Eliminación de materia orgánica y nutrientes de aguas residuales hospitalarias mediante electrobiorreactor acoplado a decantador de tubos

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 9279 (2022) Citar este artículo

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Las aguas residuales que consisten en diferentes productos farmacéuticos y residuos de medicamentos son bastante difíciles de tratar y eliminar. Esta situación plantea un impacto significativo en el aspecto de salud de los seres humanos y otros organismos bióticos en el medio ambiente. La principal preocupación de las aguas residuales hospitalarias (AAR) es la resistividad al tratamiento mediante los diferentes métodos convencionales. Para el tratamiento de RP, este estudio se realizó utilizando un electro biorreactor utilizando aguas residuales hospitalarias. La electro reducción supera el efecto de los elementos tóxicos en las aguas residuales de los hospitales, y la biodegradación elimina la materia orgánica y los nutrientes de las aguas residuales. Este estudio investigó el rendimiento del electrobiorreactor para el tratamiento de aguas residuales hospitalarias conectadas con un decantador de tubos. Se analizaron los parámetros de demanda química de oxígeno, concentración de nitratos y fosfatos para evaluar un afluente y efluente del electro biorreactor y tubesettler. Además, se realizó un modelo cinético para la demanda química de oxígeno, la eliminación de nitratos y fosfatos. La demanda química de oxígeno se redujo en un 76% en electro biorreactor, y en un 31% en tubesettler, un 84%. El nitrato y el fosfato se redujeron dentro de los límites de descarga permisibles con una concentración de efluente final de 1,4 mg L-1 y 3 mg L-1. Se requieren más estudios para evaluar el impacto de los compuestos farmacéuticos en las aguas residuales de los hospitales en el rendimiento del sistema.

Las aguas residuales hospitalarias (AAR) son motivo de creciente preocupación ya que constituyen elementos tóxicos para el medio ambiente. Los métodos de tratamiento para HWW han ganado atención en investigaciones recientes debido a su contenido farmacéutico1,2,3,4,5. Los estrictos estándares de aguas residuales hacen que los sistemas convencionales de tratamiento de aguas residuales sean ineficientes6. Además, la necesidad de tratar aguas residuales específicas de diversas industrias y otros orígenes aumenta aún más el problema. Esto conduce a un deseo de tecnologías innovadoras y nuevas para cumplir con los estándares requeridos7,8. Entre las diferentes tecnologías de aguas residuales, se presta especial atención a los electrobiorreactores (EBR). La degradación de los contaminantes depende principalmente de la disponibilidad de electrones en el sistema9. El sistema electrobiológico supera esta escasez de donantes de electrones. Actúa como auxiliar electroquímico del sistema microbiológico para reducir los contaminantes de las aguas residuales. El cátodo puede proporcionar continuamente electrones (producción de hidrógeno) y campos eléctricos con bajo potencial de reducción. Los EBR utilizan energía eléctrica para el tratamiento de aguas residuales. Los cuatro mecanismos principales en EBR son la electrocoagulación (EC), las electrodeposiciones (ED), la electrooxidación (EO) y la electroflotación (EF). La recuperación de la corriente de aguas residuales se logra a través de una deposición electromagnética. EC se utiliza para el tratamiento de aguas residuales, y EF separa de forma eficaz los lodos floculados de las aguas residuales. El EO se emplea principalmente para reducir la materia orgánica, los contaminantes refractarios y los nutrientes de las aguas residuales10.

EBR tiene varias aplicaciones para el tratamiento de aguas residuales, desde aguas residuales municipales sin tratar11 hasta lixiviados de vertederos12,13,14,15. También se ha examinado para tratar compuestos químicos específicos en aguas residuales, como la reducción del ácido 2,4-diclorofenoxiacético, la degradación de tetraciclina, la degradación de antibióticos y la reducción de contaminantes orgánicos refractarios14,16. Además, EBR se ha empleado para reducir el ensuciamiento de membranas para el tratamiento de aguas residuales6,17. EBR se ha utilizado para tratar aguas residuales combinadas con membrana sumergida18,19,20 y como un proceso de tratamiento de electroperoxina14,21,22. A pesar de la amplia aplicación en los estudios de tratamiento de aguas residuales23,24,25, todavía falta la evaluación del rendimiento de EBR para el tratamiento de HWW. Esto se debe principalmente a sus aplicaciones limitadas combinadas con otras técnicas que respaldan los sistemas de tratamiento en lugar de realizar completamente los sistemas de tratamiento individuales. Por lo tanto, este estudio se llevó a cabo para investigar el desempeño de EBR como un sistema de tratamiento particular para HWW.

En este experimento se utilizó un decantador de tubos combinado con EBR. Esto superó la deficiencia del estudio de combinación y dio una idea de la eficiencia del tratamiento de EBR como un sistema de tratamiento individual. Los objetivos de este estudio son:

Investigar la reducción de la demanda química de oxígeno (DQO) en aguas residuales hospitalarias utilizando EBR y tubesettler.

Determinar la eficiencia de eliminación de nutrientes, es decir, nitrato y fosfato.

Compare la eficiencia de eliminación de EBR y tubesettler para evaluar su idoneidad y validarlo como una unidad de tratamiento de efluentes.

Las aguas residuales del hospital utilizadas en este estudio se obtuvieron de la planta de tratamiento de aguas residuales del Hospital Guru Teg Bahadur durante marzo de 2021 a enero de 2022, con una capacidad de 600 m3/día en Nueva Delhi, India. Todas las muestras recolectadas se transportaron al laboratorio ambiental en Mewat Engineering College, Nuh, Haryana, India-122107, y se almacenaron a 4 °C antes de usarse como influente en EBR y en el sedimentador de tubos conectado. Antes de realizar los experimentos, estas muestras se sacaron del refrigerador para alcanzar la temperatura ambiente (20–25 °C) antes de su uso.

Se diseñó e instaló una configuración experimental a escala de laboratorio para este estudio, como se muestra en la Fig. 1. La configuración constaba de un electrobiorreactor conectado en serie con un decantador de tubos. El volumen de trabajo del electrobiorreactor fue de 14,2 L. El efluente de EBR y tubesettler se obtuvo a través de una bomba peristáltica. El volumen constante en el reactor se mantuvo utilizando un sensor de nivel conectado a la bomba de alimentación. El ánodo y el cátodo tenían un área de 100 cm2 con una separación de 5,7 cm. La fuente de alimentación de CC se mantuvo a un gradiente de 1 V/cm. Se proporcionó aireación continua tanto en el EBR como en el decantador de tubos. Las características de las aguas residuales afluentes y las condiciones de operación utilizadas se presentan en las Tablas 1 y 2.

Diagrama esquemático de la configuración utilizada en el experimento (FT = tanque de alimentación, FP = bomba de alimentación, EBR = electrobiorreactor, PS = fuente de alimentación, AN = ánodo, CT = cátodo, PP = bomba peristática, AC = compresor de aire, TS = sedimentador de tubos, FE = Efluente).

Se evaluó el desempeño de EBR y tubesettler con base en la concentración del contaminante en el efluente. Se tomaron muestras de afluentes y efluentes del EBR y del sedimentador de tubos y se analizaron para eliminar la concentración de DQO, nitrato y fosfato como métodos estándar26,27. Se utilizó HACH DR 2800 para diagnosticar la concentración de parámetros. Los experimentos continuaron durante 55 días consecutivos hasta que alcanzaron una condición estabilizada. Por lo tanto, se tomaron lecturas después de 55 días para evaluar la eficiencia del tratamiento y se verificaron los resultados de EBR y tubesettler, como se muestra en la Fig. 1. Además, los resultados de este estudio validarán la capacidad de mejora del tubesettler. Se adoptaron métodos de prueba estándar de la Asociación Estadounidense de Salud Pública (APHA) para el análisis de muestras de agua, que también se adoptaron en estudios similares1,2.

Con ayuda del software Design-Expert (versión DX13.0.1) se determina la matriz experimental, donde se incorporan 20 experimentos con diferentes combinaciones de variables de proceso. El análisis de tres variables de proceso: pH, tiempo presente y MLSS, se empleó en el modelo de diseño compuesto central (CCD) para comprender cómo se vieron afectados los porcentajes de eliminación de demanda química de oxígeno (DQO), nitrato y fosfato. Se ha observado que la prueba de suma secuencial de cuadrados y la prueba de falta de ajuste fueron las más adecuadas y se aplicaron durante el análisis en el modelo de enfoque de metodología de superficie de respuesta (RSM). La función de optimización del software ayuda a determinar los mejores valores en los sistemas existentes28,29. El enfoque RSM se utiliza para optimizar los parámetros de operación considerando el análisis CCD de tres factores y cinco niveles. En el presente estudio, las variables de entrada se optimizaron para maximizar DQO, nitrato y fosfato, como se muestra en la Tabla 3. Las eficiencias de eliminación de DQO, nitrato y fosfato están entre 59,1 y 74,1 %. La validación se realizó calculando los resultados experimentales promedio en función de los valores óptimos proporcionados por la optimización del software. Hubo una buena coincidencia entre los valores teóricos y prácticos de eliminación de DQO, nitrato y fosfato para RSM en la mejora del proceso EBR.

El modelo de primer orden, el modelo de segundo orden de Grau, el modelo Stover-Kincannon modificado y el modelo Monod se utilizaron para investigar la cinética de eliminación de DQO del reactor EBR. Para el tratamiento de aguas residuales que emplean sistemas biológicos, los métodos de análisis cinético están bien establecidos. Se alcanzó un estado estacionario después de la aclimatación, lo que requirió el análisis. Los modelos creados a partir de datos experimentales pueden evaluarse mediante ANOVA (Análisis de varianza). ANOVA proporciona indicadores estadísticos como el valor F y el valor P. F debe ser extensiva para que el modelo sea estadísticamente significativo y el valor P debe estar por debajo de (0,05). Los coeficientes de correlación altos son indicativos de un modelo fiable.

Considerando los valores reales y predichos, el modelo generado a través de los diferentes parámetros ingresados ​​debe ser diagnosticado satisfactoriamente. Es bastante comprensible que la concordancia entre los valores reales y predichos dada la efectividad y precisión del modelo generado, como se muestra en la Fig. 2. Se obtuvieron las siguientes ecuaciones del modelo de regresión polinomial:

donde A es el pH inicial, B es el tiempo actual (min), C es la concentración de MLSS (mg L−1) en la que se realizó el estudio.

Probabilidad normal frente a residuos estudentizados y gráficos previstos frente a reales para (i) eliminación de DQO, (ii) eliminación de nitrato y (iii) eliminación de fosfato.

Se ha observado que las estadísticas del modelo que tienen valores bajos representan bien el sistema y sus predicciones.

Se vio que los gráficos de superficie en 3D podrían proporcionar una mejor comprensión de los efectos interactivos de los parámetros. Los gráficos de superficie 3D se ilustran en las Figs. 3, 4 y 5, respectivamente. Se observó que la máxima eficiencia de remoción de DQO, nitrato y fosfato está en el rango de 59% a 74%.

Gráfico de superficie generado por el modelo del % de eliminación de DQO (i) pH frente al tiempo actual (ii) pH frente a MLSS (iii) MLSS frente al tiempo actual.

Gráfica de superficie generada por el modelo de % de eliminación de nitrato (i) pH frente a tiempo actual (ii) pH frente a MLSS (iii) MLSS frente a tiempo actual.

Gráfica de superficie generada por el modelo del % de eliminación de fosfato (i) pH versus tiempo actual (ii) pH versus MLSS (iii) MLSS versus tiempo actual.

La Tabla 4 (i) muestra las estadísticas de eliminación de DQO. Es deseable Adeq Precision, que mide la relación señal/ruido y una relación superior a 4. Para la eliminación de DQO, Adeq Precision fue de 19.255, lo que indica una señal adecuada. También se observó que el R2 ajustado es 0,9118 (diferencia inferior a 0,2), y el R2 predicho de 0,8601 fue significativo, lo que implica que las predicciones concuerdan bien con los valores experimentales.

La figura 3 ilustra el efecto del tiempo de flujo de corriente y el pH en relación con el porcentaje de eliminación de DQO. Se observó que los valores predichos del modelo observados estaban en el rango del 73,1 % en valores de MLSS de 2500 mg L-1, manteniendo los valores iniciales de DQO en 200 mg L-1. A medida que aumenta la carga de DQO, parece predecirse que se produce una sobrecarga de bacterias, lo que ralentiza el consumo de compuestos orgánicos. En la figura 4, la eficacia de eliminación esperada muestra tendencias ascendentes con un aumento en los valores de MLSS, lo que también coincide con estudios previos. A medida que aumenta el valor de MLSS, aumenta el tiempo de contacto de la biomasa en el sistema, lo que produce resultados más efectivos que otros.

La Tabla 4 (ii) muestra las estadísticas de eliminación de nitrato. El R2 previsto de 0,9164 coincidía razonablemente con el R2 ajustado de 0,9730. Para la remoción de nitratos, la Precisión Adeq fue de 29.608, indicando una señal adecuada. Este modelo se puede utilizar para navegar por el espacio de diseño.

La Tabla 4 (iii) muestra las estadísticas de eliminación de fosfato. El R2 pronosticado de 0,9165 coincidía razonablemente con el R2 ajustado de 0,9720. Para la remoción de fosfato, la Precisión Adeq fue de 34.945, indicando una señal adecuada. Este modelo se puede utilizar para navegar por el espacio de diseño.

La Figura 5 ilustra que a medida que reducimos el tiempo del ciclo de 24 a 18 h, la eficacia del sistema, es decir, la eficacia de eliminación de DQO muestra una tendencia a la baja debido a un menor tiempo de contacto con la biomasa. Mientras tanto, si aumentamos el tiempo de ciclo, observamos una mayor eficacia en el sistema. El gráfico de superficie generado por el modelo en la Fig. 5 ilustra que el aumento de los valores de MLSS en 3000 mg L-1 mejorará la eliminación de DQO en un 73,1 %, manteniendo constante el pH inicial. Esto puede deberse a muchos microbios que pueden descomponer la materia orgánica. En reactores aerobios, el pH es un factor esencial en el crecimiento de la población microbiana. Para crear gránulos, el pH del reactor tiene un impacto directo. Los estudios han demostrado que la formación de gránulos ocurre cuando las bacterias crecen al nivel de pH ideal, mientras que la proliferación masiva de hongos ocurre en un ambiente ácido.

La influencia, el efluente y la eliminación de DQO en EBR y decantador de tubos se ilustran en la Fig. 6a,b. Los resultados demuestran que la concentración de DQO es consistente y una mejor tasa de eficacia de eliminación de DQO. Los valores promedio de la tasa de remoción observados en el EBR estuvieron entre 74 y 79 %, con una concentración inicial de DQO que se mantuvo alrededor de 360–396 mg L−1. También se observó que el sedimentador de tubos resultó en una eficacia de aproximadamente 25 a 36 % cuando la concentración inicial estuvo entre 75 y 97 mg L−1. Los resultados de EBR son prometedores y se pueden atribuir al hecho de que la electrocoagulación tiene lugar junto con el proceso de oxidación y biodegradación. También se observó que el porcentaje de remoción de DQO muestra tendencias a la baja debido a la oxidación y adsorción electroquímica, lo que resulta en atrapamiento físico y atracción electrostática30. También se ha informado en muchos otros estudios que se observó una eliminación de DQO de alrededor del 85-90 % usando una membrana de cátodo compuesto usando el sistema MRB/MFC19 para el tratamiento especializado de lixiviados de vertederos. Se observó con el proceso de electrooxidación con una eliminación de DQO de alrededor del 80-84 % y del 84-96 % con biorreactores de membrana sumergida, usando electrodo de hierro6. Para la industria del carbón, se encontró que alrededor del 85% utiliza electrobiorreactores de membrana31.

(a) Afluente, efluente y eliminación de DQO en EBR (IEBR = Electrobiorreactor de afluente, EEBR = Electrobiorreactor de efluente, STD = Estándar, REBR = Electrobiorreactor de eliminación), (b) Afluente, efluente y eliminación de DQO en decantador de tubos (IT = Afluente decantador de tubos, ET = Decantador de tubos de efluentes, STD = Estándar, RT = Decantador de tubos de eliminación).

En el estudio actual, los resultados parecían ser más bajos que los valores informados en los estudios anteriores. La razón principal podría ser el empleo de un sistema EBR modificado y la producción de especies de biomasa. Cuando se considera la eliminación total de DQO con el sedimentador de tubos, se observa una eficiencia de eliminación de hasta el 83,58 %. La eficiencia general de eliminación de DQO es significativa y está a la par con otros estudios3,4,5. Esto significa que EBR se desempeñó mejor que tubesettler en la eliminación de DQO. La menor eficiencia de eliminación del sedimentador de tubos se puede atribuir a una menor concentración de afluentes de las aguas residuales ya reducidas de EBR.

Se observó en muchos estudios que la nitrificación es la causa principal de la nitrificación, es decir, la conversión de NH3-N en nitrato NO3-N10. El método indirecto de claudicación del proceso de nitrificación del sistema debía determinarse mediante mediciones relativas a los valores de amoníaco32,33. En el estudio actual, el proceso de nitrificación se consideró utilizando la medición de la concentración de nitrato del afluente y efluente en ambos sistemas, es decir, EBR y tubesettler34,35,36. La concentración de nitrato del afluente y el efluente se observó y se ilustró en la Fig. 7a,b. El sistema se estabilizó y produjo mejores resultados de hasta un 70 % de eliminación de nitrato, y se observó que estaba en el rango de 40 a 45 % para el sedimentador de tubos. Se ha observado que EBR produjo mejores resultados que el tubesettler. La variación de los resultados en ambos sistemas se atribuyó razonablemente principalmente a dos razones principales (1) baja concentración de afluente en el afluente en comparación con el sistema EBR y (2) efecto de inhibición debido al campo de CC aplicado, que estaba ausente en los decantadores de tubos.

(a) Afluente, efluente y eliminación de nitrato en EBR (IEBR = Electrobiorreactor afluente, EEBR = Electrobiorreactor efluente, STD = Estándar, REBR = Electrobiorreactor de eliminación), (b) Afluente, efluente y eliminación de nitrato en decantador de tubos (IT = Decantador de tubos de entrada, ET = Decantador de tubos de efluente, STD = Estándar, RT = Decantador de tubos de eliminación).

Se logró una eficiencia de remoción de alrededor del 70%, inferior a los valores en biorreactores de membrana sumergida, es decir, 82%6. Sin embargo, incluir una membrana habría mejorado la eficiencia de eliminación y considerado un sistema EBR híbrido. Los resultados del estudio actual están lo suficientemente cerca de muchos otros estudios con un sistema similar y diferentes parámetros operativos. Por lo tanto, se puede utilizar un enfoque combinado para una mejor eficacia. Durante el análisis semanal, la concentración de nitratos durante la 1ª a la 3ª semana es menor que en las siguientes semanas. A medida que disminuía la concentración de bacterias nitrificantes, tenían menos con qué trabajar. Por lo tanto, la concentración de sustrato creció, al igual que la tasa de eliminación. Las concentraciones de nitrato aumentaron más del doble que la semana anterior durante la Semana 7. Disminuyeron la actividad bacteriana, lo que resultó en una disminución de la eficiencia del 70 % al 47 % durante el período de estudio de la última semana y las semanas 6 y 8. Surgió un patrón similar para la séptima semana seguida en tubesettler. Por otro lado, los microorganismos superaron las diferencias en el compromiso debido a que el contenido de nitratos fue bajo en otras semanas.

Muchos investigadores han analizado el contenido de nitrato, pero ninguno ha analizado la concentración de fosfato. La eutrofización en los cuerpos de agua receptores, por otro lado, es causada predominantemente por fosfato y nitrato. Además, hay una falta de información disponible sobre las aguas residuales de los hospitales. Las concentraciones de fosfato afluente y efluente en el electrobiorreactor y el decantador de tubos se muestran en la Fig. 8a,b. Se logró una reducción del 75% en el contenido de fosfato del efluente en EBR. El sedimentador de tubos tuvo una efectividad del 67% en la eliminación de fosfato pero una menor eficiencia en la reducción de nitrato. Un estudio similar anterior que utilizó un electrobiorreactor de membrana sumergida afirmó una tasa de eliminación del 76 % al 95 %, que es inferior a los resultados de este estudio6. Se informó que la eliminación de fosfato fue del 50 al 70 % mediante el proceso de electrocoagulación para diferentes Ph y corrientes6.

(a) Afluente, efluente y eliminación de fosfato en EBR (IEBR = Electrobiorreactor afluente, EEBR = Electrobiorreactor efluente, STD = Estándar, REBR = Electrobiorreactor de eliminación), (b) Afluente, efluente y eliminación de fosfato en decantador de tubos (IT = Decantador de tubos de entrada, ET = Decantador de tubos de efluente, STD = Estándar, RT = Decantador de tubos de eliminación).

En la semana 6 y la semana 8, la eficiencia de eliminación de fosfato de EBR fluctuó dependiendo de la concentración promedio semanal en EBR. Esta volatilidad puede vincularse a un cambio en la composición de las aguas residuales de los hospitales. tubesettler tuvo una variación modesta que va del 5 al 6%. Aunque las concentraciones de fosfato aumentaron en la segunda semana, la eficiencia de eliminación del sedimentador de tubos mejoró. Como se demuestra en la Fig. 8a,b, el ingrediente de aguas residuales que llega mostró una fuerte afinidad en términos de reducción de fosfato.

La concentración de exceso de efluente y la desviación estándar del EBR y el sedimentador de tubos se muestran en la Tabla 5. El EBR funcionó mejor que el sedimentador de tubos en la reducción de DQO cuando se compararon el nitrato y el fosfato. Debido a que tubesettler emplea únicamente un proceso físico para eliminar los contaminantes, esto es de esperarse. El efluente de la planta de tratamiento secundario se envía a un decantador de tubos, que actúa como unidad de pulido. EBR eliminó DQO en un 91 %, nitrato en un 85 % y reducción de fosfato en un 81 % en comparación con la eficiencia total del sedimentador de tubos. Al mismo tiempo, el sedimentador de tubos redujo la DQO en un 37 %, el nitrato en un 51 % y el fosfato en un 53 %. Por lo tanto, EBR eliminó principalmente los contaminantes de las aguas residuales, mientras que el sedimentador de tubos actuó como una unidad de pulido. La Tabla 5 ilustra las características de las aguas residuales efluentes de EBR y tubesettler.

Se analizó un modelo lineal de primer orden sobre los datos experimentales mediante la representación gráfica (So − Se)/Se frente al tiempo de retención hidráulica (HRT), proporcionando K1 y R2. Para DQO, los valores de R2 fueron 0.761 con un valor constante de 1.213, como se muestra en la Tabla 6. En adelante, con base en los resultados, el modelo obtenido no pareció ajustarse bien para ninguno de los casos.

Se analizó un modelo de segundo orden de Grau en los datos experimentales mediante la representación gráfica de HRT/((So − Se)/So) frente a HRT. La constante COD obtenida fue Ks = 10–5, como se muestra en la Tabla 6. El valor R2 de 0,99 sugiere un buen coeficiente de correlación. Por lo tanto, los resultados obtenidos se ajustan bien a AOX y COD.

La tasa de utilización del sustrato expresada como carga orgánica en este modelo se usa ampliamente en el modelado cinético de reactores biológicos de aguas residuales. El modelo desarrollado puede evaluar el rendimiento del sistema biológico y estimar su eficiencia en función de los parámetros de entrada. La constante cinética KB y Umax para DQO fueron 0,35 y 1,73 g L-1 d-1, respectivamente. El R2 fue de 0.98 para la remoción de sustrato, como se presenta en la Tabla 6.

La tasa de utilización de DQO se obtuvo trazando VX/Q (So − Se) frente a 1/Se. El valor de 1/K (0,421) se obtuvo del intercepto, mientras que el valor de Ks/K (1,235) fue la pendiente de la recta. Los valores de media saturación de remoción de DQO fueron 0.045 y 0.056 g L−1. Estos valores infieren una alta afinidad de las bacterias por el sustrato. El valor de R2 de 0,95 representó un excelente coeficiente de correlación en el caso de DQO. El modelo de Monod se ajusta bien a la DQO, lo que da como resultado un R2 = 0,98, como se muestra en la Tabla 6.

Este estudio investigó el desempeño de un EBR conectado en serie con un tubesettler para tratar aguas residuales hospitalarias. Con base en los resultados obtenidos de 55 días de investigación, el Electro biorreactor mejoró eficientemente la calidad de los efluentes de las aguas residuales hospitalarias. Este estudio empleó un novedoso sistema de combinación con tubesettler. La eficiencia de eliminación de EBR como sistema de tratamiento individual es baja en comparación con otros estudios. Además, esta combinación tiene una ventaja sobre las diferentes variedades, ya que no se requieren filtros, membranas ni productos químicos adicionales, lo que lo hace más económico y sencillo. Por lo tanto, el tubesettler puede pulir con éxito la calidad del efluente del tratamiento secundario.

Además, este estudio también investiga la reducción de fosfatos y nitratos de las aguas residuales de los hospitales. Se observó que los valores optimizados para el tiempo de retención hidráulica (TRH) para la eliminación máxima de DQO eran alrededor de 12 h con una concentración de MLSS de aproximadamente 2500 mg L−1. Los resultados son interesantes teniendo en cuenta que es contrario a la intuición en comparación con los efectos de la TRH para una mayor eliminación de DQO en el sistema. La disminución en la eficacia de eliminación más allá de las 12 h se atribuyó a la reducción de la relación F/M en el proceso, lo que resultó en el consumo de masa celular y, por lo tanto, en la reducción de la eficacia. Se requieren estudios futuros para investigar la eliminación alta de fosfato en comparación con la reducción de nitrato debido a los componentes hospitalarios específicos que afectan la eliminación de nitrato. Además, se necesitan estudios más profundos para determinar la eliminación alta de fosfato a pesar de un aumento de cinco veces en la concentración del influente para las aguas residuales de los hospitales.

Los datos que respaldan los hallazgos de este estudio están disponibles en [Roohul Abad Khan]. Aún así, se aplican restricciones a la disponibilidad de estos datos, que se usaron bajo licencia para la investigación actual y, por lo tanto, no están disponibles públicamente. Sin embargo, los datos están disponibles de los autores previa solicitud razonable y con el permiso de [Roohul Abad Khan].

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Descargar referencias

Los autores extienden su agradecimiento al Decanato de Investigación Científica de la Universidad King Khalid por financiar este trabajo a través del Proyecto de Investigación General con el número de subvención (RGP-2-95-43).

Departamento de Ingeniería Civil, Universidad King Khalid, Abha, Arabia Saudita

Roohulabad Khan y Majed Alsubih

Departamento de Geografía, FLSH, LADES-M, Universidad Hassan II de Casablanca, Mohammedia, Marruecos

Rachida El Morabet

Departamento de Ingeniería Civil, Jamia Millia Islamia, Nueva Delhi, India

Nadeem A Khan y Sirajuddin Ahmed

Ingeniería Química y del Petróleo, Facultad de Ingeniería, Universiti Teknologi Brunei, Bandar Seri Begawan, BE1410, Brunei Darussalam

Nabisab Mujawar Mubarak y Rama Rao Karri

Departamento de Ingeniería de Salud Ambiental, Escuela de Salud Pública, Universidad de Ciencias Médicas de Teherán, Teherán, Irán

Mohammad Hadi Dehghani

Instituto de Investigación Ambiental, Centro de Investigación de Residuos Sólidos, Universidad de Ciencias Médicas de Teherán, Teherán, Irán

Mohammad Hadi Dehghani

Departamento de Química Orgánica, Colegio y Facultad de Química, Universidad de Ciencia y Tecnología, Teherán, Irán

Nooshin Zomorodiyan

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Conceptualización, Metodología, Supervisión: RAK, NMM, MHD Curación de datos, Redacción—Borrador original: RAK, REM Visualización, Investigación: NAKMAS, SA. Software, Validación: MHD, NMM, NZ Escritura, revisión y edición: MHD, NMM, RRK, NAK

Correspondencia a Nadeem A Khan, Nabisab Mujawar Mubarak o Mohammad Hadi Dehghani.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Khan, RA, Morabet, RE, Khan, NA et al. Eliminación de materia orgánica y nutrientes de aguas residuales hospitalarias mediante electrobiorreactor acoplado a decantador de tubos. Informe científico 12, 9279 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-12166-9

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Recibido: 17 febrero 2022

Aceptado: 26 abril 2022

Publicado: 03 junio 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-12166-9

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