El sistema productivo actual, basado en la extracción de materias primas y su transformación en productos, tiene serios riesgos de sostenibilidad a medio-largo plazo (Lovins, 2008). La causa principal es el uso de materiales no renovables, tales como combustibles fósiles, nutrientes agrarios esenciales como el fósforo y metales escasos empleados en la producción de dispositivos electrónicos. La necesidad de trasformar de forma circular los ciclos de producción y permitir la sostenibilidad de los recursos está condicionando que, en ciertas regiones como Europa o Japón, se tienda cada vez más a una bioeconomía autosuficiente.

 

Estos fuertes condicionantes están obligando a cambiar el sistema productivo actual, y las siguientes dos décadas se consideran clave para lograr alcanzar una sociedad tecnológica sostenible. El concepto de economía circular anticipa un desarrollo global sostenible si el sistema productivo llegar a ser auto-regenerativo y los residuos generados en los ciclos tecnológicos y biológicos se convierten en materia prima.

 

Entre estos residuos se incluyen los residuos agrícolas e industriales, así como los derivados del consumo humano directo (Pearce and Turner, 1990). Este concepto se conoce como “de la cuna a la cuna” (cradle-to-cradle), el cual está sustituyendo al actual modelo de la triple-R (reciclar, reutilizar, recuperar) por un paradigma más eficiente en el que los residuos no son únicamente reciclados, sino que se emplean como materia prima, y en el que todos los procesos productivos funcionan con energía renovable (McDonough and Braungart, 2010).

 

El tratamiento de aguas es una plataforma idónea para basar el desarrollo tecnológico enfocado al cambio del sistema productivo, dado que es una tecnología implantada a nivel mundial con una historia tecnológica muy longeva (van Loosdrecht and Brdjanovic, 2014). Entre el 50 y el 100% de muchos de los recursos empleados por el ser humano acaban en las aguas residuales.

 

Por tanto, existen poderosos condicionantes que están presionando para recuperar todas estas sustancias, no solamente económicos y ambientales, sino también industriales. La UE ha invertido una cantidad sustancial de recursos en la bioeconomía, y de hecho se ha creado recientemente un programa específico de investigación e innovación, el colectivo empresarial de bioindustrias, http://bbi-europe.eu/, financiado por la Comisión Europea dentro del programa Horizonte 2020. Estados Unidos fue uno de los impulsores principales de la bioeconomía desde la publicación del Plan de Acción Nacional sobre Bioeconomía (National Bioeconomy Blueprint, House, 2012).

 

Como el Presidente Barack Obama expuso en el año 2011, “el mundo está girando hacia una economía innovadora, y nadie innova mejor que América”. Estas declaraciones claramente indicaron que los Estados Unidos pretenden liderar la evolución progresiva de la economía global hacia un nuevo ciclo. Como más adelante se tratará, esta evolución incluye la aparición de una nueva generación de plantas de tratamiento de aguas residuales en las que la energía, la materia orgánica y otros recursos presentes en ellas se recuperarán como productos de alto valor añadido, en lugar de ser destruidos o vertidos.

 

Esto sucede debido no sólo a la necesidad de reducir costes y materias primas, particularmente el consumo energético, sino que también está motivado por el agotamiento de macronutrientes no renovables a nivel mundial, tales como el fósforo de fácil acceso, y la necesidad de reducir la presión antropogénica sobre el ciclo biogeoquímico del nitrógeno (Batstone et al., 2015a).

 

 

El año 2014 fue el centenario del proceso de lodos activos, y se han conmemorado los grandes avances en salud humana, calidad de vida y mejoras en el medioambiente que ha permitido el proceso de lodos activos durante los últimos 100 años (Jenkins and Wanner, 2014). Cada iteración tecnológica dentro del tratamiento de aguas ha requerido de grandes inversiones en infraestructura, con un ciclo tecnológico cada aproximadamente 50 años, los cuales generalmente han estado alineados con el ciclo de vida de las infraestructuras.

 

Actualmente está comenzando otro gran ciclo tecnológico, debido parcialmente al final del ciclo de vida de las infraestructuras actuales, pero también al reconocimiento de la necesidad urgente de reducir el impacto ambiental global y permitir una sostenibilidad social a largo plazo (Verstraete et al., 2009b;McCarty et al., 2011a;Batstone et al., 2015a). El objetico es la reducción sustancial del consumo de recursos (energía, compuestos químicos y transporte) del proceso actual de tratamiento de aguas y, además, permitir la recuperación del valor inherente en las aguas residuales (Daigger, 2009).

 

En este documento se subrayan las razones que han motivado este cambio, los recursos más atractivos para extraer de las aguas, así como las nuevas plataformas que permiten la recuperación de los recursos.

 

El agua residual doméstica por sí misma no puede satisfacer completamente la demanda de fertilizantes, dado que existe una disipación sustancial tanto en la producción de animales domésticos (cuyas aguas residuales no suelen gestionarse en los sistemas integrales de saneamiento urbanos), así como sobre el medioambiente. Globalmente, aproximadamente el 20% del nitrógeno y el fósforo “manufacturados” está presente en las aguas residuales domésticas (Batstone et al., 2015a;Matassa et al., 2015b), de los cuales la mayoría es potencialmente recuperable debido a la concentración urbana. La situación se atenúa en el caso de la energía.

 

El agua residual contiene 1.3 MJ/persona/día (6.5 KJ/kL) de energía química (Batstone et al., 2015a). Esto representa el 1% del consumo de energía global actual, o el 4% de la producción eléctrica mundial (OECD/IEA, 2015), y requiere un proceso para convertirla de energía química diluida a una forme utilizable. Sin embargo, representa una fuente de carbono concentrada que se puede emplear mejor directamente como recurso (Matassa et al., 2015b).

 

Por lo general, el agua residual doméstica por sí misma no puede satisfacer la demanda de materia y energía de una sociedad industrializada (como implicarían los principios de disipación de recursos). Sin embargo, representa un recurso sustancial, y debería ser aprovechado completamente. Finalmente, el contexto del agua residual doméstica ha representado tradicionalmente una base para el desarrollo tecnológico en el tratamiento de aguas residuales y residuos en general, principalmente debido al aumento de los recursos financieros disponibles para esas operaciones (en comparación con, por ejemplo, la recuperación de los recursos agro-industriales), y se pueden aplicar las tecnologías desarrolladas en este área para permitir la recuperación de recursos dentro de los ciclos productivos industrial y agrario.

 

Existe un amplio abanico de opciones tecnológicas que permiten disminuir el gasto energético en el tratamiento de aguas residuales, incluyendo sistemas pasivos de alto impacto (lagunas y humedales), procesos anaerobios de baja energía para la línea de aguas (por ejemplo, UASBs y MBRs anaerobios), así como métodos alternativos de eliminación de nitrógeno tales como el proceso Anammox para la línea de aguas (Wett et al., 2013).

 

Sin embargo, la gran mayoría de los procesos alternativos se centran únicamente en la recuperación energética, desperdiciándose así el carbono, el nitrógeno y el fósforo, mientras que sólo un reducido número de alternativas están enfocadas a la recuperación parcial o total de estos recursos.

 

 

La atención de las necesidades de nutrientes globales, así como la recuperación de energía de aguas residuales son poderosos condicionantes para cambiar la industria del tratamiento de aguas. Esto ha conducido a la aparición de cuatro grandes conceptos alternativos basados en la recuperación de recursos de aguas residuales, representando todos ellos una modificación sustancial de los conceptos clásicos de tratamiento de aguas residuales. Estas grandes propuestas se describen a continuación:
 

 

 

McCarty et al. (2011b) proponen un tratamiento anaerobio de baja energía en la línea de aguas. El concepto se basa fundamentalmente en la sustitución del proceso de lodos activos por un tratamiento secundario anaerobio, incrementando así en un 100% el potencial de producción de biogás, disminuyendo en un 50% la generación de lodo a gestionar y asegurando una producción neta de energía a nivel global de la planta. Este concepto se considera de bajo coste, y ha sido empleado con éxito en la India y en Latinoamérica, especialmente a través del uso de reactores tipo UASB (Chernicharo et al., 2015). Sin embargo, el concepto no incluye una gestión eficiente de la recuperación de nutrientes, y el efluente simplemente es propuesto como agua de riego. Una opción interesante es la combinación de este concepto con el proceso Anammox para eliminar el exceso de nitrógeno, aunque la recuperación de fósforo es ineficiente (Winkler et al., 2012).

 

 

 

Van Loosdrecht and Brdjanovic (2014) introdujeron el concepto de la transformación de una EDAR en una biofábrica de aguas residuales para recuperar los recursos contenidos en las aguas, especialmente la contaminación orgánica, y producir recursos de alto valor añadido que pueden ser re-introducidos en el mercado de una forma “de la cuna a la cuna”.  Aunque a que la transformación directa de los compuestos orgánicos en productos potencialmente utilizables por el ser humano es complicada debido a la presencia de contaminación fecal (organismos patógenos) y metales pesados, han aparecido algunas opciones interesantes. Por ejemplo, la combinación indirecta del carbono proveniente de la digestión anaerobia de lodos de depuradora con hidrógeno gas proveniente de la electrolisis del agua alimentada mediante energía solar para el crecimiento de biomasa quimiolitotrófica que puede ser empleada posteriormente para extraer proteína microbiana alimentaria o compuestos prebióticos (Matassa et al., 2015c). Este concepto conlleva la utilización completa del nitrógeno residual proveniente de las aguas.

 

 

 

El primer concepto en considerar todos los componentes de las aguas residuales como recursos valiosos fue propuesto por Verstraete et al. (2009a). Se basa en una primera etapa de separación física del agua de sus componentes solubles y particulados mediante procesos secuenciales de ultra y nanofiltración seguidos de ósmosis inversa (línea de aguas, 90% del caudal), y una segunda etapa de concentración de un flujo menor (10% del caudal) donde están incluidos todos los componentes de las aguas residuales. En este proceso, la digestión anaerobia juega un papel fundamental, dado que es el primer paso donde todos los compuestos orgánicos biodegradables se transforman en biogás. El digestato resultante se separa mediante filtros prensa, donde el efluente rico en nitrógeno y fósforo se emplea para la producción de fertilizante natural estable, mientras que la fase sólida se piroliza para obtener biochar. A pesar de la novedosidad de este concepto, existe un claro desequilibrio económico dado que los procesos físicos de separación son altamente energéticos, los cuales podrían suponer hasta el 92% de los costos totales de la planta.

 

 

 

Una versión mejorada del concepto propuesto por Willy Verstraete es el concepto de acumulación-liberación-recuperación (del inglés partition-release-recover) propuesto por Batstone et al. (2015a), donde microorganismos acumulativos realizan una primera etapa de separación de los nutrientes y la materia orgánica del agua residual (etapa de acumulación) en un biorreactor de membrana optimizado. La biomasa microbiana es posteriormente sometida a digestión anaerobia, donde se genera biogás y los nutrientes son liberados al medio líquido, mucho más concentrados (etapa de liberación). Finalmente, el digestato se separa en dos fases, de forma similar al concepto de Verstraete (etapa de recuperación). A diferencia del concepto precedente, se ha demostrado que el concepto de acumulación-liberación-recuperación es energéticamente positivo si la concentración de DQO del agua residual es superior a los 600 mg/L.

 

 

Como se mencionó con anterioridad, existe un amplio abanico de estrategias disponibles para la recuperación de recursos, altamente específicas para productos concretos. Estos productos se incluyen en casi todas las categorías de producción química y agro-industrial, incluyendo potencialmente la economía energética (a través de la generación de biocombustibles), productos químicos básicos, materias primas para la producción industrial de productos complejos, fertilizantes, alimentos animales, otros elementos, e incluso productos de consumo humano. En este apartado se recogen brevemente muchos de los productos clave, así como la importancia de su recuperación.

 

 

El consume mundial de fertilizantes incluye 111 MT de nitrógeno, 19 MT de fósforo y 26 MT de potasio (FAO, 2008). Todos ellos están sujetos a presiones de mercado, así como a una distribución no equitativa. En todos los casos, la Unión Europea es un importador neto, y por tanto está muy expuesta a las fluctuaciones de precios de mercado, y a que los países productores limiten sus exportaciones.

 

Fósforo

 

El agotamiento y la disponibilidad de los fosfatos, así como la fluctuación del precio en los mercados, ha sido recientemente objeto de análisis social y científico, dado que el pico del fósforo se alcanzará en los próximos 100 años, y como muy pronto en el año 2035 (Cordell et al., 2009). Los precios ha fluctuado enormemente en los últimos 10 años, incrementándose hasta 4000 $/T P en 2009, mientras que actualmente su precio está asentado en torno a los 2000 $/T (Fertecon, 2013b). La subida de precios del fósforo y el objetivo de reducir los costes en el tratamiento de aguas ha promovido un incremento sustancial en la investigación y en la aplicación comercial de la recuperación del fósforo a partir de efluentes concentrados, principalmente a través de la cristalización del fosfato de magnesio y amonio (estruvita) en efluentes de procesos de deshidratación (Le Corre et al., 2009;Yuan et al., 2012).

 

 

No existe apenas discusión acerca del potasio como macronutriente objetivo en procesos de recuperación en la literatura científica. Esto se debe quizás a que, según las tasas de consumo actual, hay reservas para al menos 330 años (Jasinski, 2011), y el precio se ha situado históricamente por debajo de 500$ / T K (Fertecon, 2013c) lo que, unido a su moderado nivel de consumo, apenas ha impactado económicamente en la agricultura en comparación con el fósforo. Sin embargo, los precios a largo plazo se han duplicado en los últimos 10 años hasta los 1000$ /T K (Fertecon, 2013c), y se espera que aumenten considerablemente en los próximos 10 años. Esto no tiene en cuenta el agotamiento acelerado observado en zonas de agricultura intensiva, o su empleo sin control para hacer viables suelos sin contenido en K (Peverill et al., 1999). Existe una creciente preocupación en países en vías de desarrollo acerca de la viabilidad a largo plazo y la independencia económica de los fertilizantes convencionales con contenido en potasa (Manning, 2010). Esto se debe a que los yacimientos de potasa tienen una distribución geológica muy delimitada, siendo la mayor parte de la potasa del mundo extraída en Canadá y en Europa (Jasinski, 2012,).

 

 

El nitrógeno no es un recurso geológico y, de hecho, se produce empleando el proceso de Haber-Bosch utilizando electrones derivados del gas natural (Appl, 2000). El 60% del coste del amonio se debe al precio del gas natural, y la producción de nitrógeno emplea 1-2% de las reservas energéticas mundiales (Smil, 2001). El aumento del precio del gas natural, unido al incremento de la demanda, ha generado un incremento notable en los precios del amonio, desde valores en torno a 150 $ / T N en 1998-2000, hasta su precio actual, en torno a 600$ / T N (DiFrancesco et al., 2010;Fertecon, 2013a). Sin embargo, la recuperación de nitrógeno del agua residual nunca ha sido económicamente competitiva, dado que los costes de recuperación superan con creces el 1$ / kgN que alcanza el proceso de Haber-Bosch. La única excepción, quizás, es la recuperación de N a partir de concentrados de estiércol de ganadería, sobre todo cuando el calor, el alto pH y una elevada concentración de amonio hace posible la recuperación de sulfato de amonio (Frear and Dvorak, 2013).

 

Sin embargo, existe una creciente preocupación sobre la gran cantidad de N que se está fijando (y posteriormente siendo emitido, en muchos casos en forma de gases de efecto invernadero como los NOx), la cual supera 5 veces la capacidad del medioambiente terrestre de absorber el nitrógeno producido (Rockstrom et al., 2009), y es uno de los mayores riesgos para el desarrollo sostenible a largo plazo. Actualmente, aproximadamente el 30% del nitrógeno en el ciclo terrestre es antropogénico (Gruber and Galloway, 2008), y se espera que la producción mundial de nitrógeno aumente un 50% para el año 2050 para poder satisfacer las necesidades alimenticias de una creciente población mundial (Sutton and Bleeker, 2013).

 

La razón por la que el nitrógeno producido tiene un enorme impacto sobre el ciclo terrestre es que una muy pequeña porción de los 100 MT de nitrógeno producido (y 35 MT de nitrógeno fijado por los organismos fijadores de nitrógeno en los campos de cultivo) entra en la cadena alimenticia humana. El resto se pierde por volatilización o escorrentía. La mayor pérdida se produce, con diferencia, en la agricultura, aunque existe una ganancia significativa en el uso de nitrógeno que puede mejorar la eficiencia de su uso en todos los niveles (Bodirsky et al., 2014). Sin embargo, la clave de todo esto, y posiblemente el único modo de evitar casi completamente la emisión terrestre de N es el uso del N residual como fuente directa para generar proteínas a través de la agricultura u otros medios como, por ejemplo, a través de cultivo microbiológico (Matassa et al., 2015a).

 

 

La cantidad de nutrientes disponible en el agua residual es muy elevada. (Cordell et al., 2009) estimaron que en torno al 20% del fósforo mineral consumido es excretado por los humanos (y por tanto recuperable a partir del agua residual doméstica). Incluyendo los animales domésticos, el mercado del fósforo mineral podría técnicamente ser abastecido a través de fuentes residuales, aunque parte de estos residuos se recicla actualmente como estiércol de animales de pastoreo, y por tanto su recuperación no es práctica o beneficiosa. A largo plazo, se requiere un aporte medioambiental o geológico, aunque esto podría situarse en un nivel mucho menor. A nivel nacional, la disponibilidad del fósforo residual depende en gran medida del uso de fertilizantes agrarios y de la exportación de alimentos. En países con gran tradición agraria la recuperación potencial es muy escasa, mientras que, en otros países con tradición ganadera, como por ejemplo Holanda, el estiércol debe exportarse para poder mantener un balance mineral a nivel nacional (Henkens and Van Keulen, 2001). Aproximadamente el 20% del nitrógeno producido es recuperable a partir de las aguas residuales domésticas e industriales (una proporción mayor si se tiene en cuenta los residuos sólidos). Existe gran cantidad de potasio en residuos específicos tales como los derivados de la caña de azúcar, el desgranado, las levaduras y el estiércol, y en el procesado de productos animales alimentados con cereales y legumbres (Tucker et al., 2010). En algunos países, sobre todo aquellos de baja población, la recuperación del K de estas fuentes permitiría satisfacer completamente su demanda a través del mercado de residuos.

 

2) Productos y procesos microbiológicos

 

Mientras muchas tecnologías están contribuyendo al reto de alcanzar una recuperación completa de los recursos contenidos en las aguas residuales, los procesos biológicos son la promesa más creíble para la recuperación eficiente de los valiosos recursos procedentes de cauces diluidos. Como ejemplos existen tecnologías basadas en bacterias anaerobias fototróficas de crecimiento rápido, algas y plantas para la recuperación de compuestos orgánicos, y el empleo de organismos reductores y oxidantes de metales altamente especializados para la recuperación de metales. Ciertos organismos que absorben compuestos orgánicos complejos se pueden emplear para la producción de biopolímeros tales como polihidroxialcanoatos y alginatos (bacterias acumulativas). Otros recursos que pueden ser recuperados a través de tecnologías biológicas incluyen metales pesados, preciosos y radiactivos, así como contaminantes emergentes como fármacos, enzimas, hormonas y fertilizantes. A pesar de los esfuerzos enfocados a la recuperación de estos recursos, existe aún la necesidad de la optimización y consolidación de las opciones biológicas para recuperar y reutilizar estas sustancias.

 

Nuevos procesos biológicos orientados a la recuperación de recursos y energía han aparecido recientemente, los cuales están por tanto relacionados con el cambio del paradigm en el tratamiento de aguas residuales para alcanzar el concepto de economía circular en la gestión del agua (Puyol et al., 2017b). Algunas de las opciones biológicas más innovadoras se describen a continuación:

 

1) Producción de productos químicos básicos, tales como ácidos orgánicos y alcoholes, a través de dos rutas clave: (i) fermentación y extracción del producto fermentado (Kleerebezem and van Loosdrecht, 2007), o recuperación de los compuestos orgánicos a través de su pre-concentración y conversión en gas de síntesis para su posterior reformado (Batstone and Virdis, 2014). Ambos procesos no son prácticos por las muy bajas concentraciones disponibles en las aguas residuales, y son una opción más aplicable en la línea de lodos. Son, por tanto, procesos alternativos a la producción de biogás.

 

2) Producción de productos compuestos. Éstos incluyen la manipulación del lodo activo para generar polihidroxialcanoatos (PHA), o mezclas que contienen PHA (Kleerebezem and van Loosdrecht, 2007), la producción de exopolisacáridos microbianos de cadena larga, como los alginatos  (Sam and Dulekgurgen, 2016), particularmente a través del uso de lodo aerobio granular (Lin et al., 2010), o incluso la recuperación directa de fibras ubicuas como la celulosa de las aguas residuales (van Loosdrecht and Brdjanovic, 2014). Estos recursos tienen propiedades útiles, o incluso únicas. Sin embargo, su producción únicamente emplea una pequeña parte de los recursos (C y N) disponibles en el agua residual y, por tanto, debe ser parte de una estrategia de recuperación de recursos más general.

 

3) Fermentación para elongación de cadenas orgánicas. Los compuestos orgánicos solubles o particulados pueden ser transformados anaeróbicamente a CO2, ácidos grasos volátiles (AGVs) y alcoholes ligeros mediante bacterias fermentativas. Estos compuestos pueden ser posteriormente elongados para obtener productos de alto valor añadido mediante tres diferentes rutas: (i) homoacetogénesis de CO2 a acetato, (ii) formación de succinato a partir de glicerol, y (iii) β oxidación inversa de AGVs y alcoholes ligeros para formar n-butirato y n-caproato (Spirito et al., 2014). Para maximizar la selectividad de los productos elongados existen tres opciones tecnológicas: (i) eliminación o adición artificial de electrones a través de electrocatálisis microbiana, (ii) separación de los productos mediante tecnologías de extracción en línea para mejorar el rendimiento en productos y (iii) conversión inmediata de los productos elongados para incrementar el valor del producto (concepto de biorefinería).

 

4) Empleo de bacterias anoxigénicas fototróficas púrpura (PPB). Las PPB son bacterias muy versátiles que son capaces de realizar multitud de procesos metabólicos, aunque su mecanismo más interesante es la fotoheterotrofía, en la que se asimilan compuestos orgánicos simples como AGVs, alcoholes y azúcares empleando luz infrarroja como fuente energética (Puyol et al., 2017a). Estas bacterias han sido propuestas como elemento clave para la etapa de acumulación del concepto acumulación-liberación-recuperación debido a su alta eficiencia en el reciclaje de C y de electrones, su elevado rendimiento en biomasa, y su alta relación de C/N/P durante el crecimiento, lo que permite optimizar la recuperación de C y nutrientes por vía asimilativa en lugar de oxidativa (Batstone et al., 2015a). Comparados con otros organismos fotótrofos, como las algas y las cianobacterias, las PPB pueden emplear luz IR de baja energía que disminuye considerablemente los requerimientos energéticos del proceso (Hülsen et al., 2014a). Estas bacterias han sido empleadas tanto para el tratamiento de aguas residuales domésticas (Hülsen et al., 2014a) como industriales (Chitapornpan et al., 2013), en ambos casos con recuperación active de recursos. Además, su metabolismo puede alterarse para permitir la producción de hidrógeno en condiciones de excesos de fuentes orgánicas de electrones, déficit de nutrientes, y carencia de amonio en el medio (Ghosh et al., 2017).

 

5) Inclusión del proceso de sulfato-reducción con la metanogénesis en la digestión anaerobia. El ciclo del azufre en las bacterias es clave en el tratamiento de aguas residuales de alta carga orgánica y concentraciones elevadas de sulfato mediante tecnologías anaerobias, incluyendo principalmente la sulfato-reducción y la oxidación de sulfuro (Batstone et al., 2015b). Muchas aguas residuales de industrias alimentarias, como las provenientes de destilerías y otros procesos fermentativos, contienen altas concentraciones de DQO y de sulfato, este último proveniente del empleo de ácido sulfúrico en procesos químicos diversos. La reducción de sulfato implica la oxidación de hidrógeno o AGVs unida a la reducción de sulfato a sulfuro de hidrógeno. Esto implica que las bacterias sulfatorreductoras (BSR) pueden competir directamente con las metanógenas por el sustrato (hidrógeno o acetato), y por tanto afectan de manera crítica el potencial de producción de metano en el tratamiento de estas aguas. Además, el sulfuro inhibe la actividad biológica de las bacterias anaerobias y de las metanógenas. Por eso, este proceso ha sido incluido como un mecanismo clave de control del proceso de digestión anaerobia (Barrera et al., 2015). Es esencial considerar el sulfuro como un elemento clave en sistemas de digestión anaerobia para entender las interacciones físico-químicas en la química inorgánica de las aguas residuales, especialmente para predecir lo que sucede con nutrientes tales como el azufre, el fósforo y el hierro y así poder optimizar la recuperación de nutrientes (Flores-Alsina et al., 2016). La sulfatorreducción es también un proceso innovador y clave empleado en la recuperación de metales pesados en aguas residuales procedentes de la extracción y purificación de minerales (Puyol et al., 2017b).

 

Bibliografía