la suma de THMs a 100µg/l. Otros subproductos de la desinfección de cloro son los ácidos haloacéticos (HAA: mono, di y tricloroacéticos, mono y dibromoacéticos,…), formados por reacción del cloro con la materia orgánica presente en agua bruta, y que pueden encontrarse en mayores proporciones que los THMs en función del pH. También se producen Haloacetonitrilos (HAN), haloaldehídos y halocetonas PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 28 - Oxidación anódica. - Electro-Fenton. Los procesos homogéneos sin aporte de energía son los siguientes: - Ozonización en medio alcalino (O3/OH-). - Ozonización con peróxido de hidrógeno (O3/H2O2) y (O3/H2O2/ OH-). - Peróxido de hidrógeno y catalizador (H2O2/Fe2+). Por último, los procesos heterogéneos se clasifican en: - Ozonización catalítica (O3/Catalizador). - Ozonización fotocatalítica (O3/TiO2/UV). - Fotocatálisis heterogénea (H2O2/TiO2/UV). 3.4.2. Introducción teórica de los POAs utilizados Ozonización con peróxido de hidrógeno (O3/H2O2) El peróxido de hidrógeno es un ácido débil, posee la característica que en disoluciones acuosas se disocia parcialmente en el ión hidroperóxido (HO2-). Es un poderoso oxidante y un compuesto inestable que dismuta 8 , con una velocidad máxima si se trabaja con el pH de su pKa. Dismuta según las siguientes reacciones [Ecuación 1-Ecuación 3]: H2O2  HO2- + H+ [ 1] H2O2 + 2e-+ 2H+  2H2O [ 2] H2O2 + HO2-  H2O + O2 + OH- [ 3] Se puede producir una destrucción adicional de la carga orgánica, si se combinan dos o más oxidantes, de tal manera que se aprovechen los efectos sinérgicos entre ellos. La descomposición del ozono por transferencia de electrones es iniciada por el peróxido de hidrógeno. La reacción genera radicales hidroxilo (·OH), de tal forma que se consumen ambos reactivos a través de un complejo mecanismo en cadena [Ecuación 4Ecuación 11]: 8 Dismutación: reacción redox donde un elemento es al mismo tiempo oxidado y reducido cuando la suma de sus potenciales de los correspondientes pares redox es mayor de 0. Capítulo 3 Desinfección del agua 29 H2O2  HO2- + H+ [ 4] HO2·  H+ + O2-· [ 5] HO2- + O3 HO2• + O3- [ 6] O·2-+ O3  O2 + O3- [ 7] O3- + H+  HO3 + o2 [ 8] HO3 OH· + O2 [ 9] HO· + O3  O2 + HO2· [ 10] HO2· + O3  HO· + 2O2 [ 11] La ecuación global del proceso es la siguiente [Ecuación 12]: O3 + H2O2 HO· + O2 +HO2· [ 12] Es un tratamiento rápido que ha resultado efectivo para descomponer compuesto organoclorados como tricloroetileno y tetracloroetileno, por lo que resulta un excelente postratamiento en aguas sometidas a tratamientos de desinfección con cloro o dióxido de cloro. (Regalado, 2008) Ozonización catalítica (O3/TiO2) Los catalizadores metálicos favorecen el mecanismo radicalario del ozono. Se utilizan óxidos de metales de transición en fase sólida que muestran una alta actividad catalítica (MnO2, TiO2, Al2O3) (Gracia et al., 1999; Oppenländer, 2003). Entre ellos, el dióxido de titanio presenta la ventaja de no producir disolución de titanio en el agua ozonizada, ya que con un pH mayor que 6, el titanio que se disuelve está por debajo del límite de detección (Paillard et al., 1991). Gracia (1999) establece que en la ozonización catalítica se producen dos efectos simultáneamente. Por un lado tiene lugar una ozonización de los compuestos disueltos mediante la acción directa del ozono molecular y el ataque indirecto de las especies radicalarias generadas por la descomposición del ozono, y por otro se produce la ozonización de los compuestos adsorbidos en la superficie del catalizador, desarrollándose efectos simultáneos de ozonización y catálisis. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 30 Logemann y Annee (1997) defienden que los fenómenos superficiales en el catalizador durante los procesos de oxidación catalítica son importantes para que se produzca con éxito la desinfección. Para ello, establecen tres acciones: - En primer lugar se produce la adsorción simultánea del ozono y la materia orgánica o los subproductos de ozonización en la superficie del catalizador. - Segundo, se produce la descomposición del ozono en los puntos activos del catalizador, generándose especies radicalarias más reactivas que el propio ozono. Estas especies oxidan los compuestos adsorbidos. - Tercero, los productos finales de la oxidación son desorbidos, pues su afinidad con el catalizador es menor. Las propiedades químicas de los catalizadores se deben a la existencia de centros activos en su superficie. En el caso concreto del dióxido de titanio, contiene sitios ácidos de Lewis. En medio acuoso, este catalizador es capaz de intercambiar cationes o aniones, generándose una carga positiva o negativa en su superficie, en función del pH de la disolución (Rincón y Pulgarin, 2004; Miguel, 2010). El proceso de ozonización catalítica requiere menos dosificación de ozono y se ve menos afectado por atrapadores o “scavengers” de radicales presentes de manera natural en el agua, como los hidrogenocarbonatos. (Lanao, 2012). Capítulo 4. Procedimiento experimental Capítulo 4 Procedimiento experimental 35 4.1. Metodología parámetros fisico-químicos La Tabla 9 muestra la metodología normalizada de análisis de los parámetros físico-químicos utilizados en la caracterización de las muestras analizadas durante los tratamientos estudiados, así como la instrumentación relacionada, el rango de medida y el error de dicha instrumentación. Tabla 9. Instrumentación, metodología, rango de medida y error de cada uno de los instrumentos para la caracterización físico-química de las muestras. (Eaton et al., 2005) Parámetro Instrumento Marca Modelo Rango medida Error Método Normaliza do pH Temperatura pH-metro Crison GLP 21 2 a 16 -20 a 150 °C  0,02  0,3 °C Método estándar1 4500HB Conductividad Conductímetro Crison Basic 30 0,01 a 19.999 μs cm-1  0,5 μs cm-1 Norma UNE 27888:1994 Turbidez Turbidímetro Hanna LP 2000 00 a 50 NTU 50 a 103 NTU 0,2 NTU Norma ISO 7027: 1999 Absorbancia Espectrofotómetro UV/Visible Thermospectronic Heλios α -3 a 6 A ± 0,005 A ------------ Peróxido de hidrógeno residual Test indicador de peróxidos (tiras reactivas) Merck Mercko quant® 0,5 a 25 mg L-1 ------------ ------------ Ozono residual Test colorimétrico Merck Microq uant® 0,05 a 4,00 mg L-1 ± 0,1 mg L-1 ------------ 4.2. Metodología análisis de E.coli El indicador bacteriano de contaminación fecal objeto de estudio en el presente trabajo de investigación es la Escherichia Coli. 4.2.1. Procedimiento normalizado El cultivo y recuento de E.coli se realiza siguiendo en gran parte el procedimiento descrito en la Norma Española UNE-EN 9308-1: “Calidad del agua. Detección y recuento de Escherichia coli y de bacterias coliformes. Parte 1: Método de filtración por membrana.” Esta norma UNE ha sido adoptada íntegramente de la Norma Internacional ISO 9308-1:2000. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 36 4.2.2. Medios de cultivo Los productos químicos que se utilizan en la preparación de los medios de cultivo son de calidad analítica reconocida. El material de vidrio, antes de su uso, se esteriliza en el autoclave mediante calor húmedo durante 15 minutos a una temperatura de 121 °C para eliminar cualquier microorganismo o forma esporulada de resistencia y trabajar en condiciones estériles. El medio de cultivo es un ambiente artificial diseñado por el hombre para proporcionar todos los nutrientes necesarios para el crecimiento microbiano en el laboratorio. En función del tipo de medio, se encuentran en estado líquido, sólido o semisólido. El medio sólido, es el que se utilizan en esta investigación, se presentan de manera diversa, pero la forma más común es desecada en forma de polvo fino o granular. Para su reconstitución, se suspende la cantidad precisa de polvo en agua destilada y se lleva a ebullición. Posteriormente, se esteriliza durante 15 minutos a una temperatura de 121 °C en el autoclave. Tras finalizar el proceso de autoclavado, los frascos con el agar líquido se colocan en el baño termostático a 50 °C y se mantienen hasta su utilización. Si el medio de cultivo preparado no se utiliza inmediatamente, se guarda refrigerado y etiquetado durante un periodo no superior a un mes. El medio que se utiliza para el crecimiento microbiano de E.coli es el agar MacConkey. Este es un medio selectivo diferencial utilizado para el aislamiento y diferenciación de bacilos Gram negativos fermentadores y no fermentadores de lactosa. Se utiliza con frecuencia para el aislamiento de coliformes. En la Tabla 10 se muestra la composición del agar MacConkey y en la Figura 1 el aspecto de colonias de E.coli en el medio de cultivo que se utiliza. Tabla 10. Composición del agar MacConkey. Ingredientes Concentración (g·L-1) Pluripeptona 3,0 Lactosa 10,0 Mezcla de sales binarias 1,5 Cloruro de sodio 5,0 Agar 13,5 Rojo Neutro 0,03 Cristal Violeta 0,001 Figura 1. Aspecto de colonias de E.coli en el agar MacConkey Capítulo 4 Procedimiento experimental 37 4.2.3. Equipos de laboratorio Los equipos utilizados en el análisis microbiológico de E.coli se muestran en la Tabla 11. Tabla 11. Equipos de laboratorio utilizados en los análisis microbiológicos. Instrumento Marca Modelo Función Estufas de cultivo J.P. Selecta INCUDIGIT 36 L Cultivo bacteriológico. Baño termostático J.P. Selecta PRECISTEM 20 L Mantenimiento de ágares en estado líquido. Autoclave J.P. Selecta 437-P Esterilización del material. Rampa de filtración Millipore Sistema Microfil Análisis microbiológico. Mechero bunsen ------------ ------------ Crear condiciones de esterilidad. Agitador Vortex Velp Scientifica ZX3 Mezcla de soluciones en tubos. Contador de colonias Interscience Scan 100 Contar las colonias que se ha formado 4.2.4. Diluciones decimales seriadas El volumen de agua a filtrar depende de la concentración bacteriana de la muestra. El volumen recomendado por el RD 140/2003 es 100 mL, pero en aguas naturales sin tratar, el número de bacterias en este volumen puede variar desde pocas decenas hasta cientos de millares, lo que impediría en este último caso un recuento adecuado de las colonias. Por tanto, como no se conoce de antemano la concentración microbiológica presente en la muestra de agua a analizar, se realizan diluciones de la muestra inicial. A partir del agua natural (dilución 0), se toma 1 mL de la muestra con micropipeta y se transfiere a un tubo con 9 mL de agua destilada al 0,9 % NaCl, estéril. A continuación, se homogeneiza en un vortex, obteniéndose de esta forma la dilución 1:10 (o dilución -1). Para hacer las diluciones sucesivas, se toma 1 mL de la dilución precedente bien homogeneizada y se lleva a un tubo con 9 mL de agua destilada al 0,9% NaCl, todo ello en ambiente de trabajo estéril, proporcionado con un mechero Bunsen. La Figura 2 refleja el procedimiento de diluciones decimales seriadas de manera gráfica. (Lanao, 2012) PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 44 La curva de inactivación A representa la cinética de primer orden o muerte exponencial, en la que la velocidad de inactivación es constante e independiente del tiempo de tratamiento. La curva B muestra un hombro inicial (shoulder) o fase “lag” en la que una fracción de microorganismos supervivientes se mantiene constante en los primeros instantes del tratamiento, produciéndose seguidamente un descenso lineal de los mismos. Se atribuye a una mezcla inadecuada del desinfectante en la muestra, un retraso en la difusión del desinfectante a los puntos de acción bacterianos o a una resistencia inicial de los microorganismos al ataque del desinfectante. Las curvas C se caracterizan por una fase de inactivación lineal inicial rápida seguida de una disminución de las poblaciones lenta, lo que se traduce en la formación de una cola o tailing-off (Gyürék y Finch, 1998). Al igual que en el fenómeno de los hombros, existen varias teorías acerca de la aparición de colas. Puede ser debido a agrupaciones de microorganismos, a la presencia de subpoblaciones con una resistencia variable al desinfectante, bien de carácter innato o como respuesta a una adaptación al medio, o también, a que se produzca una disminución en la concentración del desinfectante durante el tratamiento. Finalmente, las curvas D presentan ambas desviaciones lineales, mostrando una fase inicial de hombro seguida de una fase lineal de inactivación y finalizando con un fenómeno de cola (curvas sigmoideas). A partir de estas teorías se desarrollan cinéticas alternativas que permiten describir curvas de supervivencia no lineales y que han sido aplicados por numerosos autores para describir el comportamiento de diversos microorganismos en el campo de la desinfección (Cho et al., 2003; Boyle et al., 2008; Gomes et al., 2009; Azzellino et al., 2011). La Tabla 12 recoge los modelos matemáticos propuestos para describir las gráficas de inactivación obtenidas en el presente trabajo de investigación. La selección de estos modelos se realiza en base al principio de parsimonia según el cual los modelos han de ser tan simples como sea posible, es decir, con el menor número de parámetros posible (Gómez, 2005). La bondad del ajuste puede mejorar en gran medida añadiendo más parámetros al modelo; sin embargo, en ocasiones, aumentar mucho el número de parámetros puede llevar a que las predicciones no tengan sentido. Capítulo 4 Procedimiento experimental 45 Tabla 12. Modelos cinéticos de estudio aplicados. Modelo cinético Ecuación integrada Coeficientes cinéticos Referencias Modelo de Hom mmn ttKtCk N N Log · 0  K, n, m Hom, 1972 Modelo bifásico     tk tk tePePLog N N Log · ···   1 1 0 P,k1,k2 Pruitt y Kamau, 1993 Modelo de Mafart p tt N N Log         0  , p Mafart et al., 2002 A continuación se desarrollan con más detalle cada uno de los modelos matemáticos seleccionados: Modelo de Hom (1972) Hom, tras analizar los resultados de diversos experimentos de cloración sobre sistemas algales-bacterianos y observar que respondían a cinéticas curvilíneas más que a lineales, generalizó de manera empírica la ley de ChickWatson mediante la [Ecuación 19], donde k es la constante de velocidad de inactivación de primer orden, C es la concentración del desinfectante, n el coeficiente de dilución y m una constante empírica del modelo (Li, 2004; Méndez et al., 2008). En el caso de que la concentración sea constante, el modelo se simplifica integrándose esta concentración en una constante de velocidad aparante (kap= k· Cn) dando lugar a la [Ecuación 20], siendo esta kap una constante de pseudo-primer orden (min-1) (Malato et al., 2009). Este modelo no considera que el agua tenga una demanda de desinfectante y por tanto, que la concentración del mismo disminuya a lo largo del tratamiento (Haas y Joffe, 1994). 1mn tNCmk dt dN    mn ttCk N N Log  0 [ 19] m ap ttk N N Log  0 [ 20] PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 46 El nivel de inactivación predicho por el modelo de Hom es una función no lineal de C y t, que dependen de los parámetros del modelo n y m, respectivamente. Este modelo puede describir las curvas A-D de la Figura 5 y se simplifica al modelo Chick-Watson para n=1 y m=1. Cuando m es menor que la unidad, se visualiza un efecto de cola o tailing-off. Modelo Bifásico de Pruitt y Kamau (1993) En 1993, Pruitt y Kamau establecen un modelo bifásico basado en la existencia de dos poblaciones microbianas que presentan una sensibilidad al tratamiento diferente, siguiendo en ambos casos una cinética de inactivación de primer orden. La expresión matemática del modelo se define por la [Ecuación 21], donde P significa la fracción de microorganismos supervivientes correspondientes a la subpoblación 1, (1-P) es la fracción de supervivientes de la subpoblación 2, k1 representa la constante de inactivación de la población sensible y k2 es la constante de inactivación de la población resistente.     tk tk tePePLog N N Log · ···   1 1 0 [ 21] Modelo de Mafart (2002) Peleg y Cole (1998) proponen el uso de distribuciones estadísticas tipo Weibull para desarrollar modelos que incluyan tanto cinéticas convexas, con un periodo inicial sin aparente inactivación, como cóncavas en las que no se consigue una inactivación completa. La distribución de Weibull es una distribución de probabilidades diseñada para describir el comportamiento de sistemas que tienen cierto grado de variabilidad. El modelo asume que la inactivación microbiana se debe a la incapacidad de la célula para resistir las duras condiciones impuestas por algún tipo de estrés, después de cierto tiempo; también asume que la población es heterogénea, es decir, que cada célula tarda un tiempo diferente en morirse. En definitiva, es un modelo que implica la existencia de una distribución de resistencias dentro de la población microbiana. La resistencia sigue una distribución de probabilidad de Weibull, definida por la [Ecuación 22]. Mafart (2002) modifica la ecuación Weibull según la [Ecuación 23], donde  es el parámetro de escala y se corresponde con el tiempo necesario para reducir el primer ciclo logarítmico decimal de la población bacteriana y p es el Capítulo 4 Procedimiento experimental 47 parámetro de forma e indica la forma de la curva de la ecuación, ya que ésta toma formas convexas cuando n es mayor que 1 y cóncavas cuando es menor que 1. Este modelo se fundamenta en modelos de inactivación termal, ya utilizado para describir perfiles de desinfección sobre diferentes tipos de microorganismos, fotorreactores y parámetros operacionales en fotocatálisis (Boyle et al., 2008; Gomes et al., 2009).   n b t ne b t b n tf                1 [ 22] p tt N N Log         0 [ 23] 4.4.2. Ajuste de datos experimentales e índices de error Para obtener los coeficientes cinéticos de cada modelo descritos anteriormente, es necesario ajustar los valores experimentales a las correspondientes ecuaciones mediante técnicas de regresión no lineal. Los parámetros de los modelos se ajustan a ecuaciones mediante algoritmos interactivos basados en el método de los mínimos cuadrados (Pernistky et al., 1995; Cho et al., 2003). En la actualidad, muchos programas informáticos estadísticos permiten realizar estos ajustes. Entre ellos, en este trabajo experimental se utiliza la herramienta Solver y la herramienta de GInaFiT del programa Microsoft Excel (Geeraerd and Van Impe Inactivation Model Fitting Tool). Para evaluar la calidad de los ajustes de los modelos a los datos experimentales obtenidos se utilizan dos índices: el coeficiente de determinación (R2) y el error cuadrático medio (ECM). También se utiliza con este propósito la representación gráfica de los valores estimados frente a los obtenidos experimentalmente. El coeficiente de determinación, R2, se utiliza como una medida global de la calidad del ajuste. Este coeficiente informa sobre la proporción de variabilidad total de la variable dependiente que es explicable por el modelo. Cuanto más cercano sea el valor R2 a 1, mejor es la precisión predictiva del modelo, y por tanto, más concuerdan los valores predichos con los valores observados. La ecuación del coeficiente de determinación viene determinada PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 48 por la [Ecuación 24], donde i y ~ son los valores estimados y es la media de los valores reales (Gómez, 2005).            1 2 1 2 2 i i n ii yy yy R ~ [ 24] El error cuadrático medio, ECM, se define como la raíz cuadrada de la media del cuadrado de los residuos (diferencia entre los valores observados y los valores estimados) y viene determinado por la [Ecuación 25], donde n es el tamaño de la muestra. Un valor de ECM igual a 0 indica que existe un perfecto acuerdo entre los valores predichos y los valores reales. n yy ECM n ii    1 2 ) ~ ( [ 25] Para comparar modelos diferentes se representan gráficamente los valores observados frente a los valores estimados. Si el modelo se ajusta perfectamente a los datos, los puntos se encuentran distribuidos a lo largo de la línea de equivalencia. La bondad del modelo será mayor cuanto más próximos estén los puntos a dicha línea (Gómez, 2005). En este proyecto de investigación se aplican modelos matemáticos primarios, en los que se describe como varía el recuente de las poblaciones respecto al tiempo. Se aplican ecuaciones matemáticas en los que se describe el cambio de las unidades logarítmicas de inactivación a lo largo del tiempo y bajo unas condiciones determinadas. Se toman como base los modelos matemáticos primarios para describir los secundarios, que describen el comportamiento de los parámetros de los modelos primarios al modificarse las condiciones ambientales, como por ejemplo el pH del agua. Por último, los modelos terciarios integran los modelos primarios y secundarios para hacer predicciones en base a diversos factores medioambientales. A partir de las ecuaciones complejas que se obtiene, se calcula la respuesta de los microorganismos a condiciones diversas, se compara el comportamiento de diferentes microorganismos y se determina las condiciones adecuadas para alcanzar el grado de inactivación deseado. Capítulo 4 Procedimiento experimental 49 4.5. Muestras Las muestras de agua natural, que se utilizan en la experimentación en el laboratorio, proceden de las aguas superficiales del canal imperial de Aragón. El canal imperial canaliza las aguas a partir de una derivación del río Ebro a la altura del término municipal de Fontellas (Navarra), y abastece a varios municipios que se encuentran a ambos lados del canal antes de llegar a Zaragoza. La toma de muestras se lleva a cabo en Rosales del Canal antes de la captación de la potabilizadora de Casablanca, instalación que abastece de agua potable a la ciudad de Zaragoza. Se utilizan garrafas de 5 litros que han sido tratadas con hipoclorito sódico y una vez en el laboratorio se procede a la conservación de las muestras a -20 oC hasta su utilización. Se decide que para poder determinar la influencia de los tratamientos de desinfección objeto de estudio se debe aumentar de manera artificial la concentración bacteriana originaria presente en el agua natural, partiendo así de una muestra fortificada. Para obtener dichas muestras fortificadas, se debe en primer lugar esterilizar las botellas de vidrio de Pyrex de 1L y todo aquel material que va estar en contacto con el agua natural para eliminar las bacterias presentes. Posteriormente, a partir de cultivos puros de E.coli que se encuentran en el laboratorio y tras la preparación de suspensiones bacterianas concentradas se añaden a las muestras de agua natural (Lanao, 2012). Las concentraciones iniciales de E.coli de la muestras fortificadas objeto de estudio van desde 3,04·108 UFC·100mL-1 hasta 4,80·108 UFC·100mL-1. 4.6. Descripción de experimentos. Materiales y reactivos 4.6.1. Ozono El ozono se genera “in situ” en el laboratorio mediante un ozonizador Fischer modelo 500. El equipo consta de dos electrodos entre los que se establece un alto voltaje y por los que fluye una corriente de oxígeno puro. En la descarga eléctrica que se produce, se genera oxígeno atómico que al combinarse con el molecular produce una molécula de ozono (Figura 6). La descripción completa de la instalación de ozonización se detalla a continuación y se completa con la Figura 7. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 50 Figura 6. Esquema de generación de ozono mediante descarga eléctrica. El oxígeno se aporta desde una botella de gas comprimido conectada directamente al ozonizador (1). La generación de ozono aumenta con el caudal de oxígeno introducido, por lo que se regula el flujo mediante una válvula situada en el frontal del equipo. Entre la botella de gas y el ozonizador, se coloca un lecho de sílica gel (2) que debido a sus propiedades higroscópicas elimina la humedad de la corriente de O2 antes de entrar en el ozonizador (3), ya que el gas de entrada siempre debe estar seco. El ozonizador se conecta a un reactor cerrado de vidrio (4) que funciona en régimen semicontinuo, continuo respecto al gas y discontinuo respecto al líquido. Este reactor es de vidrio Pyrex con forma cilindrica y una capacidad de 0,750 L. El ozono gas se trasfiere a la muestra por la parte superior del reactor a través de un difusor poroso (O3 introducido). La transferencia del ozono al agua produce un burbujeo que proporciona agitación a la muestra, favoreciendo el contacto ozono-agua. El ozono introducido se mantiene se mantiene constante a lo largo de cada experimento. Como todo el ozono producido no llega a consumirse en la reacción, el exceso debe destruirse (O3 no consumido). Para ello se conectan en serie al reactor dos borboteadotes (5) que contienen una disolución de yoduro potásico al 2%. El ozono reacciona con el yoduro reduciéndose a oxígeno y liberándose a la atmósfera. El experimento debe llevarse a cabo en una campana de extracción ya que el ozono es un elemento tóxico. Capítulo 4 Procedimiento experimental 51 Figura 7. Descripción de la instalación de ozonización. El O3 consumido por la muestra se define por la [Ecuación 26]. El ozono residual disuelto en el agua se mide siguiendo la metodología mostrada en el apartado 4.1 del presente proyecto. O3 consumido= O3 introducido - (O3 no consumido + O3 residual disuelto) [26] Para determinar la cantidad de ozono que se produce por unidad de oxígeno introducido, se realizan una serie de ensayos con caudales variables de oxígeno y con diferentes intervalos de tiempo, determinándose en cada caso la cantidad de ozono que se genera. Para ello se conectan tres borboteadotes en serie directamente a la salida del ozonizador conteniendo cada uno 250 mL de KI al 2%. Durante un tiempo fijado, se hace pasar por el ozonizador un caudal de oxígeno de 50 y 100 L h-1. La potencia de ozonización utilizada es 1,5 W y la presión de oxígeno aplicada es 0,5 bares. La cantidad de ozono producida se calcula por el método iodométrico (Kolthoff y Belcher, 1957). Este método consiste en tomar muestras de la disolución de KI de los borboteadotes para cada uno de los caudales de oxígeno y de los intervalos de tiempo utilizados y proceder a su valoración con tiosulfato sódico. Cuando el ozono reacciona con el yoduro, el ozono se reduce a oxígeno y el yoduro se oxida a yodo (I2); la cantidad de ozono producida corresponde estequiométricamente con la cantidad de yodo generada en la disolución de KI [Ecuación 27-Ecuación 29]: O3 + H2O + 2 e-  O2 + 2 OH- [ 27] PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 52 2I- + 2 e-  I2 [ 28] O3 + H2O + 2 I-  O2 + I2 + 2 OH- [ 29] El procedimiento analítico consiste en la valoración del yodo formado con una disolución de tiosulfato sódico. Se añade 1ml de HCl 1N, ya que se requiere medio ácido para la valoración. Se comienza a valorar hasta que el color pardo rojizo que aparece como consecuencia del I2 formado se torna amarillo pálido. En este momento se añade el indicador de almidón, puesto que si se añadiera a la muestra inicial, en la que la cantidad de yodo es muy superior, se formaría un complejo que impediría valorar el yodo correctamente. Al añadir el almidón, aparece un color morado que virará a incoloro tras haberse alcanzado el punto de equivalencia. La cantidad de ozono generado, en mg·h-1, se calcula según la [Ecuación 30] donde V es el volumen del agente valorante (tiosulfato sódico) consumido, N es la normalidad del tiosulfato, V´ es el volumen de yoduro potásico utilizado en la valoración, t es el tiempo (en minutos) de funcionamiento del ozonizador y 24, el peso equivalente del ozono.                tV NVhmgO 60 24 250 1 3' [30] Como se trabaja con tres borboteadotes en serie, los mgO3·h-1 totales son la suma de los mg O3·h-1 retenidos por cada borboteador. El agente valorante, tiosulfato sódico, al no ser patrón primario, se debe estandarizar con dicromato potásico para determinar exactamente su concentración (Eaton et al., 2005). Para ello, se toman 80 ml de agua destilada a la que se añaden 1 mL de HCl 1N, 1 g de KI y 10 mL de K2Cr2O7 0,1N. Esta mezcla debe permanecer 6 minutos en oscuridad antes de ser valorada con la disolución de tiosulfato que se va a estandarizar. Igualmente, se valora hasta que el color pardo rojizo pasa a amarillo y tras la adición del almidón, se valora hasta la desaparición del color morado. La normalidad real del tiosulfato sódico se calcula según la [Ecuación 31]. 322 1 322 OSNamL NOSNa  [31] En la Figura 8 se representa la curva de calibrado del ozonizador para una un caudal de 50 L·h-1. Se observa que el valor de R2 de la recta de ajuste es próximo a 1 por lo que se utiliza la [Ecuación 32] de la recta de calibrado para el cálculo del ozono generado (introducido). Capítulo 4 Procedimiento experimental 53 Figura 8. Curva de calibrado del ozonizador para un caudal de 50 L·h-1. Potencia de ozonización 1,5 W y presión de oxígeno 0,5 bares. 2372,1(min)·451,14)( 33  TmgOgeneradoO [32] 4.6.2. Dióxido de titanio El TiO2 utilizado en los tratamientos de ozonización es el comercial Degusa P25. La concentración que se utiliza en los tratamientos en los que interviene es de 1g·L-1. 4.6.3. Peróxido de hidrógeno El peróxido de hidrógeno comercial utilizado en los experimentos es de la marca Carlo Erba con una concentración del 30% (v/v). La concentración que se utiliza en los tratamientos en los que interviene es de 4,55·10-3 mLH2O2·L-1muestra. 4.7. Condiciones de operación de los ensayos propuestos El caudal de oxígeno seleccionado para los ensayos es 50 L·h-1 y la dosis de ozono generada con este caudal de oxígeno es de 289 mgO3·h-1. El volumen de la muestra a tratar es 0,750 L y los ensayos se realizan a temperatura ambiente (23 °C). PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 60 Tabla 15. Condiciones del tratamiento de ozonización e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. Tiempo (min) 0 1 4 7 10 Nt (UFC 100mL-1) 3,54·108 1,39·105 1,25·104 6,08·103 4,65·103 Log(Nt/N0) 0 -3,61 -4,57 -4,88 -4,97 mg O3·L-1 consumido 0 10,69 30,08 55,09 62,18 La Figura 9 muestra los resultados gráficos del tratamiento de ozonización en el que se representa la inactivación de E.coli en función del ozono (mgO3·L-1) consumido por la muestra, así como la desviación estándar de los datos obtenidos en los experimentos realizados. La mayor desviación obtenida en este tratamiento corresponde a un valor de ± 0,52 unidades. Figura 9. Inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización. N0= 3,54·108 UFC·100mL-1. Para alcanzar 4 unidades logarítmicas de inactivación (o una reducción del 99,99%) la dosis de ozono necesaria es de 19 mg O3 L-1. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos recomienda una reducción de 6 logaritmos para el control de la bacterias (USEPA, 2004), sin embargo, la elección de tomar como referencia 4 unidades logarítmicas de inactivación se debe principalmente a 2 razones. La primera, se debe a que, tal y como se documenta en la Tabla 7, la carga biológica de las aguas del Canal Imperial de Aragón, antes de su tratamiento de potabilización, puede alcanzar niveles de Capítulo 5 Resultados 61 hasta 104 UFC·100 mL-1. Y la segunda, está relacionada con la tésis Doctoral de Dña. Munia Lanao con la que se comparan los resultados obtenidos, ya que son 4 las unidades logarítmicas de inactivación que toma como referencia para obtener la dosis de ozono necesaria para alcanzar dicha inactivación. El ozono en las muestras, además de reaccionar con las bacterias, oxida los sólidos en suspensión y los compuestos orgánicos e inorgánicos que el agua normalmente contiene. La materia orgánica que se encuentra en el medio reduce las cinéticas de inactivación de E.coli al competir con las bacterias sobre las especies oxidantes generadas durante el tratamiento de desinfección (Ireland, 1993). La formación de agregados de microorganismos entre sí y con el material particulado puede afectar a la eficiencia del tratamiento fortaleciéndose frente al ataque del desinfectante. (Lanao, 2012) Se establece como referencia una dosis de 3 mg·L-1 de ozono, dosis utilizada habitualmente en ETAPs en España (Mosteo et al., 2009). La eliminación logarítmica alcanzada de E.coli en el tratamiento de ozonización es de 1 unidad logarítmica. Si se considera una desinfección total de la muestra tras los 10 minutos de tratamiento, la ozonización consigue recuentos bacterianos finales bajos debidos principalmente a la presencia de materia orgánica. (Lanao, 2012) La comparación de los resultados obtenidos en este tratamiento con los obtenidos por Dña. Munia Lanao en su tesis para la eliminación de Enterococcus sp. y células vegetativas de C. perfringens. indican que para un nivel de inactivación de 4 órdenes de magnitud, la dosis de ozono necesaria para la eliminación de E.coli es superior respecto a la dosis requerida para la eliminación de Enterococcus sp. y C. perfringens. Las dosis requeridas para este nivel de inactivación son aproximadamente 19 mg·L-1 de ozono, 12,4 mg·L-1 de ozono y 3,6 mg·L-1 de ozono para E.coli, Enterococcus sp. y C. perfringens respectivamente. Si se comparan con la dosis de referencia de 3 mg·L-1 de ozono, se observa que se produce una desinfección menor en el tratamiento con la E.coli respecto a Enterococcus sp. y células vegetativas de C. perfringens. Esta conclusión se sostiene con los reducciones logarítmicas obtenidas para E.coli, Enterococcus sp. y C. perfringens que son 1 unidad logarítmica, 1,4 unidades logarítmicas y 2,8 unidades logarítmicas respectivamente. Se pude afirmar por tanto que la resistencia de E.coli para una misma dosis de ozono y una misma inactivación es mayor. Sin embargo, se debe tener en cuenta que las condiciones en que tienen lugar dichos tratamientos no son las mismas, tanto el volumen tratado, como el caudal de oxígeno y la dosis de ozono generada son distintos. La Tabla 16 resume las condiciones en que tienen lugar los distintos tratamientos. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 62 Tabla 16. Resumen de las condiciones en los tratamientos para la eliminación de E.coli y Enterococcus sp. Condiciones E.coli Enterococcus sp. Volumen de muestra (L) 0,75 1,5 Caudal de O2 (L·h-1) 50 100 Dosis de O3 generado (mgO3·h-1) 289 578 5.2. Resultados del tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno (O3/H2O2) En la Tabla 17 se muestran los resultados obtenidos del análisis de los parámetros físico-químicos en las muestras de agua fortificadas con E.coli antes y después del tratamiento con peroxona. Tabla 17. Resultados físico-químicos en el tratamiento de peroxona sobre la muestra de agua fortificada con E.coli. Experimentos Condiciones F-Q O3/H2O2 Iniciales pH 7,44 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 894 Turbidez (U.N.T) 3,67 S.S (mg·L-1) 1 Finales pH 8,12 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 1253 Turbidez (U.N.T) 87 S.S (mg·L-1) 71 Se observan que, igual que el tratamiento de ozonización, el pH varía ligeramente respecto al valor inicial, de mientras que los valores finales de conductividad, turbidez y sólidos en suspensión aumentan significativamente respecto a los valores iniciales. En la Tabla 18 se muestra el recuento de colonias, las reducciones logarítmicas de E.coli y el O3 consumido, expresado en mgO3·L-1 para cada tiempo de muestreo. Se observa que al finalizar el tratamiento no se consigue una inactivación total de la población inicial. Capítulo 5 Resultados 63 Tabla 18. Condiciones del tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. Tiempo (min) 0 1 2 4 7 10 Nt (UFC 100mL-1) 4,35·108 2,48·104 4,89·103 1,48·103 1,26·103 1,31·102 Log(Nt/N0) 0 -4,25 -4,95 -5,49 -6,14 -6,78 mg O3· L-1 consumido 0 10,64 17,07 29,91 42,76 68,46 La Figura 10 muestra los resultados gráficos del tratamiento de O3 combinado con H2O2 en el que se representa la inactivación de E.coli en función del ozono (mgO3·L-1) consumido por la muestra, así como la desviación estándar de los datos obtenidos en los experimentos realizados. Se observa que las mayores desviaciones de los datos obtenidos en este tratamiento se encuentran entorno a ± 0,62 unidades. Se obtiene por tanto, una desviación mayor que en el caso del ozono, sin embargo, las mayores deviaciones corresponden a los últimos datos, no así en el caso del ozono, que la desviación es más o menos constante en los diferentes ensayos. Figura 10. Inactivación de E.coli en el tratamiento de peroxona sobre la muestra de agua fortificada con E.coli. N0 = 4,35·108 UFC·100 mL-1. [H2O2]=0,04 mM. Se observa que la inactivación es mayor que en el caso de la ozonización. Se produce una continuada reducción logarítmica hasta llegar a una desinfección cercana a las 7 unidades logarítmicas. La presencia de peróxido de hidrógeno tras este tratamiento es prácticamente nula ya que se neutraliza con catalasa. PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 64 El orden de inactivación fijado en el apartado 5.1 de 4 unidades logarítmicas de inactivación se alcanza cuando la dosis de ozono es de 10 mg O3 L-1. Esta dosis es aproximadamente la mitad de la dosis necesaria para alcanzar la misma desinfección en el tratamiento de ozonización. Por lo tanto se pone de manifiesto el efecto positivo de la combinación de ozono y peróxido en la desinfección. Si se toma como referencia una dosis de 3 mg O3 ·L-1 la inactivación es de 1 unidades logarítmicas, es decir, se consigue una desinfección igual para esta dosis respecto al tratamiento de ozonización. Sin embargo, la reducción logarítmica con este tratamiento, tomando dosis de ozono mayores, es muy superior al tratamiento basado en ozono. Si se comparan estos resultados con los obtenidos por Dña. Munia Lanao se observa que el orden de inactivación fijado de 4 unidades logarítmicas para E.coli se alcanza cuando la dosis de ozono es más del doble de la requerida para la inactivación de Enterococcus sp. y casi 4 veces mayor de la requerida para la inactivación de C. perfringens. Si se comparan con la dosis de referencia de 3 mg·L-1 de ozono, se observa que se produce una desinfección menor en el tratamiento con la E.coli respecto a Enterococcus sp. y células vegetativas de C. perfringens ya que los resultados obtenidos de inactivación son para E.coli, Enterococcus sp. y C. perfringens de 1 unidad logarítmica, 2,7 unidades logarítmicas y 4,5 unidades logarítmicas respectivamente. Se debe tener en cuenta, tal y como se afirma en el apartado 5.1, que las condiciones en las que tienen lugar dichos tratamientos son diferentes. La Figura 11 muestra una comparación gráfica de los valores obtenidos en los tratamientos de ozonización y ozono combinado con peróxido de hidrógeno. Capítulo 5 Resultados 65 Figura 11. Inactivación de E.coli en los tratamiento con O3 () y O3/H2O2 (). N0 ≈ 108 UFC· 100 mL-1. [H2O2]=0,04 mM. 5.3. Resultados del tratamiento de ozonización catalítica. Ozono combinado con dióxido de titanio (O3/TiO2) En la Tabla 19 se muestran los resultados obtenidos del análisis de los parámetros físico-químicos en las muestras de agua fortificadas con E.coli antes y después del tratamiento de ozono combinado con dióxido de titanio. Tabla 19. Resultados fisco-químicos en el tratamiento de O3 combinado con TiO2 sobre el agua fortificada con E.coli. Experimentos Condiciones F-Q O3/TiO2 Iniciales pH 7,75 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 894 Turbidez (U.N.T) 133 S.S (mg·L-1) 9 Finales pH 8,18 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 778 Turbidez (U.N.T) 299 S.S (mg·L-1) 24 Se observa que el pH, la turbidez y los sólidos en suspensión varían del mismo modo que en los tratamientos anteriores. El pH aumenta ligeramente su valor final respecto del inicial, mientras que la turbidez y los sólidos en suspensión varían significativamente sus valores finales. Sin embargo se produce una disminución de la conductividad, hecho que en los tratamientos de ozonización y ozono combinado con peróxido de hidrógeno no se da. En la Tabla 20 se muestra el recuento de colonias, las reducciones logarítmicas de E.coli y el O3 consumido, expresado en mgO3·L-1 para cada experimento que corresponde con un tiempo. Se observa que al finalizar el tratamiento no se consigue una inactivación total de la población inicial. Tabla 20. Condiciones del tratamiento de O3 combinado con TiO2 e inactivación de E.coli a lo largo del tiempo. [TiO2]= 1 g L-1. Tiempo (min) 0 1 4 7 10 Nt (UFC 100mL-1) 4,14·108 2,78·104 3,16·103 9,18·102 1,92·102 Log(Nt/N0) 0 -4,14 -5,18 -5,48 -6,19 PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 66 mg O3·L-1 consumido 0 4,08 20,22 36,36 52,5 La Figura 12 muestra los resultados gráficos del tratamiento de O3 combinado con TiO2 en el que se representa la inactivación de E.coli en función del ozono (mgO3·L-1) consumido por la muestra, así como la desviación estándar de los datos obtenidos en los experimentos realizados. Se puede observar que las mayores desviaciones de los datos obtenidos en este tratamiento se encuentran entorno a ± 0,19 unidades. Se obtiene por tanto, una desviación mucho menor que en los tratamientos con ozono y ozono combinado con peróxido de hidrógeno. Figura 12. Inactivación de E.coli en el tratamiento de ozono combinado con TiO2 sobre la muestra agua fortificada. N0 = 4,14·108 UFC· 100 mL-1. [TiO2]= 1 g·L-1. La dosis de ozono necesaria en este tratamiento es aproximadamente la mitad de la dosis necesaria para alcanzar la misma desinfección con el tratamiento de ozonización. En consecuencia, se reitera el efecto positivo de la combinación de ozono con dióxido de titanio en la desinfección. Para alcanzar un nivel de inactivación de 4 unidades logarítmicas, la dosis de ozono necesaria es 4 mg·L-1, dosis aproximadamente 5 veces inferior a la necesaria para el tratamiento de ozonización, y 2,5 veces inferior a la observada en el tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno. Si se compara la inactivación para una dosis de 3 mgO3·L-1 con la obtenida en los otros tratamientos se reitera el efecto positivo de este tratamiento ya que se obtiene una desinfección de 3 unidades logarítmicas mientras que en los Capítulo 5 Resultados 67 anteriores tratamientos tan solo se obtienen desinfecciones próximas a 1 unidad logarítmica. Si se comparan estos resultados con los obtenidos por Dña. Munia Lanao se observa que el orden de inactivación fijado de 4 unidades logarítmicas para la E.coli se alcanza cuando la dosis de ozono es inferior a la requerida para la inactivación de Enterococcus sp. pero muy similar a la requerida para inactivación de C. perfringens., siendo las dosis de ozono de 4 mgO3·L-1 , 6,5 mgO3·L-1 y 4,15 mgO3·L-1 para la E.coli, Enterococcus sp. y C. perfringens. respectivamente. Sin embargo al comparar la inactivación para una dosis de referencia de 3 mgO3·L-1, se obtiene una inactivación mayor para la E.coli respecto a los Enterococcus sp., y similar respecto a C. perfringens. siendo sus valores de inactivación de 3, 2,7 y 3,1 respectivamente. La Figura 13 muestra una comparación gráfica de los valores obtenidos en los tratamientos de ozonización, ozono combinado con peróxido de hidrógeno y ozono combinado con dióxido de titanio. Figura 13. Inactivación de E.coli tras los tratamiento con O3 (), O3/TiO2 () y O3/H2O2 (). N0 ≈ 108 UFC· 100 mL-1. [TiO2]=1 g·L-1. [H2O2]=0,04 mM. 5.4. Resultados del tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno y dióxido de titanio (O3/H2O2/TiO2) En la Tabla 21 se muestran los resultados obtenidos del análisis de los parámetros físico-químicos en las muestras de agua fortificadas con E.coli antes PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 68 y después del tratamiento de ozono combinado con peróxido de hidrógeno y dióxido de titanio. Tabla 21. Resultados físico-químicos en el tratamiento de O3/H2O2/TiO2 sobre la muestra agua fortificada con E.coli. [H2O2]=0,04mM. [TiO2]=1 g·L-1. Experimentos Condiciones F-Q O3/H2O2/ TiO2 Iniciales pH 7,68 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 894 Turbidez (U.N.T) 5,49 S.S (mg·L-1) 9 Finales pH 8,02 Conductividad (µS·cm-1)(20oC) 1253 Turbidez (U.N.T) 87 S.S (mg·L-1) 71 Se observa que el pH, la conductividad, la turbidez y los sólidos en suspensión varían del mismo modo que en los tratamientos de ozonización y ozono combinado con peróxido de hidrógeno. El pH aumenta ligeramente su valor final respecto del inicial, mientras que la conductividad, turbidez y los sólidos en suspensión varían significativamente sus valores finales. La presencia de peróxido de hidrógeno tras este tratamiento es prácticamente nula ya que se neutraliza, de igual forma que en el apartado 5.2, con catalasa. En la Tabla 22 se muestra el recuento de colonias, las reducciones logarítmicas de E.coli y el O3 consumido, expresado en mgO3·L-1 para cada tiempo de muestreo. Se observa que al finalizar el tratamiento no se consigue una inactivación total de la población inicial. Tabla 22. Condiciones del tratamiento de O3 combinado con TiO2 y H2O2 sobre la muestra agua fortificada con E.coli. [H2O2]=0,04mM. [TiO2]=1 g·L-1. Tiempo (min) 0 1 4 7 10 Nt (UFC 100mL-1) 4,35·108 1,09·106 5,60·104 7,18·103 5,89·103 Log(Nt/N0) 0 -3,20 -4,40 -4,90 -5,08 mg O3·L-1 consumido 0 4,14 19,44 34,74 50,04 Capítulo 5 Resultados 69 La Figura 14 muestra los resultados gráficos del tratamiento de O3 combinado con H2O2 y TiO2 en el que se representa la inactivación de E.coli en función del ozono (mgO3·L-1) consumido por la muestra, así como la desviación estándar de los datos obtenidos en los experimentos realizados. Se puede observar que las mayores desviaciones de los datos obtenidos en este tratamiento se encuentran entorno a ± 0,95 unidades. Se obtiene por tanto, en este tratamiento, la mayor desviación por lo que se puede afirmar que este ensayo posee un error mayor. Figura 14. Inactivación de E.coli. en el tratamiento O3/H2O2/TiO2 sobre la muestra de agua fortificada. N0= 4,35·108 UFC·100mL-1. [H2O2]=0,04mM. [TiO2]=1 g·L-1. Se observa que para una inactivación de referencia de 4 unidades logarítmicas la dosis de ozono necesaria es 15 mgO3·L-1. Esta dosis de ozono es inferior a la que se obtiene para la misma inactivación en el tratamiento de ozonización y superior respecto a los tratamientos de ozono combinado con peróxido de hidrógeno y ozono combinado con dióxido de titanio. Si se toma como referencia una dosis de ozono de 3 mgO3·L-1 la inactivación que se obtiene es de 2,2 unidades logarítmicas. Esta inactivación es superior a la que se obtiene en el tratamiento de ozonización y ozono combinado con peróxido de hidrógeno, pero inferior a la que se obtiene en el tratamiento de ozono combinado con dióxido de titanio. Los resultados obtenidos en este tratamiento se asemejan a los obtenidos por Dña. Munia Lanao en su tésis. En ambos casos se puede afirmar que la adición de H2O2 y TiO2 por separado y en conjunto, mejoran la desinfección obtenida con respecto al tratamiento de ozonización en solitario. Esta combinación no supone una mejora sobre el tratamiento de O3 combinado con TiO2 ni desde el punto de vista de inactivación ni desde el 76 Figura 16. Ajuste de los tres modelos matemáticos a la gráfica de inactivación de E.coli en los tratamientos de ozonización (A), peroxona (B), O3/TiO2 (C) y O3/H2O2/TiO2 (D). PFC Eliminación de E.coli en agua mediante POA´s basados en O3 77 Figura 17. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización. Capítulo 5 Resultados 78 Figura 18. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización combinado con peróxido. PFC Eliminación de E.coli en aguas naturales 79 Figura 19. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización combinado con TiO2. Capítulo 5 Resultados 80 Figura 20. Representación de la correlación entre los valores observados experimentalmente y los valores estimados por los modelos cinéticos aplicados en la inactivación de E.coli en el tratamiento de ozonización combinado con TiO2 y H2O2. PFC Eliminación de E.coli en aguas naturales Capítulo 5 Resultados 81 En la Tablas 27, 28, 29 y 30 se comparan los parámetros obtenidos en los modelos cinéticos para E.coli con los parámetros obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. y C. perfringens. Tabla 28. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. y C. perfringens en el tratamiento de ozonización. Modelo de Hom Microorganismo kap (min-1 · mg L-1) m ECM R2 E.coli 3,268 0,20 0,24 0,99 Enterococcus sp. 3,001 0,26 0,69 0,94 C. perfringens 2,623 0,36 1,13 0,78 Modelo bifásico Microorganismo f k1 (min-1 ) k2 (min-1 ) ECM R2 E.coli 0,99997 8,48 0,15 0,044 0,99 Enterococcus sp. 0,999993 3,862 0,185 0,49 0,98 C. perfringens 0,99997 7,990 0,226 0,77 0,91 Modelo de Mafart Microorganismo p δ (min) ECM R2 E.coli 0,30 0,08 0,61 0,95 Enterococcus sp. 0,23 0,002 0,74 0,93 C. perfringens 0,36 0,07 1,14 0,78 PFC Eliminación de E.coli en aguas naturales 82 Tabla 29.Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. y C. perfringens en el tratamiento con peroxona. Modelo de Hom Microorganismo kap (min-1 · mg L-1) m ECM R2 E.coli 4,24 0,20 0,06 0,99 Enterococcus sp. 4,321 0,21 0,58 0,96 C. perfringens 5,346 0,05 0,08 0,99 Modelo bifásico Microorganismo f k1 (min-1 ) k2 (min-1 ) ECM R2 E.coli 0,999973 10,10 0,53 0,089 0,99 Enterococcus sp. 0,999998 5,98 0,24 0,94 0,95 C. perfringens 0,999996 12,83 0,17 0,27 0,99 Modelo de Mafart Microorganismo p δ (min) ECM R2 E.coli 0,37 0,08 0,59 0,94 Enterococcus sp. 0,21 0,001 0,58 0,96 C. perfringens 0,07 5·10-11 0,10 0,99 Capítulo 5 Resultados 83 Tabla 30. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp y C. perfringens. en el tratamiento de O3/TiO2. Modelo de Hom Microorganismo kap (min-1 · mg L-1) m ECM R2 E.coli 4,10 0,17 0,13 0,99 Enterococcus sp. 4,072 0,22 0,58 0,95 C. perfringens 2,77 0,36 0,90 0,86 Modelo bifásico Microorganismo f k1 (min-1 ) k2 (min-1 ) ECM R2 E.coli 0,999914 20,32 0,50 0,15 0,99 Enterococcus sp. 0,9999991 6,04 0,19 0,94 0,94 C. perfringens 0,999995 8,78 0,25 1,05 0,96 Modelo de Mafart Microorganismo p δ (min) ECM R2 E.coli 0,17 2,22·10-4 0,13 0,99 Enterococcus sp. 0,22 0,001 0,58 0,95 C. perfringens 0,37 0,06 0,90 0,86 Tabla 31. Comparación de los parámetros cinéticos de los modelos matemáticos aplicados sobre la inactivación de E.coli con los obtenidos por Dña. Munia Lanao para Enterococcus sp. en el tratamiento de O3/H2O2/TiO2. Modelo de Hom Microorganismo kap (min-1 · mg L-1) m ECM R2 E.coli 3,27 0,20 0,085 0,99 Enterococcus sp. 3,18 0,19 0,26 0,97 Modelo bifásico Microorganismo f k1 (min-1 ) k2 (min-1 ) ECM R2 E.coli 0,999901 7,51 0,26 0,07 0,99 Enterococcus sp. 0,99991 5,93 0,18 0,16 0,99 Modelo de Mafart Microorganismo p δ (min) ECM R2 E.coli 1,13 0,65 0,95 0,81 Enterococcus sp. 0,19 0,002 0,26 0,97 PFC Eliminación de E.coli en aguas naturales 84 Si se comparan los valores de las constantes de velocidad de inactivación (kap en el modelo de Hom y k1 y k2 en el modelo bifásico) se observa que se obtienen valores más altos sobre la inactivación de E.coli respecto a Enterococcus sp. tanto en los tratamientos de ozonización como O3/TiO2 y O3/H2O2/TiO2. Aunque que en el tratamiento de O3/H2O2 el valor de k1 y k2 sigue la evolución anterior, mayor para E.coli que para Enterococcus sp., el valor de kap es mayor para Enterococcus sp. que para E.coli. La comparación de las constantes de velocidad de inactivación, para C. perfringens y E.coli da resultados similares a los obtenidos anteriormente para la comparación Enterococcus sp con E.coli, obteniendo valores más altos sobre la inactivación de E.coli respecto a C. perfringens tanto en los tratamientos de ozonización como O3/TiO2, mientras que para el tratamiento de O3/H2O2 los valores de kap y k1 son mayores para C. perfringens que para E.coli. El valor del parámetro δ del modelo de Mafart, que indica el tiempo necesario para conseguir 1 unidad logarítmica de inactivación, es inferior en casi todos los tratamientos para la eliminación de Enterococcus sp. a excepción del tratamiento O3/TiO2 que es inferior para la eliminación de E.coli. Si se compara el valor del parámetro δ para C. perfringens se obtiene un resultado similar al anterior para Enterococcus sp., es decir, es inferior en casi todos los tratamientos para la eliminación de C. perfringens. a excepción del tratamiento O3/TiO2 que es inferior para la eliminación de E.coli. Los tratamientos de eliminación más efectivos son O3/H2O2 y O3/TiO2 para estos tres microorganismos, teniendo en cuenta el tiempo de exposición y no el ozono consumido. Si se comparan los valores del ECM obtenidos en los distintos tratamientos para E.coli y Enterococcus sp. se observa que existe un mayor acuerdo entre los valores predichos y los valores reales en los modelos para la eliminación de E.coli que para Enterococcus sp. ya que dichos valores son menores en los tratamientos en los que se elimina E.coli que en los que se eliminan Enterococcus sp. Sin embargo, los valores del ECM en el modelo Mafart para la eliminación de E.coli en los tratamientos de O3/H2O2 y O3/H2O2/TiO2 son mayores a los obtenidos para la eliminación de Enterococcus sp. en estos mismos tratamientos. Al comparar los valores del ECM obtenidos en los tratamientos para C. perfringens y E.coli da resultados similares a los obtenidos al comparar E.coli y Enterococcus sp. ya que se obtiene un mayor acuerdo entre los valores predichos y los reales en los distintos modelos para la eliminación de E.coli que para C. perfringens. Excepto, los valores del ECM en el modelo Mafart para la eliminación de E.coli en el tratamientos de O3/H2O2 ya que son mayores a los obtenidos para la eliminación de C. perfringens. en este mismo tratamiento. Capítulo 5 Resultados 85 Respecto a los valores del R2 se puede afirmar que existe una mayor precisión predictiva de la mayoría de los modelos en los tratamientos estudiados para la eliminación de E.coli que para la eliminación de Enterococcus sp. salvo excepciones. Dichas excepciones están relacionadas con el modelo Mafart en los tratamientos con O3/H2O2 y O3/H2O2/TiO2 ya que se obtienen valores más altos de R2 para la eliminación de Enterococcos sp. Finalmente si se comparan los valores de R2 para C. perfringens y E.coli se obtienen resultados similares a los obtenidos al comparar E.coli y Enterococcus sp., a excepción del valor de R2 del tratamiento de O3/H2O2 en los modelos bifásico y Hom que son iguales para ambos microorganismo, y menor el valor de R2 para E.coli en el modelo Mafart. Capítulo 7. Bibliografía Capítulo 7 Bibliografía 95 Arboleda Valencia, J. 2000. Teoría y práctica de la purificación del agua Ed McGraw-Hill, ISBN: 958-41-0015-7. 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