UNIVERSIDAD NACIONAL DEL CENTRO DEL PERÚ
ESCUELA DE POSGRADO
UNIDAD DE POSGRADO DE LA FACULTAD DE INGENIERÍA QUÍMICA
TESIS
PRESENTADA POR:
Wílfred Magno Nieto Pocomucha
PARA OPTAR EL GRADO ACADÉMICO DE:
MAESTRO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Huancayo-Perú 2020
“Degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea”
ii
iii
iv ASESOR:
Dr. WILDER EFRAÍN EUFRACIO ARIAS
v
DEDICATORIA
A Sofía Irene (mi esposa de destino), a mis hijos (Silvia Isabel y Samir André mi trascendencia) y a mis padres (mis fundamentos). Sin ellos, no se llegaría a las metas
trazadas.
vi
AGRADECIMIENTO
Gracias a Dios por bendecirnos la vida, por guiarnos a lo largo de nuestra existencia, ser el apoyo y fortaleza en aquellos momentos de dificultad y de debilidad.
Gracias a mis padres: Cirilo e Isabel, por ser los principales promotores de nuestros sueños, por confiar y creer en nuestras expectativas, por los consejos, valores y principios que nos han inculcado.
Agradecimientos a nuestros docentes de la Unidad de Postgrado de la Facultad de Ingeniería Química de la UNCP, de la Maestría de Ingeniería Ambiental, por haber compartido sus conocimientos a lo largo de la Maestría, de manera especial, al Dr. Wilder Eufracio Arias asesor de la presente tesis, quien me ha guiado con mucho profesionalismo.
vii
ÍNDICE GENERAL
ASESOR: iv
DEDICATORIA v
AGRADECIMIENTO vi
ÍNDICE GENERAL vii
Índice de Tablas ix
Índice de Figuras x
NOMENCLATURA xi
RESUMEN 13
ABSTRACT 14
INTRODUCCIÓN 15
1.1 Antecedentes o marco referencial 16
1.2 Bases teóricas y conceptuales 19
1.2.1 Energía solar. 19
a) Potencial de las tecnologías de energía solar y comparaciones entre ubicaciones. 20 b) Limitaciones y beneficios de las tecnologías de energía solar. 22
1.2.2 Aguas residuales. 25
a) Aguas residuales farmacéuticas. 26
1.2.3 Tratamiento de aguas residuales de corrientes. 29
a) Procesos de tratamiento biológico 29
b) Tratamientos avanzados 30
1.2.4 Tratamiento de aguas residuales farmacéuticas. 35
a) Procesos de recuperación. 36
1.2.5 Procesos avanzados de oxidación para la eliminación de contaminantes en el agua. 38
a) AOP basados en ozono. 38
b) AOP basados en UV. 39
c) AOP electroquímicos. 39
d) AOP catalíticos. 40
e) AOP físicos. 42
1.2.6 Fotocatálisis heterogénea. 44
a) Propiedades de un fotocatalizador adecuado. 45
b) Fotorreactores. 47
1.2.7 Ibuprofeno. 49
a) Fisiopatología. 50
b) Toxicocinética 51
1.3 Definición de términos básicos 51
1.4 Hipótesis de la investigación 52
1.5 Operacionalización de las variables 53
viii
2.1 Tipo y nivel de investigación 54
2.2 Métodos de investigación 54
2.3 Diseño de investigación 54
2.4 Población y muestra 57
2.4.1 Población 57
2.4.2 Muestra 57
2.4.3 Técnica de muestreo 57
2.5 Técnicas e instrumentos de recopilación de datos 57
2.5.1 Determinación del pH en la degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales por
fotocatálisis heterogénea. 59
2.5.2 Determinación de la concentración inicial de ibuprofeno, de TiO2 y de H2O2 en la degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea. 59
2.6 Técnica de procesamiento de datos 60
3.1 Presentación, análisis e interpretación de los datos 61
3.1.1 Aspectos descriptivos de las variables 61
3.1.2 Determinación del pH en la degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales por
fotocatálisis heterogénea. 66
3.1.3 Determinación de la concentración inicial de ibuprofeno, de TiO2 y de H2O2 en la degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea. 67 3.1.4 Determinación de la eficiencia de mineralización del ibuprofeno presente en aguas residuales por
fotocatálisis heterogénea. 67
3.2 Proceso de la prueba de hipótesis 68
3.3 Discusión de resultados 70
VI. CONCLUSIONES 73
VII. RECOMENDACIONES 74
VIII. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 75
IX. ANEXO 82
Anexo A: Fotografías 83
ix
Índice de Tablas
Tabla 1. Operacionalización de las variables 53
Tabla 2. Niveles de las variables 55
Tabla 3. Matriz de diseño 55
Tabla 4. Variables independientes y niveles en referencias 56 Tabla 5. Técnicas específicas para la recopilación de datos 58 Tabla 6. Características principales del reactor para fotocatálisis heterogénea 58 Tabla 7. Estadísticos descriptivos de la eficiencia de mineralización respecto a la
concentración inicial de ibuprofeno 61
Tabla 8. Estadísticos descriptivos de la eficiencia de mineralización respecto a la
concentración de TiO2 63
Tabla 9. Estadísticos descriptivos de la eficiencia de mineralización respecto a la
concentración de H2O2 65
Tabla 10. Eficiencia de mineralización a diferentes pH 66 Tabla 11. COT del agua residual después del tratamiento con fotocatálisis heterogénea según
el diseño experimental factorial 67
Tabla 12. Eficiencia de mineralización del tratamiento con fotocatálisis heterogénea según
el diseño experimental factorial 68
Tabla 13. Análisis de varianza 69
x
Índice de Figuras
Figura 1. Distribución anual promedio de irradiancia solar sobre la superficie de la Tierra.
21 Figura 2. Destino de las extracciones mundiales de agua dulce: consumo y producción de aguas residuales por sector principal de uso del agua. 25 Figura 3. Diagrama de banda de energía y destino de electrones y huecos en una partícula semiconductor en presencia de agua que contiene un contaminante (P). 45 Figura 4. Algunos esquemas de fotorreactores en suspensión: (A) fotorreactor por lotes anular con lámpara sumergida colocada axialmente y camisa de enfriamiento; (B) fotorreactor por lotes cilíndrico irradiado externamente con camisa de enfriamiento; (C) fotoreactor discontinuo cilíndrico con camisa de enfriamiento, irradiada desde la parte superior; (D) fotorreactor de flujo de enchufe (discontinuo o continuo) irradiado
externamente artificialmente o con luz solar. 48
Figura 5. Fórmula estructural del ibuprofeno. 49
Figura 6. Diagrama de caja de la eficiencia de mineralización respecto a la concentración
inicial de ibuprofeno 62
Figura 7. Diagrama de caja de la eficiencia de mineralización respecto a la concentración de
TiO2 64
Figura 8. Diagrama de caja de la eficiencia de mineralización respecto a la concentración de
H2O2 66
Figura 9. Ibuprofeno 83
Figura 10. Ibuprofeno molido 83
Figura 11. Pesado de las muestras de ibuprofeno 83
Figura 12. Reactivos: ibuprofeno, TiO2, H2O2 al 50% 84 Figura 13. Tratamiento del agua residual sintético por fotocatálisis heterogénea 84
Figura 14. Centrifugado de la muestra 85
Figura 15. Muestra para la lectura en el equipo de TOC 85 Figura 16. Muestras para la lectura en el equipo de TOC 86
Figura 17. Equipo de TOC 86
xi
NOMENCLATURA AOP = Proceso de oxidación avanzado POA = Proceso de oxidación avanzado
TOC = Concentración de carbono orgánico total COT = Concentración de carbono orgánico total VB = Banda de valencia
CB = Banda de conducción Ebg = Intervalo de banda h+ = Agujero o hueco
e- = Electrón
DBD = Barrera dieléctrica no térmica.
AINE = Medicamentos antiinflamatorios no esteroideos.
DCF = Diclofenaco.
IBP = Ibuprofeno.
kW = Kilowatt.
h = Hora.
m2 = Metro cuadrado.
TOC = Concentración de carbono orgánico total DQO = Demanda química de oxígeno
HPLC = Cromatografía líquida de alto rendimiento.
ESMS = Espectrometría de masas por ionización por
electropulverización.
UV = Ultra violeta.
mg = Miligramos.
L = Litro.
pH = Grado de acidez.
EJ = Exajulios.
CSP = Energía solar concentrada potencial.
PWh = Petavatios hora.
GWh = Gigavatios hora.
NREL = Laboratorio Nacional de Energía Renovable.
ZWh = Zettavatios-hora
GEI = Gases de efecto invernadero.
xii
VOC = Compuestos orgánicos volátiles.
AQUASTAT = Sistema de información global sobre recursos hídricos y agrícolas.
FAO = Organización de Comida y Agricultura.
PTAR = Tratamiento de aguas residuales municipales.
EDC = Disruptivas endocrinas.
USEPA = Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos.
Da = Dalton.
NF = Nanofiltración.
AS = Lodo activado.
UASR = Reactor discontinuo anaeróbico de flujo ascendente.
AC = Carbón activado.
PAC = Carbón activado en polvo.
GAC = Carbón activado granular.
13 RESUMEN
El uso (…) de productos farmacéuticos (…) da como resultado cantidades crecientes de estos compuestos en el medio ambiente acuático. Los niveles de concentración en el rango de ηg a µg/dm3 se han encontrado en todas partes en las aguas superficiales (Andreozzi, Raffaele & Nicklas, 2003). (Loaiza-Ambuludi, Panizza, Oturan, & Oturan, 2014). Tambien se conoce los impactos negativos y que los sistemas convencionales de tratamiento no son adecuados para estos contaminantes conocidos como recalcitrantes.
La finalidad de la investigación fue degradar el ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea y se realizó los experimentos en un reactor tubular durante los meses de julio, agosto y setiembre donde se aprovecho la energía solar (radiacion UV). Se trató 16 L del agua residual sintético y las variables independientes fueron: concentración de ibuprofeno (20-100 mg/L), de TiO2 (0.3-1.0 g/L) y de H2O2 (0.5-1.0 g/L) y se utilizó el diseño experimental factorial 23.
La mineralización es mayor a un pH de 4 y a la concentración de ibuprofeno, de TiO2 y de H2O2 de 20 mg/L, 0.3 y 0.5 g/L, respectivamente, se logró por fotocatálisis heterogénea la mayor degradación del ibuprofeno de presente en aguas residuales de 89.85%. Por lo tanto, la degradación del ibuprofeno presente en aguas residuales es viable con la fotocatálisis heterogénea. Finalmente, la concentración inicial de ibuprofeno, de TiO2 y de H2O2, y sus las interacciones influyen en la eficiencia de mineralización.
Palabras claves: agua residual, fotocatálisis heterogénea, ibuprofeno.
14 ABSTRACT
The use (...) of pharmaceutical products (...) results in increasing amounts of these compounds in the aquatic environment. Concentration levels in the range of ηg to µg/dm3 have been found everywhere in surface waters (Andreozzi, Raffaele & Nicklas, 2003).
(Loaiza-Ambuludi et al., 2014). Negative impacts are also known and that conventional treatment systems are not suitable for these contaminants known as recalcitrant.
The purpose of the research was to degrade the ibuprofen present in wastewater by heterogeneous photocatalysis and the experiments were carried out in a tubular reactor during the months of July, August and September where solar energy (UV radiation) was used. 16 L of the synthetic wastewater was treated and the independent variables were:
concentration of ibuprofen (20-100 mg/L), TiO2 (0.3-1.0 g/L) and H2O2 (0.5-1.0 g/L) and used the experimental factorial design 23.
The mineralization is higher at a pH of 4 and at the concentration of ibuprofen, TiO2 and H2O2 of 20 mg/L, 0.3 and 0.5 g/L, respectively, the highest degradation of ibuprofen present in wastewater was achieved by heterogeneous photocatalysis of 89.85%. Therefore, the degradation of ibuprofen present in wastewater is viable with heterogeneous photocatalysis.
Finally, the initial concentration of ibuprofen, TiO2 and H2O2, and their interactions influence mineralization efficiency.
Keywords: wastewater, heterogeneous photocatalysis, ibuprofen.
15
INTRODUCCIÓN
El ibuprofeno (IBP) (…) es un medicamento común que se usa para la fiebre, dolor, inflamación o lesiones leves, cuyo consumo anual es de aproximadamente 200 TM/año (INERIS, 2011). IBP puede ingresar al medio ambiente a través de rutas domésticas, agrícolas (…) e industriales (Rivera, Sánchez, Ferro, Prados & Ocampo, 2103). Varios estudios informaron la presencia de IBP en efluentes de plantas de tratamiento de aguas residuales (0.002-95 µg/L), en aguas superficiales (0.01-0.4 µg/L) y en agua potable (0.0002-0.0013 µg/L) (Ziylan & Ince, 2011; Azzouz & Ballesteros, 2013), lo que demuestra la incapacidad de los procesos de tratamiento reales para eliminar completamente este compuesto, así como su persistencia en el medio ambiente. A pesar de su uso medicinal, se demostró que IBP afecta significativamente el crecimiento de varios peces, microorganismos, algas, especies bacterianas y fúngicas (Feng, Hullebusch, Rodrigo, Esposito & Oturan, 2013; Pomati et al., 2006). Además, la degradación parcial de IBP podría ser peligrosa ya que sus productos de transformación pueden ser más tóxicos (Rizzo, 2011). Por lo tanto, se necesita el desarrollo de procesos de tratamiento de agua para la conversión de IBP en compuestos inocuos (ácidos orgánicos pequeños y/o CO2 y H2O). (Adityosulindro et al., 2017).
“Los procesos fisicoquímicos y biológicos a menudo son inadecuados para eliminar completamente los productos farmacéuticos (Carballa et. al, 2004) y, por lo tanto, se deben utilizar (…) los procesos de oxidación avanzados (AOP) para su eliminación” (Loaiza- Ambuludi et al., 2014). Entre estos procesos tenemos la fotocatálisis heterogénea.
Por ello, en la investigación se degradó el ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea, para lo cual se determinó la concentración de ibuprofeno, de TiO2
y de H2O2, y eficiencia de mineralización del ibuprofeno presente en aguas residuales por fotocatálisis heterogénea, y finalmente se estableció la relación que existe entre la concentración de ibuprofeno, de TiO2 y de H2O2 en la eficiencia de mineralización.
El informe presenta tres capítulos: marco teórico, diseño metodológico y análisis y discusión de resultados, y finaliza con las conclusiones, sugerencias, referencias bibliografías y anexos.
16 CAPÍTULO I MARCO TEÓRICO 1.1 Antecedentes o marco referencial
Adityosulindro y otros (2017) compararon dos procesos sonoquímicos para la eliminación de ibuprofeno en agua destilada y efluentes de la planta de tratamiento de aguas residuales. Evaluaron el efecto de varios parámetros de funcionamiento, como pH, densidad de potencia del ultrasonido, frecuencia de sonicación, adición de promotores radicales o eliminadores. La degradación sonora del ibuprofeno siguió una tendencia cinética de primer orden, cuya tasa constante aumentó con la densidad y frecuencia del ultrasonido.
Demostraron que esta sinergia se debe a la mayor regeneración de iones ferrosos por ultrasonido. La eficacia del proceso de sonólisis se vio obstaculizada en la matriz de aguas residuales, principalmente como consecuencia de un mayor pH que aumenta la solubilidad de la molécula. Sin embargo, después de una acidificación conveniente, los resultados de oxidación de sono-Fenton se mantuvieron casi sin cambios, lo que indica que no hay efectos de eliminación de radicales significativos de los compuestos efluentes.
Candido, Andrade, Fonseca, Silva, Silva & Kondo (2016) investigaron la eliminación del ibuprofeno (IBP) por fotocatálisis heterogénea utilizando TiO2 irradiado con luz UV artificial o radiación solar. Las soluciones fueron probadas contra Daphnia similis y Raphidocelis subcapitata, especies comúnmente utilizadas como bioindicadores de las condiciones ambientales. Los resultados indicaron que la eliminación de IBP alcanzó el 92%
después de 1 hora de tratamiento con UV artificial y 1000 mg/L de TiO2, que era la concentración óptima de catalizador en el rango estudiado (20-1000 mg/L). La eliminación de TOC alcanzó hasta el 78% después de 60 minutos de tratamiento con TiO2/UV artificial.
Los bioensayos ecotoxicológicos indicaron que las soluciones tratadas tenían efectos agudos, con un 30% de inmovilización de D. Similis y un 40% de inhibición del crecimiento de R.
Acevedo (2015) estudió la fotocatálisis heterogénea como alternativa para tratar un efluente contaminado con productos farmacéuticos diclofenaco sódico, ibuprofeno y el sulfametoxazol. Para lo cual, empleó un método de análisis en HPLC para separar, identificar y cuantificar los tres medicamentos en la misma mezcla. También incluyó pruebas con el catalizador particulado y con el catalizador impregnado. Para determinar el efecto de la concentración inicial de los tres medicamentos, el pH del efluente y flujo en el CPC, en los porcentajes de degradación de cada medicamento empleo dos dosis iniciales de cada medicamento, comprendidas entre 6 y 30 mg/L, tres valores de pH de 5.36, 7.00 y 8.00
17
y tres valores de flujo en el CPC de 0.7, 1.0 y 2.0 L/min. Los resultados mostraron que los mejores porcentajes de degradación del sulfametoxazol, diclofenaco e ibuprofeno a lo largo de la experimentación fueron 70,53; 94,15 y 71,41 %.
Loaiza, Panizza, Oturan & Oturan (2014) evaluaron en la degradación fotocatalítica del ibuprofeno (ácido 2- (4- (2- metilpropil) fenil) propanoico) en solución acuosa (pH = 3) 0.2 mM, fue llevado a cabo mediante el proceso homogéneo de fotocatálisis (foto-Fenton). El cual consiste en acoplar el reactivo de Fenton y la irradiación UV-C para catalizar la generación in situ de radicales hidroxilo, un poderoso agente oxidante que conduce a la degradación de los contaminantes orgánicos hasta la mineralización total. Se ha examinado el efecto de la concentración de H2O2 y Fe3+, utilizado como catalizador, en la eliminación de TOC y también compararon el rendimiento del proceso de foto-Fenton con otros procesos fotoquímicos como la fotólisis directa (solo UV) y la fotólisis de H2O2 (H2O2/UV). Los resultados demostraron que el proceso de foto-Fenton parecía más efectivo respecto a los otros sistemas estudiados y la eliminación de TOC disminuyó en la secuencia: foto Fenton
> H2O2/UV > solo UV. El estudio de cinética mostró que la eliminación de TOC sigue la cinética de segundo orden. Encontraron que las concentraciones de H2O2 y hierro férrico constituyen factores clave que rigen la eliminación de TOC y que las concentraciones óptimas son iguales a 10 mM de H2O2 y 0.25 mM de Fe3+. En estas condiciones, el 96% del TOC inicial se ha eliminado después de 8 horas de tiempo de irradiación.
Hama et. al (2016) estudiaron y compararon diferentes procesos de oxidación avanzada (AOP) como la ozonización fotocatalítica, la oxidación fotocatalítica y la descarga de la barrera dieléctrica no térmica (DBD) para determinar la degradación de los medicamentos antiinflamatorios no esteroideos (AINE) como el diclofenaco (DCF) e ibuprofeno (IBP) en solución acuosa. Los resultados muestran que la degradación de ambos productos farmacéuticos por oxidación fotocatalítica es solo moderada. Por otro lado, la ozonización directa en la oscuridad es muy efectiva para la degradación de DCF y posee el mayor rendimiento energético de 28 g/kWh. La degradación de IBP por ozonización es más lenta que la de DCF y el rendimiento energético estimado es de 2.5 g/kWh. Sin embargo, la ozonización produce una pobre mineralización incluso después de 90 minutos de tratamiento. La combinación de la ozonización con la fotocatálisis provoca un efecto sinérgico para la degradación del IBP y la tasa de mineralización aumenta para ambos productos farmacéuticos. La degradación por plasma DBD depende de la atmósfera de gas y la energía de entrada. Investigaron el efecto de varias atmósferas de gas y energías de entrada en la generación de peróxido de hidrógeno, así como en la degradación de DCF e
18
IBP. Concluyeron que la adición de Fe2+ a la solución mejora la eficiencia de degradación de DBD en una atmósfera de argón debido a la reacción de Fenton. La eficiencia de mineralización de cada método de oxidación fue seguida por la eliminación del carbono orgánico total (TOC). La mayor eliminación de TOC se obtuvo por ozonización fotocatalítica y por plasma DBD en una atmósfera de Ar/O2.
Madhavan, Grieser & Ashokkumar (2010) estudiaron las degradaciones sonolíticas, fotocatalíticas y sonofotocatalíticas de ibuprofeno en presencia de fotocatalizadores homogéneos (Fe3+) y heterogéneos (TiO2). En comparación con la sonólisis y la fotocatálisis, encontraron una mayor tasa de degradación para la sonofotocatálisis en presencia de TiO2 o Fe3+ y también una ligera mejora sinérgica con un índice de sinergia de 1.3 y 1.6, respectivamente. Aunque la sonofotocatálisis de TiO2 mostró un efecto de proceso aditivo en la mineralización, se observó un efecto de sinergia significativo para la sonofotocatálisis en presencia de Fe3+. Esto podría deberse a la formación de complejos fotoactivos entre los productos de degradación de Fe3+ e IBP, como los ácidos carboxílicos.
Para la identificación de los intermedios de degradación emplearon técnicas de cromatografía líquida de alto rendimiento (HPLC) y espectrometría de masas por ionización por electropulverización (ESMS). La sonicación de IBP condujo a la formación de sus intermedios mono y dihidroxilados. Además de los intermedios hidroxilados, también observaron productos formados debido a la oxidación del ácido propanoico y los sustituyentes isobutilo del IBP.
Achilleos, Hapeshi, Xekoukoulotakis, Mantzavinos & Fatta (2010) investigaron la eficiencia de la fotocatálisis solar y UV-A con TiO2 suspendido para lograr la degradación del ibuprofeno y la carbamazepina en matrices acuosas. Enfatizaron el efecto de diversas condiciones de funcionamiento, como el tipo de catalizador, analizando seis muestras de óxido de titanio disponibles comercialmente, y la concentración varió entre 50-3000 mg/L, concentración inicial del fármaco fue de entre 5-20 mg/L, pH de la solución de 3-10, la adición de peróxido de hidrógeno de 0.07-1.4 mM y la matriz empleada fue agua pura y aguas residuales domésticas tratadas, sobre degradación y mineralización. El primer análisis evaluó monitoreando la absorbancia de la muestra en la longitud de onda característica de cada medicamento, mientras que el segundo midió el carbono orgánico disuelto. Finalmente concluyeron que el mejor rendimiento se logró a concentraciones de fármaco más bajas irradiadas por UV-A en presencia de catalizador Degussa P25 y peróxido de hidrógeno en agua pura.
19
Méndez, Maldonado, Gimenez, Esplugas & Malato (2009) buscaron lograr la reducción del ibuprofeno mediante el proceso de fotocatálisis solar: mejora y ampliación. Evaluaron la degradación del contaminante farmacéutico emergente ibuprofeno (IBP) en el agua por fotocatálisis heterogénea en tres plantas piloto solares diferentes. La degradación de IBP y TOC aumenta cuando la carga de TiO2 lo hace independientemente en el dispositivo solar empleado. La descomposición del TOC es casi lineal con respecto a la energía solar aplicada.
El tratamiento fotocatalítico aumenta la biodegradabilidad de las soluciones de IBP. Se observaron velocidades de degradación inicial similares en todos los dispositivos solares.
La eliminación de IBP y TOC muestra una mejora importante cuando el peróxido de hidrógeno, como agente oxidativo adicional, está presente, pero el último no ocurrió con el ion persulfato. La eliminación total de IBP y la eliminación suficiente de TOC pueden mejorar la biodegradabilidad y la AOS lo suficiente como para sugerir un tratamiento posbiológico de la solución. Por lo tanto, a partir de los resultados experimentales obtenidos, considerando las concentraciones iniciales de IBP y TiO2 utilizadas, se puede predecir el tiempo necesario para una eliminación suficiente de TOC. Para concentraciones usuales (IBP de 50 a 100 mg/L, TiO2 de 0.1 a 1.0 g/L), es necesario entre 0.5 y 1.5 días para alcanzar las propiedades biodegradables de la solución tratada. Concluyendo que la degradación fotocatalítica solar mejora la rentabilidad del tratamiento de micropoluyentes a gran escala y busca un posible acoplamiento con el tratamiento biológico.
1.2 Bases teóricas y conceptuales 1.2.1 Energía solar.
El Sol es una fuente importante de energía libre inagotable (es decir, energía solar) para el planeta Tierra. Actualmente, se están empleando nuevas tecnologías para generar electricidad a partir de la energía solar cosechada. Estos enfoques ya han sido probados y se practican ampliamente en todo el mundo como alternativas renovables a las tecnologías no hidroeléctricas convencionales. Teóricamente, la energía solar posee el potencial para satisfacer adecuadamente las demandas de energía del mundo entero si las tecnologías para su cosecha y suministro estuvieran disponibles (Blaschke, Biberacher, Gadocha, & Schardinger, 2013). Casi cuatro millones de exajulios (1 EJ = 1018 J) de energía solar llegan a la tierra anualmente, 5×104 EJ de los cuales se afirma que son fácilmente cosechables. A pesar de este enorme potencial y aumento de la conciencia, la contribución de la energía solar al suministro mundial de energía sigue siendo insignificante (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
20
La adopción de tecnologías solares mitigaría y aliviaría significativamente los problemas asociados con la seguridad energética, el cambio climático, el desempleo, etc. También se anticipa que su uso tendrá un papel importante dentro del sector del transporte en el futuro, ya que no requieren cualquier transporte de combustible (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
Otra perspectiva importante con respecto a la investigación solar está asociada con el impulso actual hacia la reducción de las emisiones globales de carbono, que ha sido un importante problema ambiental, social y económico mundial en los últimos años.
Por ejemplo, 696544 TM de emisiones de CO2 se han reducido o evitado mediante la instalación de 113,533 sistemas solares domésticos en California, EE. UU. Por lo tanto, la adopción de tecnologías solares mitigaría y aliviaría significativamente los problemas asociados con la seguridad energética, el cambio climático, el desempleo, etc. También se anticipa que su uso tendrá un papel importante dentro del sector del transporte en el futuro (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
a) Potencial de las tecnologías de energía solar y comparaciones entre ubicaciones.
Solo tres fuentes de energía renovables (es decir, biomasa, geotérmica y solar) pueden utilizarse para producir suficiente energía térmica para la generación de energía. De estos tres, la energía solar exhibe el mayor potencial global ya que las fuentes geotérmicas se limitan a unos pocos lugares y el suministro de biomasa no es ubicuo en la naturaleza (Sampaio & González, 2017). Varios factores (latitud, variación diurna, clima y variación geográfica) son los principales responsables de determinar la intensidad del influjo solar que atraviesa la atmósfera de la Tierra (Al-Tameemi & Chukin, 2016). La cantidad promedio de energía solar recibida en la atmósfera de la Tierra es de alrededor de 342 Wm-2, de los cuales el 30% se dispersa o se refleja de vuelta al espacio, dejando aprox. 70% (239 Wm-2) disponible para cosecha y captura. La irradiancia solar efectiva anual varía de 60 a 250 Wm-2 en todo el mundo (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
21
Figura 1. Distribución anual promedio de irradiancia solar sobre la superficie de la Tierra.
Fuente: (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018)
En comparación, los lugares más soleados del planeta se encuentran en el continente africano. Como se estima teóricamente, la energía solar concentrada potencial (CSP) y la energía fotovoltaica en África es de alrededor de 470 y 660 petavatios hora (PWh), respectivamente. Sin embargo, en las regiones distintas de África (como el suroeste de los Estados Unidos, América Central y del Sur, África del Norte y del Sur, Oriente Medio, las llanuras desérticas de la India, Pakistán, Australia, etc.), ese potencial solo se limita a generar 125 gigavatios hora (GWh) de un área terrestre de 1 km2. Hang, Jun, Xiao, & Junkui, (2007) estimaron que alrededor de 6300 km2 de las tierras baldías ubicadas en las regiones norte y oeste de China tiene una capacidad de generación de electricidad de alrededor de 1300 GW. Por el contrario, el Laboratorio Nacional de Energía Renovable (NREL) en los Estados Unidos ha estimado que el potencial de energía solar dentro de los Estados Unidos es lo suficientemente capaz de proporcionar 400 zettavatios-hora anuales (ZWh), superando enormemente la generación eléctrica actual. capacidad (22813 teravatios-hora (TWh). Marruecos, un país del norte de África que disfruta de unas 3000 h de Sol al año, lanzó recientemente uno de los proyectos de energía solar más grandes del mundo (incluidas las tecnologías fotovoltaica y CSP), cuyo objetivo es la generación de 2000 MW (MW) para el año 2020 tal plan es ideal debido a sus condiciones atmosféricas adecuadas (tales como altitudes elevadas,
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polvo fugitivo bajo, alta transparencia y baja humedad). En un entorno similar, se informó que la duración anual del Sol en Lhasa fue de 3021 h, mientras que las de Chengdu y Shanghai fueron de 1186 y 1932 h, respectivamente (Tang, y otros, 2016).
Australia tiene la mayor radiación solar por metro cuadrado de todos los continentes y se estima que tiene el mejor recurso de energía solar del mundo. En el continente australiano, se ha informado una irradiancia solar diaria relativamente alta de 4-6 kWhm−2 (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018)
b) Limitaciones y beneficios de las tecnologías de energía solar.
La energía solar es una fuente de energía constante que podría proporcionar seguridad energética e independencia energética para todos. Tal propensión es enormemente importante no solo para las personas sino también para la prosperidad socioeconómica de las empresas, sociedades, estados y naciones. Sin embargo, la energía solar ahora se está adoptando como una parte natural y sustancial de la generación de electricidad en muchos países desarrollados y en desarrollo para satisfacer las necesidades de energía. Sin embargo, hay una serie de limitaciones y beneficios asociados con su uso (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
Limitaciones de las tecnologías de energía solar.
El alto costo de instalación inicial es uno de los defectos más importantes del sistema de energía solar; por ejemplo, el precio promedio por vatio de energía solar fue de $ 3.70 en los EE. UU. a principios de 2016. Basado en un sistema de energía solar promedio de 5 kW por hogar, el sistema costaría $ 13,000 cuando se considera el crédito fiscal federal solar (reduciendo así los costos en un 30%). Sin embargo, los largos períodos de recuperación de la inversión y las pequeñas fuentes de ingresos también reducen el valor de los créditos para dichos sistemas. Además, la eficiencia de la mayoría de los paneles solares domésticos es de alrededor del 10-20%, lo cual es otra deficiencia de la tecnología solar. Sin embargo, paneles solares más eficientes también están disponibles a precios más altos. Las limitaciones de rendimiento de otros componentes, como baterías, inversores, etc., son otras áreas con mucho margen de mejora. La corta duración de la batería y la eliminación segura de las baterías gastadas son otra preocupación con respecto a los sistemas de energía solar.
Además, las baterías suelen ser grandes y pesadas, por lo que requieren un gran espacio de almacenamiento. Además, como los paneles solares están hechos de
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metales raros o preciosos como la plata, el telurio o el indio, existen instalaciones insuficientes para reciclar los paneles gastados. Los factores asociados con el mantenimiento de los sistemas, como la escasez de mano de obra calificada para satisfacer las crecientes demandas de instalación, mantenimiento, inspección, reparación y evaluación de los sistemas de energía solar también son otra limitación. Además, la falta de conocimientos técnicos básicos en nombre del usuario (especialmente en las zonas rurales del mundo en desarrollo) con respecto a los sistemas de energía solar puede resultar en un uso irregular, sobrecarga de la batería, inversión de polaridad, derivación del controlador de carga, etc. lo que puede provocar daños en el sistema. Además, la posibilidad de grietas dentro del módulo fotovoltaico, la intrusión de agua, la exposición al polvo y el crecimiento de algas pueden reducir en gran medida el rendimiento del sistema. El tetracloruro de silicio venenoso, un subproducto del proceso de producción de polisilicio, es costoso para procesar y reciclar. Para empeorar las cosas, el tetracloruro de silicio a menudo es desechado por la mayoría de las empresas manufactureras sin un tratamiento adecuado de eliminación previa (Fu, James, & Woodhouse, 2015).
Otra deficiencia obvia es que la energía solar solo se puede aprovechar durante el día y funciona de manera más eficiente cuando hace Sol. Por lo tanto, la energía solar probablemente no sea la fuente de energía más confiable en regiones con condiciones climáticas o climáticas insostenibles. Además, los niveles de contaminación del aire en el área de instalación también pueden influir en la efectividad de las células solares. Se descubrió que la exposición a gases de escape y aerosoles reduce la corriente de las células solares de silicio en un 10% y un 7%, respectivamente. Finalmente, a menudo se requieren grandes extensiones de tierra para generar energía solar a gran escala. La regla general es que una planta de energía solar de 1 MW con paneles cristalinos (aproximadamente 18% de eficiencia) requeriría aproximadamente 4 acres (16,187 m2) de área de tierra, mientras que las tecnologías de película delgada (12% de eficiencia) requerirían 6 acres (24,281 m2) (Radivojevi, Pavlovi, Milosavljević, & Djordjević, 2015).
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Beneficios de las tecnologías de energía solar.
Es bien sabido que nada puede compararse con el potencial energético del Sol.
Como la energía solar es teóricamente abundante, es más que capaz de satisfacer las demandas de electricidad del mundo. Debido a que la energía solar no solo es sostenible sino también renovable, no es necesario considerar la noción de que la energía solar podría agotarse. El calentamiento global se caracteriza por un potencial cataclísmico, lo que presagia su impacto nocivo sobre el clima, el medio ambiente (incluidos los animales y las plantas) y la salud humana. Las centrales eléctricas (especialmente de carbón) son una fuente importante de gases de efecto invernadero (GEI), que son responsables de aproximadamente el 25% de todas las emisiones antropogénicas. Por lo tanto, las emisiones de GEI asociadas con la generación de energía solar (incluida la fabricación, instalación, operación y mantenimiento) son mínimas. El rango de emisión de CO2 por kilovatio-h generado a partir de carbón, gas natural y energía solar se estima en 0.64~1.63, 0.27~0.91 y 0.03~0.09 kg (relación de emisión de 18: 9.5: 1), respectivamente. Como tal, esta comparación confirma una vez más la superioridad ecológica de la energía solar entre otros. Por lo tanto, la energía solar se ha convertido en una de las soluciones más factibles para la actual crisis del calentamiento global, que si no se mitiga, podría ser extremadamente costosa con sus posibles ramificaciones. Por lo tanto, mitigar el calentamiento global a través de la sustitución de fuentes de energía a base de carbón y gas con energía solar será eventualmente beneficioso ambiental, económica y socialmente para lograr un desarrollo sostenible (Görig & Breyer, 2016).
La energía solar se considera una fuente de energía no contaminante, confiable y limpia. A diferencia de otras fuentes de energía, su uso no se acompaña de la liberación de gases nocivos (Óxidos de C/N/S y/o compuestos orgánicos volátiles (VOC)) y partículas (Hollín, negro de humo, metales y partículas)).
Dichas emisiones de combustibles fósiles de las centrales eléctricas de gas han sido acusadas de causar daño neurológico, ataques cardíacos, problemas respiratorios, cáncer, etc. Machol (2013) informó que el reemplazo de combustibles fósiles con energía renovable podría minimizar las tasas de mortalidad prematura, la pérdida de días de trabajo y reducir los costos generales de la atención médica. Además, las plantas de energía de combustibles fósiles requieren grandes cantidades de agua para que su operación ejerza una
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influencia significativa en los problemas actuales de escasez de agua. Una accesibilidad limitada al agua durante las sequías y las olas de calor ha obstaculizado la generación de electricidad al limitar su generación a partir de plantas de energía. Por otro lado, la electricidad generada a partir de instalaciones solares no requiere agua para funcionar; Además, la existencia de subproductos de combustible o el requisito de almacenamiento de residuos radiactivos es inexistente.
La eficiencia de las tecnologías de energía solar ha aumentado considerablemente en los últimos años y ha ido acompañada de una disminución progresiva y constante de los costos, que se prevé que disminuyan aún más.. A medida que los mercados solares maduran y más empresas aprovechan la economía solar, la disponibilidad y la asequibilidad de la energía solar crecerán a un ritmo impresionante (Kabir, Kumar, Kumar, Adelodun, & Kim, 2018).
1.2.2 Aguas residuales.
La base de datos AQUASTAT de la FAO estima las extracciones mundiales de agua dulce en 3.928 km³ por año. Se estima que el 44% (1.716 km³ por año) de esta agua se consume, principalmente por la agricultura a través de la evaporación en tierras de cultivo de regadío. El 56% restante (2.212 km³ por año) se libera al medio ambiente como aguas residuales en forma de efluentes municipales e industriales y agua de drenaje agrícola.
Figura 2. Destino de las extracciones mundiales de agua dulce: consumo y producción de aguas residuales por sector principal de uso del agua.
Fuente: (WWAP, 2017)
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A nivel mundial, se prevé que la demanda de agua aumentará significativamente en las próximas décadas. Además de la demanda de agua del sector agrícola, que actualmente es responsable del 70% de las extracciones de agua en todo el mundo, se pronostican grandes aumentos en la demanda de agua, particularmente para la industria y la producción de energía (WWAP, 2017).
Los cambios en los patrones de consumo, incluido el cambio de las dietas hacia alimentos altamente intensivos en agua como la carne (es decir, se necesitan 15,000 litros de agua por 1 kg de carne de res) empeorará la situación.
Las estimaciones anteriores respaldan la aproximación a menudo citada de que, a nivel mundial, es probable que más del 80% de las aguas residuales se libera al medio ambiente sin un tratamiento adecuado.
El aumento de las descargas de aguas residuales tratadas inadecuadamente está contribuyendo a una mayor degradación de la calidad del agua en las aguas superficiales y subterráneas. Como la contaminación del agua afecta críticamente la disponibilidad de agua, debe gestionarse adecuadamente para mitigar los impactos del aumento de la escasez de agua.
La contaminación orgánica (medida en términos de demanda bioquímica de oxígeno -DBO) puede tener graves impactos en la pesca continental, la seguridad alimentaria y notablemente en los medios de vida de las comunidades rurales pobres. La contaminación orgánica severa ya afecta a alrededor de un séptimo de todos los tramos de ríos en África, Asia y América Latina, y ha aumentado constantemente durante años (WWAP, 2017)
a) Aguas residuales farmacéuticas.
En las últimas dos décadas, se han encontrado compuestos farmacéuticos en muchos tipos de matrices ambientales, incluidas aguas residuales, aguas superficiales y subterráneas, e incluso agua potable. Estos compuestos pueden ingresar a los recursos hídricos a través de las aguas residuales generadas en hospitales y casas (que contienen moléculas madre y/o metabolitos excretados por humanos y animales), efluentes de las industrias farmacéuticas, o incluso por la descarga de medicamentos no utilizados. En particular, la industria farmacéutica está produciendo moléculas cada vez más estables para lograr el efecto farmacológico deseado. Sin embargo, como resultado, los productos farmacéuticos son más persistentes en el medio ambiente, donde se detectan en parte debido a la eficiencia limitada de los procesos actuales de tratamiento de aguas residuales
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aplicados en algunas industrias farmacéuticas. Además, dado que las plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales municipales (PTAR) no están específicamente diseñadas para degradar compuestos farmacéuticos excretados o descargados, también se reconocen como una de las entradas de estas sustancias al medio ambiente acuático. De hecho, varios estudios demuestran que los medicamentos no se eliminan por completo después del tratamiento biológico convencional en las PTAR municipales y, posteriormente, pueden contaminar los compartimentos acuáticos naturales (Jallouli, y otros, 2018).
Los productos farmacéuticos con propiedades disruptivas endocrinas (EDC) están emergiendo como contaminantes ambientales, lo cual es notable por las acciones legislativas emprendidas por agencias ambientales en varios países. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA) ha incluido tres productos farmacéuticos en su reciente lista de candidatos a contaminantes (CCL-3) junto con ocho hormonas sintéticas y otros subproductos de desinfección y pesticidas. Sin embargo, la mayoría de las API y EDC no han sido reguladas, aunque la Unión Europea (UE) y los Estados Unidos de América (EE. UU.) En particular han mostrado un gran interés en combatir la presencia de productos farmacéuticos en el medio ambiente (Tarpani & Azapagic, 2018).
Fuentes importantes asociadas con la presencia de productos farmacéuticos en cuerpos de agua incluyen la eliminación inadecuada de medicamentos por parte de los hogares, fabricantes de productos farmacéuticos, hospitales y farmacias. Estas fuentes de productos farmacéuticos en el medio ambiente se han revisado ampliamente (Kaur, Umar, & Kansal, 2016).
El conocimiento actual considera que las aguas residuales municipales tratadas contribuyen significativamente a la presencia de productos farmacéuticos y otros contaminantes emergentes (por ejemplo, productos para el cuidado personal, hormonas, etc.) ya que las PTAR no están diseñadas para combatir la naturaleza resistente y persistente de muchas API. Por ejemplo, las recientes inclusiones de diclofenaco y las hormonas 17b-estradiol y 17a-etinilestradiol en la lista de vigilancia de la UE (conocida como Decisión 2915/495) es el resultado de la insuficiencia de las PTAR para eliminar estos productos farmacéuticos. Los estudios realizados en plantas de tratamiento de aguas residuales en diferentes países han respaldado esta decisión. Por ejemplo, una planta de tratamiento de aguas residuales en Japón se informó como la principal fuente de seis agentes
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anticancerígenos detectados en el efluente. Otro estudio realizado en una de las EDAR más grandes del sur de China reveló que se detectaron veinticuatro productos farmacéuticos en el afluente con concentraciones medias que oscilaban entre 2,3 y 890 ng/L, con sulfonamidas, sulfametoxazol, sulfadiazina, sulfametazina y trimetoprima. compuestos más comúnmente detectados. Además, las eficiencias de eliminación de productos farmacéuticos entre las PTAR en diferentes países variaron debido a la naturaleza de los compuestos orgánicos, la geografía, el clima y las condiciones de operación (Lin, y otros, 2018).
En general, el alcance de la eliminación farmacéutica por proceso biológico en las PTAR varía mucho entre los estudios, dependiendo del proceso de tratamiento, las propiedades fisicoquímicas de estos compuestos orgánicos, las poblaciones microbianas, los parámetros operativos como el pH, la temperatura, el tiempo de retención de lodos, la concentración de biomasa y el sistema hidráulico. tiempo de retención, respectivamente. Un estudio informó que la degradación biológica de una EDAR de lodo activado convencional fue crucial para la eliminación de diclofenaco, naproxeno e ibuprofeno del agua, con una eliminación de más del 80%, mientras que el ketoprofeno mostró solo 51.4% de degradación. En contraste con esto, la eliminación de carbamazepina se atribuyó a la adsorción en el lodo activado. La nitrificación, una oxidación asistida por microbios en el tratamiento biológico de aguas residuales, estaba indicada para mejorar la disminución de las concentraciones de productos farmacéuticos. Un estudio reciente, que comparó la biodegradación aeróbica de 33 productos farmacéuticos (y otros productos de cuidado personal) entre dos entornos de laboratorio que utilizan agua dulce y agua de mar, reveló que los microorganismos marinos aumentaron la biodegradación (90%) en comparación con el agua dulce (57%) después de 28 días de incubación.
El estudio destacó que la biodegradación dependía del origen de la muestra y la salinidad del agua. Otro hecho relacionado con la degradación biológica es que las API que pertenecen al mismo grupo terapéutico pueden demostrar diferentes velocidades de degradación biológica y adsorción en el lodo. Por ejemplo, la tasa de degradación biológica del ibuprofeno y el ketoprofeno fue mucho mayor (>
75%) que la del diclofenaco (<25%) (Kanakaraju, Glass, & Oelgemöller, 2018).
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1.2.3 Tratamiento de aguas residuales de corrientes.
Las corrientes diluidas de las unidades de fabricación se tratan principalmente mediante métodos de tratamiento biológico, ya que convierten la mayor parte de los desechos en gases y el lodo se puede eliminar de forma inofensiva. Los tratamientos disponibles incluyen el proceso de lodo activado, filtración por goteo, el proceso de lodo activado alimentado con carbón en polvo y el reactor híbrido anaeróbico. Además de los procesos de tratamiento convencionales anteriores, existen varios otros procesos de oxidación, técnicas de membrana y procesos de oxidación avanzados (Deegan, y otros, 2011).
Para tener una comprensión clara de las diversas técnicas utilizadas en el tratamiento y eliminación de diversos tipos de desechos producidos en la industria farmacéutica, los procesos de tratamiento se pueden dividir en las siguientes cuatro categorías y subcategorías:
a) Procesos de tratamiento biológico
Los métodos de tratamiento biológico se han empleado tradicionalmente para tratar las aguas residuales farmacéuticas. El tratamiento biológico de las aguas residuales farmacéuticas incluye tanto sistemas de tratamiento aeróbico como anaeróbico (Raj
& Anjaneyulu, 2005).
Tratamiento aeróbico
El tratamiento aeróbico es una de las tecnologías comunes aplicadas que incluyen el proceso de lodo activado (AS), el proceso de lodo activado por aireación extendida, AS con carbón activado granular y biorreactores de membrana. (Chelliapan, Wilby, & Sallis, 2006).
Tratamiento anaeróbico
El tratamiento anaeróbico se ha realizado mediante el uso de reactores de tanque agitado continuo (digestión anaeróbica), reactores de lecho fluidizado y reactores de lodos anaerobios de flujo ascendente, etc. Los reactores híbridos anaeróbicos, que son una combinación de crecimiento suspendido y sistemas de crecimiento adjuntos, tienen Recientemente ganó mucha atención. La importancia del tratamiento anaeróbico sobre los procesos aeróbicos es la capacidad de lidiar con aguas residuales de alta concentración, con menores aportes de energía, bajo rendimiento de lodos, bajo costo de operación y recuperación económica de subproductos de biometano como una valiosa fuente de energía. Reactor discontinuo anaeróbico de flujo ascendente (UASR) ha
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demostrado ser muy eficiente en la eliminación de altas concentraciones de pH de las aguas residuales farmacéuticas. Se muestra que es posible una eliminación de 75% de DQO y más del 95% de eliminación de tilosina de un efluente de aguas residuales con antibiótico (Chelliapan, Wilby, & Sallis, 2006).
b) Tratamientos avanzados Tenemos los siguientes:
• Tecnología de membrana
La implementación de membranas en el tratamiento del agua está aumentando considerablemente. Es bien sabido que las membranas de baja presión son capaces de eliminar los componentes microbianos sin aumentar los subproductos de desinfección, lo que permite cumplir con las reglas promulgadas en respuesta a las enmiendas de la Regla de tratamiento de aguas superficiales de 1986. Si el propósito es la desalinización o la reutilización del agua, los sistemas de membrana de baja presión juegan un papel importante como procesos de pretratamiento de ósmosis inversa (Gadipelly, y otros, 2014).
• Carbón activado
La adsorción con carbón activado (AC) es adecuada para eliminar los CO debido a su gran área superficial (más de 1000 m2/g) y la combinación de una estructura de poros bien desarrollada y propiedades químicas de la superficie. El proceso de AC tiene la ventaja de facilitar la entrada de materia prima para la producción de carbono. El proceso de AC utiliza carbón activado en polvo (PAC) o carbón activado granular (GAC). El PAC tiene una ventaja sobre el GAC, ya que generalmente es fresco en comparación con el GAC, que generalmente se recicla en columnas de lecho fijo. Aunque el PAC proporciona una mayor eficiencia, no es rentable y la regeneración/eliminación de columnas de GAC saturadas también es un problema (Mestre, Pires, Nogueira, & Carvalho, 2007).
• Destilación de membrana
La destilación de membrana es una tecnología de separación muy importante con propiedades interesantes. Actualmente, la destilación de membrana se usa para la producción de agua desmineralizada. El proceso de destilación de membrana funciona en condiciones atmosféricas, y el
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requerimiento de calor también es muy bajo. La tecnología se ha utilizado para recuperar las aguas del proceso utilizando el calor generado durante procesos industriales y, por lo tanto, hacen que la tecnología sea muy prometedora para la aplicación. La destilación de membrana proporciona agua muy limpia, pero el ensuciamiento de la membrana es una desventaja importante de esta técnica. La destilación de membrana se ha aplicado con mucho éxito para la recuperación de los ácidos de los caldos de fermentación (Gryta, Markowska-Szczupak, Bastrzyk, & Tomczak, 2013).
• Procesos avanzados de oxidación
Debido a la baja biodegradabilidad de muchos productos farmacéuticos, los procesos de tratamiento comúnmente empleados no son lo suficientemente efectivos para la eliminación completa de tales especies y la descarga de efluentes tratados en las aguas receptoras puede conducir a la contaminación con estos microcontaminantes. Estos compuestos liberados al medio ambiente tienen demostrado ser lo suficientemente alto como para causar efectos tóxicos a los organismos ambientales. Los procesos de oxidación avanzada se pueden definir ampliamente como métodos de oxidación en fase acuosa basados en la intermediación de especies altamente reactivas como (principalmente pero no exclusivamente) radicales hidroxilo en los mecanismos que conducen a la destrucción del contaminante objetivo. Los principales AOP son la fotocatálisis heterogénea y homogénea y la radiación ultravioleta (UV) o solar:
electrooxidación, proceso de Fenton y foto-Fenton, oxidación con aire húmedo y, recientes en esta categoría, irradiación con ultrasonido y tratamiento con microondas, que generalmente opera alrededor de 2450 MHz en un mes tipo de buque nomodo o multimodo. Dependiendo de la naturaleza del efluente farmacéutico y el objetivo del tratamiento de destrucción o transformación, los AOP se pueden emplear solos o junto con otros procesos fisicoquímicos y biológicos (Gadipelly, y otros, 2014).
• Tratamiento de ozono/peróxido de hidrógeno
El ozono es un agente oxidante muy fuerte que se descompone en agua para formar radicales hidroxilo, que son agentes oxidantes más fuertes que el ozono mismo, lo que induce la llamada oxidación indirecta, o
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ataca selectivamente ciertos grupos funcionales de moléculas orgánicas a través de un mecanismo electrofílico. Las aguas residuales farmacéuticas contienen varios tipos de compuestos orgánicos recalcitrantes como tolueno, fenoles, nitrofenoles, nitroanilina, triclorometilpropanol (TCMP) y otros contaminantes que exhiben resistencia contra la biodegradación. Dado que estos contaminantes no pueden eliminarse fácilmente mediante tratamiento biológico, el efluente tratado biológicamente exhibe una considerable DBO y DQO en el efluente. También se ha informado que la adsorción de carbón activado no siempre puede tener éxito en la eliminación de estos compuestos orgánicos recalcitrantes. Las restricciones económicas también pueden prohibir el tratamiento de aguas residuales farmacéuticas por adsorción de carbón activado. En tales casos, el tratamiento con ozono/peróxido de hidrógeno puede parecer una tecnología probada para tratar tales contaminantes de las aguas residuales farmacéuticas. Se ha estudiado la eliminación de altas concentraciones de penicilina y la mejora de la biodegradabilidad de las aguas residuales del proceso de fermentación.
Sin embargo, como se indicó anteriormente, el mejor enfoque debería ser eliminar la penicilina por ultrafiltración y someter el filtrado a oxidación.
La ozonización se ha empleado en gran medida en la eliminación de antibióticos. Pero la ozonización no se puede emplear en todas las circunstancias ya que los compuestos con enlaces amida son resistentes al ozono (Gadipelly, y otros, 2014).
• Oxidación de Fenton
El reactivo de Fenton implica la reacción del peróxido de hidrógeno con iones ferrosos o férricos a través de una reacción en cadena de radicales libres que produce radicales hidroxilo. Es una reacción catalítica heterogénea en la que el hierro actúa como catalizador. Dado que el hierro es un elemento abundante, este proceso es el más viable para el tratamiento de aguas residuales. Investigaciones recientes han demostrado que el uso de la oxidación de Fenton capaz de reducir una carga de efluentes refractarios a ser menos tóxicos y más fácilmente susceptibles al postratamiento biológico. Se observó más del 95% de eliminación de DQO en un efluente farmacéutico que contiene
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cloranfenicol, paracetamol y DQO de ∼12000 mg/L. La penicilina se eliminó por completo después de 40 minutos de oxidación avanzada con tratamiento con Fenton/UV (Gadipelly, y otros, 2014).
• Fotocatálisis
La fotocatálisis es la aceleración de una transformación fotoquímica por la acción de un catalizador como TiO2 o el reactivo de Fenton. El catalizador que se emplea más comúnmente para todos los estudios fotocatalíticos farmacéuticos es el TiO2 de rutilo. La fotocatálisis es el proceso más adecuado para efluentes que tienen una DQO alta y para la transformación completa de contaminantes orgánicos altamente refractarios para alcanzar el nivel de tratamiento biológico. En el contexto del tratamiento farmacéutico, también se ha informado que para la degradación de sulfametazina y cloranfenicol, respectivamente, ZnO2
mostró una mayor actividad catalítica que TiO2. Las reacciones fotocatalíticas generalmente obedecen al modelo cinético de Langmuir- Hinshelwood, que se reduce a una cinética de pseudo primer orden o cero según las condiciones de funcionamiento (Deegan, y otros, 2011).
• Oxidación/degradación electroquímica
El método electroquímico se basa en la producción in situ de radicales hidroxilo (• OH) como oxidante principal, que es el segundo agente oxidante más fuerte conocido después del flúor, que tiene un potencial de reducción estándar tan alto que es capaz de reaccionar de manera no selectiva con la mayoría de los contaminantes orgánicos mediante hidroxilación o deshidrogenación hasta su mineralización total.104 El tratamiento del etinilestradiol en la orina por electrodiálisis ha llevado a una eliminación del 99% de la toxicidad (Escher, y otros, 2011).
• Irradiación con ultrasonido
La irradiación con ultrasonido es una técnica relativamente muy reciente que se ha aplicado para el tratamiento de aguas residuales. No hay mucha literatura disponible sobre la degradación sonoquímica de compuestos farmacéuticos. Las reacciones sonoquímicas son inducidas por la irradiación acústica de alta intensidad de líquidos a frecuencias que producen cavitación (25 kHz). Por lo tanto, la cavitación sirve como un
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medio para concentrar la energía difusa del ultrasonido en micro reactores con la liberación simultánea de radicales. Muchos compuestos estrogénicos se han eliminado por irradiación ultrasónica de aguas contaminadas, con una reducción del 80-90% de DQO dentro de los 40- 60 minutos de tratamiento. La mejor forma de utilizar esta técnica es para el tratamiento de aguas residuales bifásicas que tienen compuestos orgánicos de baja solubilidad. Recientemente se utilizó una combinación de tratamiento biológico y cavitación hidrodinámica para la eliminación de compuestos farmacéuticos de las aguas residuales. El acoplamiento del tratamiento biológico de biomasa de crecimiento unido, el proceso de cavitación hidrodinámica/peróxido de hidrógeno y el tratamiento con UV dieron como resultado eficiencias de eliminación de >90% para ácido clofíbrico y >98% para carbamazepina y diclofenaco, mientras que los compuestos restantes se redujeron a niveles por debajo del nivel de detección (LOD). Para el ibuprofeno, naproxeno, ketoprofeno y diclofenaco, la mayor contribución a la eliminación general se atribuyó al tratamiento biológico; el tratamiento UV con ácido clofíbrico fue el más eficiente, mientras que el proceso de cavitación hidrodinámica/peróxido de hidrógeno de carbamazepina y el tratamiento UV fueron igualmente eficientes (Zupanc, y otros, 2013).
• Oxidación por aire húmedo
La oxidación con aire húmedo es un proceso termoquímico en el que los radicales hidroxilo y otras especies de oxígeno activo se forman a temperaturas elevadas (200-320 °C) y presiones (2-20 MPa).
Investigaciones han demostrado la aplicabilidad de este proceso para eliminar la DQO a En gran medida. La oxidación catalítica por aire húmedo de un agua residual de síntesis química que tiene una DQO de 7-12 g/L mostró la eliminación de la materia orgánica total y el proceso mejoró con una carga mejorada de catalizador de cobre heterogéneo y altas temperaturas. Un estudio realizado mediante el uso del nanocatalizador heterogéneo Fe2O3/SBA15 exhibió una alta capacidad de eliminación de TOC y degradación de DQO. Esta técnica también se puede aplicar como un proceso de pretratamiento, lo que hace que las
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aguas residuales sean adecuadas para el tratamiento biológico (Boroski, y otros, 2009).
• Tecnologías híbridas
Las tecnologías híbridas son las combinaciones de una o más tecnologías de tratamiento convencionales/avanzadas para la erradicación completa de contaminantes farmacéuticos. La necesidad de tecnologías híbridas surge del hecho de que ninguna de las tecnologías de tratamiento único puede eliminar todos los compuestos. Hay una serie de tecnologías híbridas que se han utilizado para el tratamiento de contaminantes refractarios y para reducir el costo del tratamiento. proceso. La tecnología básicamente utiliza el paso de filtración convencional para eliminar cualquier matriz sólida y el lodo se elimina para la incineración. Las aguas residuales claras se tratan luego mediante la combinación diferente de procesos (Gadipelly, y otros, 2014).
1.2.4 Tratamiento de aguas residuales farmacéuticas.
La industria farmacéutica emplea una amplia gama de métodos de tratamiento y eliminación de aguas residuales. Las aguas residuales generadas por estas industrias varían no solo en composición sino también en cantidad, según la planta, la estación e incluso el tiempo, dependiendo de las materias primas y los procesos utilizados. en la fabricación de diversos productos farmacéuticos. La ubicación de la planta también aporta una variable relacionada con la calidad del agua disponible. Por lo tanto, es muy difícil especificar un sistema de tratamiento particular para una industria farmacéutica tan diversificada. Existen muchos procesos de tratamiento alternativos para hacer frente a la amplia gama de residuos producidos en esta industria, pero son específicos para el tipo de industria y los desechos asociados. Sin embargo, el análisis de la información publicada en el dominio público muestra que se emplean seis enfoques generales para tratar las aguas residuales farmacéuticas que son (i) recuperación de API o medicamentos individuales que probablemente estén presentes en las aguas de lavado y solventes, (ii) tratamiento químico por sedimentación o flotación, (iii) tratamiento biológico aeróbico/anaeróbico en biorreactores de membrana o bioeración, (iv) inactivación de sustancias activas por oxidación UV en conjunción con O3 o H2O2, (v) esterilización y descontaminación de sustancias infecciosas y bioactivas de biotecnología, y (vi) nuevas tecnologías híbridas específicas para la industria farmacéutica. Aquí se intenta analizar algunos de estos
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temas con referencia a la metodología general y ejemplos específicos (Gadipelly, y otros, 2014).
a) Procesos de recuperación.
El pretratamiento y la recuperación de varios subproductos útiles, como solventes, ácidos, metales pesados y varias API importantes, que se abren paso en las corrientes de desechos comprenden una estrategia de control de desechos muy importante para las plantas farmacéuticas. En las plantas de fermentación, el caldo de fermentación contiene grandes cantidades de solvente y micelios. Los solventes exhiben una resistencia a la DBO muy alta, y también algunos de los solventes no son biológicamente degradables.
La recuperación del producto farmacéutico puede reducir o incluso eliminar los costos de eliminación de desechos del proceso de la unidad primaria y los requisitos de agua cruda del proceso de la unidad secundaria, compensando rápidamente los costos operativos del tratamiento de desechos y mejorando la economía del proceso. El flujo de desechos recuperados puede usarse en otras partes del proceso, y el agua podría usarse para la alimentación de calderas o torres de enfriamiento y otras operaciones, reduciendo así el consumo de agua cruda preciosa y reduciendo drásticamente los costos operativos. De hecho, las corrientes de desechos calientes después del procesamiento pueden usarse para otros intercambiadores de calor (pellizcos de calor) o como alimentación de la caldera, reduciendo así los costos de agua y energía.
En general, los productos farmacéuticos tienen pesos moleculares superiores a 250 Da y pueden recuperarse mediante el uso de tecnologías de membrana eficaces siempre que el producto esté solo en la corriente. De hecho, se pueden obtener muchos beneficios económicos mediante el uso de ósmosis inversa, nanofiltración y ultrafiltración.
La nanofiltración es el proceso de separación de membrana impulsado por presión desarrollado más recientemente, y sus aplicaciones han aumentado rápidamente en la última década. Ha sido ampliamente utilizado en sistemas acuosos como la concentración de soluciones acuosas antibióticas. Como ejemplo, la recuperación de amoxicilina en función de sus características físicas y su liberación al medio ambiente es importante. La amoxicilina (MW = 365.40 Da) es un antibiótico ampliamente utilizado en medicina humana y veterinaria para el tratamiento y prevención de infecciones bacterianas respiratorias, gastrointestinales, urinarias y
