“Métodos de remoción y degradación de antibióticos en ...

UNIVERSIDAD AUTOacuteNOMA DEL ESTADO DE MEacuteXICO

ldquoMeacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos

TOLUCA ESTADO DE MEacuteXICO


FACULTAD DE QUIacuteMICA

Meacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos

en medio acuosordquo

TESINA

QUE PARA OBTENER EL TIacuteTULO DE

INGENIERO QUIacuteMICO

PRESENTA

CRUZ EDUARDO HERRERA CORONA

DIRECTOR

Dr JORGE JAVIER RAMIacuteREZ GARCIacuteA

DIRECTOR ADJUNTO

Dr JUAN CARLOS SAacuteNCHEZ MEZA

TOLUCA ESTADO DE MEacuteXICO mayo


Meacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos

mayo de 2013

Meacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuoso

2

Meacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuosoMeacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuoso


3

A mis padres

Por su interminable apoyo en todo momento de mi vida por sus ensentildeanzas co

paciencia y perdoacuten ante mis constantes errores

A mis hermanos pequentildeos

Por ser una fuente de inspiracioacuten y por su paciencia a mis mome

unas de las personas que maacutes quiero en la vida

A mi hermana Erika

Por ser fuente interminable de inspiracioacuten y superacioacuten

A mis profesores

Por brindarme una educacioacuten que maacutes que ensentildearme a ganarme la vida me han ensentildeado a

vivirla

Al Doctor Jorge Ramiacuterez

Por su gran amistad y apoyo en la realizaci

Gracias

Cruz Eduardo Herrera Corona


Por su interminable apoyo en todo momento de mi vida por sus ensentildeanzas consejos y su eterna


ser una fuente de inspiracioacuten y por su paciencia a mis momentos difiacuteciles y de arrebato si


ser fuente interminable de inspiracioacuten y superacioacuten por ensentildearme el camino a seguir

brindarme una educacioacuten que maacutes que ensentildearme a ganarme la vida me han ensentildeado a

Por su gran amistad y apoyo en la realizacioacuten de este trabajo


nsejos y su eterna

ntos difiacuteciles y de arrebato siendo

por ensentildearme el camino a seguir



4

Lista de Abreviaturas

HPLC-UV

TOC

DBO5

COD

LC-MS

UV

mL

degC

g

L

h

T

Nm

Mg

pH

Min

m3

λ

cm2

EDAR

ETAP

POA

PTAR


Cromatografiacutea liquida de alta eficacia-luz ultra violeta

Grado de mineralizacioacuten

Demanda bioquiacutemica de oxiacutegeno a los cinco diacuteas

Demanada quiacutemica de Oxiacutegeno

Cromatografia de liquidos acoplado

Luz ultra violeta

Unidades de volumen mililitros

Unidades de temperatura grados centiacutegrados

Unidades de masa gramos

Unidades de volume Litros

Unidades de tiempo horas

Tempratura

Unidades de dimension nanoacutemetro

Unidades de masa miligramos

Potencial de hidroacutegeno

Unidades de tiempo minutos

Unidades de volumen metros cuacutebicos

Longitud de onda

Unidades de aacuterea centiacutemetros cuadrados

Estacioacuten depuradora de aguas residuales

Estacioacuten de tratamiento de agua potable

Procesos de oxidacioacuten avanzada

Planta de tratamiento de aguas residuales


luz ultra violeta



Meacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuosoMeacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuosoMeacutetodos de remocioacuten y degradacioacuten de antibioacuteticos en medio acuoso

5

Lista de abreviaturashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipIacutendicehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipResumenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipIntroduccioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipCapiacutetulo I Antecedenteshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip11 Clasificacioacuten de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip12 Fuentes de Antibioacuteticos en e13 Aparicioacuten en el Medio AmbientehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipCapiacutetulo II Los procesos de Remediacioacuten21 Los tratamientos Convencionaleshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip22 Procesos de oxidacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip221 La Cloracioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip222 Procesos de oxidacioacuten avanzadahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip2221 El proceso de ozonoacutelisis helliphelliphellip2222 Fenton y foto-Fenton helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip2223 Fotoacutelisis helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip2224 Fotocataacutelisis usando un Semiconductor helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip2225 Procesos electroquiacutemicos helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip23 Los procesos de adsorcioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip24 Procesos de membranahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip241 Oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacutenhelliphellip242 El intercambio de ioneshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip25 Procesos combinadoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipCapiacutetulo III Resumen de los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten aplicados en eltratamiento de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip31 Aminoglucoacutesidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip32 Antraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip33 β-Lactaacutemicoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip34 Glicopeacuteptidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip35 Imidazoleshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip36 Lincosamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip37 Macroacutelidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip38 Quinolonashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip39 Derivados de Quinoxalina helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip310 Sulfonamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip311 Tetraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip312 Otros antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipEvaluacioacuten de las teacutecnicas de remediacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipConclusioneshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipBibliografiacuteahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Iacutendice

Lista de abreviaturashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipIacutendicehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipResumenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipIntroduccioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

AntecedenteshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipClasificacioacuten de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipFuentes de Antibioacuteticos en el Medio AmbientehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipAparicioacuten en el Medio Ambientehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Los procesos de Remediacioacuten- Una visioacuten GeneralhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipLos tratamientos ConvencionaleshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipProcesos de oxidacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

La CloracioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipProcesos de oxidacioacuten avanzadahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

El proceso de ozonoacutelisis helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipFenton helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Fotoacutelisis helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipFotocataacutelisis usando un Semiconductor helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipProcesos electroquiacutemicos helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Los procesos de adsorcioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipProcesos de membranahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipEl intercambio de ioneshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Procesos combinadoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipResumen de los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten aplicados en el

miento de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipAminoglucoacutesidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipAntraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

LactaacutemicoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipGlicopeacuteptidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipImidazoleshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipLincosamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipMacroacutelidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipQuinolonashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipDerivados de Quinoxalina helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

SulfonamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipTetraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipOtros antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Evaluacioacuten de las teacutecnicas de remediacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipConclusioneshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellipBibliografiacuteahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip

Lista de abreviaturashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 4Iacutendicehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 5

helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 6Introduccioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 7

Antecedenteshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 8Clasificacioacuten de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 8

l Medio Ambientehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 11Aparicioacuten en el Medio Ambientehelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 12

Una visioacuten Generalhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 15helliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 15

Procesos de oxidacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 17La Cloracioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 17Procesos de oxidacioacuten avanzadahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 19

helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 19Fenton helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 23

Fotoacutelisis helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 26Fotocataacutelisis usando un Semiconductor helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 28Procesos electroquiacutemicos helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 30

Los procesos de adsorcioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 31Procesos de membranahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 34

helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 34El intercambio de ioneshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 36

Procesos combinadoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 37Resumen de los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten aplicados en el

miento de los antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip39

Aminoglucoacutesidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 39Antraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 40

Lactaacutemicoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 41Glicopeacuteptidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 47Imidazoleshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 48Lincosamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 50Macroacutelidoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 52Quinolonashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 54Derivados de Quinoxalina helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 60

Sulfonamidashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 62Tetraciclinashelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 70Otros antibioacuteticoshelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 74

Evaluacioacuten de las teacutecnicas de remediacioacutenhelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 77helliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 77

Bibliografiacuteahelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphelliphellip 79


6

RESUMEN

En los uacuteltimos antildeos los antibioacuteticos han sido considerados contaminantes emergentes debido a su

aporte continuo y su persistente aparicioacuten en los ecosiste

concentraciones Estos contaminantes se han detectado en todos los cuerpos acuaacuteticos del

mundo lo que indica su eliminacioacuten

tratamiento convencionales Para evitar

para degradar o remover estos antibioacuteticos

conocimiento sobre las fuentes de entrada presencia y sobre todo

eliminacioacuten aplicados a esta clase espe

trabajo diferentes teacutecnicas de remediacioacuten fueron evaluadas y comparada

convencionales (procesos bioloacutegicos filtracioacuten coagulacioacuten floculacioacuten y sedime

procesos de oxidacioacuten avanzada (POA) adsorcioacuten los procesos de membrana y los meacutetodos

combinados En este estudio se encontroacute que la ozonizacioacuten Fenton foto

fotocataacutelisis con semiconductores fueron los meacutetodos maacutes probados

parecen ser la mejor solucioacuten para el tratamiento de efluentes que contienen antibioacuteticos

especialmente aquellos que usan energiacuteas renovables y biomateriales



su persistente aparicioacuten en los ecosistemas acuaacuteticos siempre en bajas


su eliminacioacuten inefectiva del agua y aguas residuales utilizando meacutetodos de

tratamiento convencionales Para evitar esta contaminacioacuten varios procesos han sido estudiados

para degradar o remover estos antibioacuteticos Esta revisioacuten presenta el estado actual del

conocimiento sobre las fuentes de entrada presencia y sobre todo los procesos de

clase especiacutefica de microcontaminantes los antibioacuteticos En este

s de remediacioacuten fueron evaluadas y comparadas como las teacutecnicas




semiconductores fueron los meacutetodos maacutes probados Los procesos combinados


que usan energiacuteas renovables y biomateriales



mas acuaacuteticos siempre en bajas


efectiva del agua y aguas residuales utilizando meacutetodos de

han sido estudiados

Esta revisioacuten presenta el estado actual del

los procesos de degradacioacuten y

los antibioacuteticos En este

s como las teacutecnicas

convencionales (procesos bioloacutegicos filtracioacuten coagulacioacuten floculacioacuten y sedimentacioacuten) los


combinados En este estudio se encontroacute que la ozonizacioacuten Fenton foto-Fenton y la

rocesos combinados



7

INTRODUCIOacuteN

La presencia de compuestos farmaceacuteuticos como l

conocida desde hace al menos 30 antildeos Sin embargo no fue sino hasta mediados de 1990 cuando

el uso de estos compuestos fue generalizada y se han desarrollado nuevas tecnologiacuteas de anaacutelisis

tanto que su presencia se convirtioacute en una preocupacioacuten creciente

Hernando et al 2006 Bound y Voulvoulis 2006)

veterinario se detectaron en una multiplicidad de matrices acuosas

1999 Lindsey et al 2001 Sacher et al

al 2006 Brown et al 2006 Cha et al 2006 Kim y Carlson 2006 Diacuteaz

Bailoacuten-Peacuterez et al 2008 Feitosa

2009) La introduccioacuten de estos compuestos en el medio ambiente a traveacutes de fuentes

antropogeacutenicas puede constituir un riesgo potencial para los organismos acuaacuteticos y terrestres

Aunque en la actualidad en niveles

poblaciones de bacterias por lo que en un futuro proacuteximo estos antibioacuteticos seraacuten ineficaces en

el tratamiento de varias enfermedades

Rosenblatt-Farrel 2009 Martiacutenez 2009)

Se han revisado artiacuteculos acerca de la contaminacioacuten y los efectos de antibioacuteticos en el medio

ambiente (Kemper 2008 Kuumlmmerer 2009) y sobre las metodologiacuteas analiacuteticas para la

determinacioacuten de este tipo de compue

2007) Se han estudiado varios procesos para evitar la contaminacioacuten

medios acuosos Se publicaron cuatro artiacuteculos de revisioacuten sobre las tecnologiacuteas de oxidacioacuten para

la eliminacioacuten de productos farmaceacuteu

2008 Klavarioti et al 2009) asiacute como una revisioacuten general de los antibioacuteticos en el medio

ambiente acuaacutetico que se refiere

Sin embargo no se ha encontrado un artiacuteculo que revise la relacioacuten de los diferentes tipos de

metodologiacuteas para la eliminacioacuten de antibioacuteticos es por eso que este trabajo tiene como objetivo

revisar evaluar y comparar los diferentes

eliminacioacuten de los antibioacuteticos en los medios acuosos


La presencia de compuestos farmaceacuteuticos como lo son los antibioacuteticos en el ecosistema ha sido



esencia se convirtioacute en una preocupacioacuten creciente (Lissemore et al 2006

Hernando et al 2006 Bound y Voulvoulis 2006) Residuos de antibioacuteticos de uso humano y

veterinario se detectaron en una multiplicidad de matrices acuosas (Ternes 1998 Hirsch e

Sacher et al 2001 Diacuteaz-Cruz et al 2003 Jacobsen et al 2004 Batt et

al 2006 Brown et al 2006 Cha et al 2006 Kim y Carlson 2006 Diacuteaz-Cruz y Barceloacute 2007

Peacuterez et al 2008 Feitosa -Felizzola y Quiroacuten de 2009 Minh et al 2009 Momp

) La introduccioacuten de estos compuestos en el medio ambiente a traveacutes de fuentes


iveles bajos los antibioacuteticos pueden provocar resistencia en las


el tratamiento de varias enfermedades (Schwartz et al 2003 2006 Baquero et al 2008

Farrel 2009 Martiacutenez 2009)



e tipo de compuestos en medio acuoso (Petrovic et al 2005 Hao et al

Se han estudiado varios procesos para evitar la contaminacioacuten con antibioacuteticos de los

cuatro artiacuteculos de revisioacuten sobre las tecnologiacuteas de oxidacioacuten para

nacioacuten de productos farmaceacuteuticos (Ikehata et al 2006 Esplugas et al 2007 Sharma


ambiente acuaacutetico que se refiere a las posibles metodologiacuteas de eliminacioacuten (Kuumlmmerer 2009)



visar evaluar y comparar los diferentes procesos que se desarrollan para la degradacioacuten y la



o son los antibioacuteticos en el ecosistema ha sido



(Lissemore et al 2006

Residuos de antibioacuteticos de uso humano y

(Ternes 1998 Hirsch et al

Jacobsen et al 2004 Batt et

Cruz y Barceloacute 2007

e 2009 Minh et al 2009 Mompelat et al



los antibioacuteticos pueden provocar resistencia en las


Baquero et al 2008



(Petrovic et al 2005 Hao et al

con antibioacuteticos de los


Esplugas et al 2007 Sharma


n (Kuumlmmerer 2009)



procesos que se desarrollan para la degradacioacuten y la


8

Capiacutetulo I

ANTECEDENTES

11 Clasificacioacuten de los antibioacuteticos

Tradicionalmente los antibioacuteticos se definen como c

el crecimiento de otros microorganismos

antibioacutetico se ha ampliado

antitumorales La mayoriacutea de estas sustancias tienen un origen microbiano

tambieacuten semisinteacuteticas o sinteacuteticas

de acuerdo a diferentes criterios

Tabla 11 se presentan las principales

(Marzo y Bo 1998 Bannister 2000 Lindner et al 2000

2000 Southgate y Osborne 2000 Cavalleri y Parenti 2001 Kirst 2001 Mor 2001 Kadow et al

2002 Brimble 2003 Weidner Wells y Macielag 2003 Suma 2004 Ohno et al 2010)

clasificacioacuten se utilizaraacute maacutes adelante en la comparacioacuten de eficiencia de los meacutetodos de

eliminacioacuten degradacioacuten

Tabla 11 Principales clases de antibioacuteticos

Clase Estructura del Nuacutecleo

Aminoglicoacutesidos Consta de 2 o maacutes azuacutecaresamino unidos por un enlaceglicoacutesido a un nuacutecleo hexosa de ladroga La estructura de estosantibioacuteticos se deriva de lasmoleacuteculas de estos dos

Anthracyclinasβ-Lactamicos

Ellos estaacuteglicosilada

Carbapenems Ellos son estructuralmente muysimilaresaacutetomo de azufre de la estructuraha sido sustituido por un aacutetomode carbono



Tradicionalmente los antibioacuteticos se definen como compuestos quiacutemicos que erradican

el crecimiento de otros microorganismos (Marzo y Bo 1998) Sin embargo el teacutermino

antibioacutetico se ha ampliado a compuestos antibacterianos antivirales antifuacutengicos y

antitumorales La mayoriacutea de estas sustancias tienen un origen microbiano pero

tambieacuten semisinteacuteticas o sinteacuteticas totalmente Los antibioacuteticos se pueden dividir en varias clases

de acuerdo a diferentes criterios espectro mecanismo de accioacuten o de la estructura quiacutemica

se presentan las principales clases de antibioacuteticos de acuerdo a su estructura quiacutemica

(Marzo y Bo 1998 Bannister 2000 Lindner et al 2000 McGregor 2000 Ponsford 2000 Roberts


Brimble 2003 Weidner Wells y Macielag 2003 Suma 2004 Ohno et al 2010)


Principales clases de antibioacuteticos

Estructura del Nuacutecleo

Consta de 2 o maacutes azuacutecaresamino unidos por un enlaceglicoacutesido a un nuacutecleo hexosa de ladroga La estructura de estosantibioacuteticos se deriva de lasmoleacuteculas de estos dos

Ellos estaacuten estructuralmenteglicosilada a tetraciclinas

Ellos son estructuralmente muyes a las penicilinas pero el

aacutetomo de azufre de la estructuraha sido sustituido por un aacutetomode carbono


ompuestos quiacutemicos que erradican o inhiben

Marzo y Bo 1998) Sin embargo el teacutermino

compuestos antibacterianos antivirales antifuacutengicos y

pero pueden ser

totalmente Los antibioacuteticos se pueden dividir en varias clases

espectro mecanismo de accioacuten o de la estructura quiacutemica En la

clases de antibioacuteticos de acuerdo a su estructura quiacutemica

McGregor 2000 Ponsford 2000 Roberts


Brimble 2003 Weidner Wells y Macielag 2003 Suma 2004 Ohno et al 2010) Esta



9

Cefalosporinas Poseen un nuacutecleo cecuales 2 cadenas laterales estaacutenunidos un esterifica el grupocarbamato (R1) y el otro estaacuterelacionado con el nuacutecleo (R3)

Monobactamicos En estos compuestos el anillo Blactamaa otro anillo

Penicilinas Consta de un aniconectado a un anillola que estaacute unida una cadenalateral

Glicopeacuteptidos Estaacuten compuestos por restos decarbohidrato (glicanos)covalentemente unidos a lascadenas laterales de unaminoaacutecido

Imidazoles Son compuestosanillo di-de nitroacutegeno en las padyacentes Si Res un compuesto nitroimidazol

Linconsamidas Ellos son una pequentildea familia deantibioacuteticos que tienenestructu

Macrolidos Son altamente sustituidoslactonas monociacuteclicasmaacutes sacaacuteridos glicosiacutedicamenteunidas a los grupos hidroxilo Losanillos de lactona songeneralmente 12 14 o 16eslabones


Poseen un nuacutecleo cefalina a loscuales 2 cadenas laterales estaacutenunidos un esterifica el grupocarbamato (R1) y el otro estaacuterelacionado con el nuacutecleo (R3)

En estos compuestos el anillo B-estaacute solo y no fusionado

anillo

Consta de un anillo de tiazolidinaconectado a un anillo β-lactaacuteno a la que estaacute unida una cadena

Estaacuten compuestos por restos decarbohidrato (glicanos)covalentemente unidos a lascadenas laterales de unaminoaacutecido

Son compuestos heterociacuteclicos de-insaturado con 2 aacutetomos

de nitroacutegeno en las posiciones noadyacentes Si R2=NO2 de lo quees un compuesto nitroimidazol

Ellos son una pequentildea familia deantibioacuteticos que tienenestructuras de tipo carbohidrato

Son altamente sustituidos porlactonas monociacuteclicas con 1 omaacutes sacaacuteridos glicosiacutedicamenteunidas a los grupos hidroxilo Losanillos de lactona songeneralmente 12 14 o 16eslabones



10

Polieacuteteres Se caracttetrahidrofuranotetrahidropirano conectadopuentes alifaacutetiOtras caracteriacutesticas incluyen unafuncioacuten carboxilo libre muchosgrupos alquilo inferior y unavariedad de grupos funcionalesde oxiacutegeno

Polipeacuteptidos Son poliacutemeros formados ade la vinculacioacuten de unaminoaacutecidos

Quinolonas Su estructura contiene 2 anillosfusionados con un aacutecidocarboxiacutelico y un grupo cetona SiR4=F entonces es un compuestofluoroquinolona

Derivado dequinoxalina

Su estructura contiene un anillde benceno y un anillo dederivado de

Sulfonamidas Se caracterizan por gruposulfonilo conectado a un grupoamina


Se caracterizan por muacuteltiplestetrahidrofuranos y los anillos detetrahidropirano conectados porpuentes alifaacuteticos enlaces C-COtras caracteriacutesticas incluyen unafuncioacuten carboxilo libre muchosgrupos alquilo inferior y unavariedad de grupos funcionales

geno

Son poliacutemeros formados a partirde la vinculacioacuten de un α-

minoaacutecidos

Su estructura contiene 2 anillosfusionados con un aacutecidocarboxiacutelico y un grupo cetona Si

F entonces es un compuestofluoroquinolona

Su estructura contiene un anillode benceno y un anillo dederivado de pirazina

Se caracterizan por gruposulfonilo conectado a un grupo



11

Tetraciclinas Estos antibioacuteticos contienen unesqueletooctrahydronaphtacene queconsta de 4 anillos fusionad

Cloranfenicol Contiene un resto nitrobencenoconectado a un grupo propanolasiacute como un grupo aminoderivado de aacutecido dicloroaceacutetico

Mitomicinas Tienen una estructura quiacutemicauacutenica en el que 3 gruposfuncionales difercarbamatdispuestas alrededor de un pyrro[12-a] indol

Trimetoprima Es un diaminopirimidina unanaacutelogo estructural de la fraccioacutende pteridina de aacutecido foacutelico

12 Fuentes de Antibioacuteticos en el Medio Ambiente

En estos uacuteltimos antildeos el uso de antibioacuteticos en medicina veterinaria y humana fue generalizado

(el consumo anual es de 100

contaminacioacuten del agua con estos compuestos aumento

anteriormente los antibioacuteticos

medios acuosos Estos contaminantes son continuamente vertidos en el medio natural como

compuestos de origen metaboacutelico

de las fuentes de entrada como se muestra en la figura 1

Cuando el estieacutercol se dispersa en los campos como fertilizante puede contaminar el suelo y por

lo tanto aguas superficiales y subterraacuteneas a traveacutes de la lixiviacioacuten

2008 Diacuteaz-Cruz et al 2003) De manera similar los antibioacuteticos

el ambiente a traveacutes de la excrecioacuten (orina y heces) entrando en la red de alcantarillado y


Estos antibioacuteticos contienen unesqueleto de anillo deoctrahydronaphtacene queconsta de 4 anillos fusionados

Contiene un resto nitrobencenoconectado a un grupo propanol

omo un grupo aminoderivado de aacutecido dicloroaceacutetico

Tienen una estructura quiacutemicauacutenica en el que 3 gruposfuncionales diferentes e aziridinacarbamato y quinona estaacutendispuestas alrededor de un pyrro

a] indole nuacutecleo

Es un diaminopirimidina unanaacutelogo estructural de la fraccioacutende pteridina de aacutecido foacutelico


os el uso de antibioacuteticos en medicina veterinaria y humana fue generalizado

es de 100000-200000 toneladas) y en consecuencia la posibilidad de

contaminacioacuten del agua con estos compuestos aumento (Xu et al 2007) Como se mencionoacute

de uso humano y veterinario se han detectado en diferentes

Estos contaminantes son continuamente vertidos en el medio natural como

metaboacutelico o productos de degradacioacuten o de ambas formas de


en los campos como fertilizante puede contaminar el suelo y por

lo tanto aguas superficiales y subterraacuteneas a traveacutes de la lixiviacioacuten (Kemper 2008

De manera similar los antibioacuteticos de uso humano se introducen en




00 toneladas) y en consecuencia la posibilidad de

Como se mencionoacute

detectado en diferentes


o productos de degradacioacuten o de ambas formas de la diversidad


(Kemper 2008 Farreacute et al

se introducen en



12

llegando a las plantas de tratamiento de aguas re

disentildeadas para eliminar los microcontaminantes altamente polares como los antibioacuteticos (Xu et

al 2007) Por lo tanto pueden ser transportados a las aguas superficiales y subterraacuteneas despueacutes

de la lixiviacioacuten En uacuteltima instancia las aguas superficiales contaminadas pueden entrar en las

plantas de tratamiento de agua potable (

compuestos llegando a las aguas de los sistemas de distr

aplica en la fertilizacioacuten del suelo y puede causar los mismos problemas que el uso de estieacutercol

como se explicoacute anteriormente Otra fuente de contaminacioacuten importante es la liberacioacuten directa

de los antibioacuteticos de uso veterinario a

inadecuada de los medicamentos no utilizados o

de aguas residuales o depositados en los vertederos

farmaceacuteuticas se puede considerar como puntos importantes de la contaminac

al 2009 Diacuteaz-Cruz et al 2003)

13 Aparicioacuten en el Medio Ambiente

En los uacuteltimos antildeos ha sido investigada

realidad el primer caso de contaminacioacuten del agua (aguas superficiales) por el uso de antibioacuteticos

fue en Inglaterra en 1982 cuando Watts et al

riacuteo en concentraciones de 1 microg L (Sarmah et al 2006) Despu

estudios sobre la presencia de residuos de antibioacuteticos en los ecosistemas acuaacuteticos las aguas

superficiales (Constanzo et al 2005 Ferdig et al 2005 Brown et al 2006 Cha et al 2006 Kim y

Carlson 2006 Xu et al 2007 Smith et al 2007 Tamtam et al 2008 Feitosa

de 2009 Watkinson et al 2009)

et al 2007) Aguas de mar (Xu et al 2007 Minh et al 2009)

2009 Yiruhan et al 2010) los efluentes de las PT

Brown et al 2006 Cha et al 2006 Seifrtovaacute et al 2008 Watkinson et al 2009 Minh et al

2009) y las aguas negras del hospital

Brown et al 2006 Batt et al 2007 Seifrtovaacute et al 2008 Watkinson et al 2009)

tambieacuten se han detectado en matrices

2005 Pei et al 2006 Kim y Carlson 2006 Kinney et al 2006 Jones

Feitosa-Felizzola y Quiroacuten 2009)


miento de aguas residuales (PTAR) La mayoriacutea de las PTAR



acioacuten En uacuteltima instancia las aguas superficiales contaminadas pueden entrar en las

plantas de tratamiento de agua potable (PTAP) que tampoco estaacuten preparadas para eliminar estos

compuestos llegando a las aguas de los sistemas de distribucioacuten El lodo producido en PT



de los antibioacuteticos de uso veterinario a traveacutes de la aplicacioacuten en la acuicultura La eliminacioacuten

los medicamentos no utilizados o caducados que se vierten directamente en la red

de aguas residuales o depositados en los vertederos ademaacutes de los vertidos de las industrias

se puede considerar como puntos importantes de la contaminacioacuten (Mompelat et


ha sido investigada la presencia de antibioacuteticos en medios ambientales

d el primer caso de contaminacioacuten del agua (aguas superficiales) por el uso de antibioacuteticos

fue en Inglaterra en 1982 cuando Watts et al Detectoacute macroacutelidos tetraciclinas y sulfamidas en un

g L (Sarmah et al 2006) Despueacutes de este caso se realizaron


(Constanzo et al 2005 Ferdig et al 2005 Brown et al 2006 Cha et al 2006 Kim y

et al 2007 Smith et al 2007 Tamtam et al 2008 Feitosa-Felizzola y Quiroacuten

de 2009 Watkinson et al 2009) las aguas subterraacuteneas (Sacher et al 2001 Batt et al 2006 Xu

(Xu et al 2007 Minh et al 2009) de agua potable (Watkinson et al

los efluentes de las PTAR (McArdell et al 2003 Ferdig et al 2005


hospital ( Kuumlmmerer 2001 Lindberg et al 2004 Ferdig et al 2005

Brown et al 2006 Batt et al 2007 Seifrtovaacute et al 2008 Watkinson et al 2009) Los antibioacuteticos

en matrices soacutelidas y biosoacutelidas (Jacobsen et al 2004

2005 Pei et al 2006 Kim y Carlson 2006 Kinney et al 2006 Jones-Lepp y Stevens 2007

Felizzola y Quiroacuten 2009)


siduales (PTAR) La mayoriacutea de las PTAR no estaacuten




TAP) que tampoco estaacuten preparadas para eliminar estos

producido en PTAR se



traveacutes de la aplicacioacuten en la acuicultura La eliminacioacuten

que se vierten directamente en la red

de las industrias

ioacuten (Mompelat et

ambientales En


y sulfamidas en un

se realizaron varios



Felizzola y Quiroacuten

(Sacher et al 2001 Batt et al 2006 Xu

(Watkinson et al

(McArdell et al 2003 Ferdig et al 2005


( Kuumlmmerer 2001 Lindberg et al 2004 Ferdig et al 2005

Los antibioacuteticos

(Jacobsen et al 2004 Ferdig et al

Lepp y Stevens 2007


13

Por lo general los antibioacuteticos son detectados en la gama maacutes alta

hospitalarios menor microgL en las aguas residuales municipales y ngL en la superficie el mar y las

aguas subterraacuteneas (Kuumlmmerer 2009)

Los anaacutelisis de suelo tambieacuten han revelado la presencia d

hace varios meses a raiacutez de la aplicac

positivos de estos residuos tambieacuten han sido reportados en los vegetales y los cereales tales como

zanahorias lechugas cebollas verdes coles pepinos y maiacutez

2005 Boxall et al 2006 Grote et al 2007 Dolliver et a

La acumulacioacuten y la persistencia de los antibioacuteticos en el medio ambiente puede producir efectos

nocivos ya sea en los ecosistemas

que se detectan (ngL a microgL para los medios acuosos

sedimentos) El uso extensivo e indiscriminado de estos compuestos en la medicina humana y

veterinaria y su incorporacioacuten co

bioacumulacioacuten y la seudo-persistencia La naturaleza altamente polar y no volaacutetil de la mayoriacutea

de los antibioacuteticos detiene el escape

fiacutesico-quimicas de estos antibioacuteticos (por ejemplo estructura molecular tamantildeo y forma la

solubilidad y la hidrofobia) definiraacute

(Kemper 2008) Ademaacutes de estos hechos se sospecha que

microorganismos resistentes causando graves problemas

en el tratamiento de patologiacuteas y el desequilibrio de los ecosistemas microbianos (Bailoacuten

al 2008)

Hasta ahora los liacutemites legales se han establecido para los antibioacuteticos en los alimentos (4

microgkg para la leche y 25-6000 micro

legislacioacuten que aplique a los medios acuosos


Por lo general los antibioacuteticos son detectados en la gama maacutes alta microgL en los efluentes

gL en las aguas residuales municipales y ngL en la superficie el mar y las

(Kuumlmmerer 2009)

Los anaacutelisis de suelo tambieacuten han revelado la presencia de residuos de antibioacuteticos

varios meses a raiacutez de la aplicacioacuten de estieacutercol o los lodos como fertilizantes Los resultados


zanahorias lechugas cebollas verdes coles pepinos y maiacutez (Migliore et al 2003 Kumar e

2005 Boxall et al 2006 Grote et al 2007 Dolliver et al 2007 Shenker et al 2011)


nocivos ya sea en los ecosistemas acuaacuteticos o terrestres en niveles de baja concentracioacuten en el

gL para los medios acuosos y bajos o nivel medio de


racioacuten constante en los medios ambientales podriacutean explicar

persistencia La naturaleza altamente polar y no volaacutetil de la mayoriacutea

el escape de estas matrices (Hernando et al 2006) Las propiedades

uimicas de estos antibioacuteticos (por ejemplo estructura molecular tamantildeo y forma la

solubilidad y la hidrofobia) definiraacute su distribucioacuten en los medios ambientales (soacutelidos o agua)

estos hechos se sospecha que son responsables de la produccioacuten de

microorganismos resistentes causando graves problemas a la salud puacuteblica como las dificultades


gales se han establecido para los antibioacuteticos en los alimentos (4

microg kg para los otros alimentos de origen animal pero no hay una

los medios acuosos


gL en los efluentes


e residuos de antibioacuteticos en esta matriz

ioacuten de estieacutercol o los lodos como fertilizantes Los resultados


(Migliore et al 2003 Kumar et al

l 2007 Shenker et al 2011)


niveles de baja concentracioacuten en el

y bajos o nivel medio de microgkg para los


mbientales podriacutean explicar la


Las propiedades


ambientales (soacutelidos o agua)

la produccioacuten de

las dificultades

en el tratamiento de patologiacuteas y el desequilibrio de los ecosistemas microbianos (Bailoacuten-Peacuterez et

gales se han establecido para los antibioacuteticos en los alimentos (4-1500

pero no hay una


14

Figura 11 Origen y principal

Antibioacuteticos Humanos(Hogares Industria Hospitales servicios)

Eliminacioacuten de deshechos

Residuos

Disposicioacuten

Vertedero

Aguas subterraacuteneas

Lixiviacioacuten

Excrecioacuten

Red de Alcantarillado

Lodos

EDAR


cipal viacutea de contaminacioacuten de antibioacuteticos humanos y veterinarios

Se vaciacutea hacia

Antibioacuteticos Veterinarios(Acuicult

Efluente

Aguas superficiales

ETAP

Lixiviacioacuten

Disposicioacuten

Agua potable


de contaminacioacuten de antibioacuteticos humanos y veterinarios

Antibioacuteticos Veterinarios(Acuicultura ganado aves animales domeacutesticos)

Excrecioacuten

Estieacutercol

Disposicioacuten

Suelo

Cadena Alimenticia


15

Capiacutetulo II

Los procesos de Remediacioacuten- Una visioacuten General

Como se mencionoacute anteriormente la mayoriacutea de las PTAR convencionales o P

disentildeadas para el tratamiento de

polares (Xu et al 2007) Por lo tanto

fin de reducir las cantidades diarias de antibioacuteticos vertidas en el medio

Se pueden emplear una amplia gama de productos quiacutemicos y fiacutesicos

eliminacioacuten de compuestos orgaacutenicos por ejemplo oxidacioacuten quiacutemica y la biodegradacioacuten

(meacutetodos destructivos) la adsorcioacuten la extraccioacuten de liacutequido y teacutecnicas de membrana (procesos

no destructivos) Los diferentes meacutetodos pueden ser elegidos d

contaminantes en el efluente y el costo del proceso

21 Los tratamientos Convencionales

Los procesos bioloacutegicos la filtracioacuten y coagulacioacuten floculacioacuten sedimentac

utilizados en las plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales

Goumlbel y cols 2007 Stackelberg et al 2007 Vieno et al 2007 Arikan 2008)

En los sistemas bioloacutegicos la tecnologiacutea de lodos activados

todo en tratamiento de los efluentes industriales El meacutetodo consiste en la degradacioacuten de

compuestos orgaacutenicos en los tanques de lodos activados con los sistemas aeroacutebicos o

anaeroacutebicos por vigilancia continua de temperatu

(DQO) La alta toxicidad de muchos contaminantes impide la aplicacioacuten de este proceso en

los efluentes con una concentracioacuten de contaminantes alta ya que son toacutexicos para los

microorganismos (Britto y Rangel 2008)

a grandes velocidades de flujo de efluentes

La filtracioacuten es la eliminacioacuten de los soacutelidos la materia suspendida especialmente

haciendo pasar el agua residual a traveacutes de un medio granul

diatomeas carboacuten activado granular) Las partiacuteculas pueden ser eliminados por intersticial

tensioacuten pero las partiacuteculas maacutes pequentildeas debe

medios de sorcioacuten donde un mecanismo de fij

electrostaacutetica enlace quiacutemico o adsorcioacuten retiene las partiacuteculas (Eckenfelder 2007) Este


Una visioacuten General

eriormente la mayoriacutea de las PTAR convencionales o P

s para el tratamiento de aguas residuales que contengan contaminantes altamente

polares (Xu et al 2007) Por lo tanto se deben alcanzar soluciones praacutecticas y econoacutemicas


plia gama de productos quiacutemicos y fiacutesicos metodologiacuteas para la



Los diferentes meacutetodos pueden ser elegidos dependiendo de la concentracioacuten de



Los procesos bioloacutegicos la filtracioacuten y coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacuten son los maacutes

utilizados en las plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales (Adams et al 2002


En los sistemas bioloacutegicos la tecnologiacutea de lodos activados se utiliza ampliamente sobre



anaeroacutebicos por vigilancia continua de temperatura y de la demanda quiacutemica de oxiacutegeno



(Britto y Rangel 2008) Sin embargo esta metodologiacutea se puede aplicar

a grandes velocidades de flujo de efluentes (Eckenfelder 2000)


haciendo pasar el agua residual a traveacutes de un medio granular (arena carboacuten tierra de


tensioacuten pero las partiacuteculas maacutes pequentildeas deben ser transportadas a las sup

donde un mecanismo de fijacioacuten tales como la atraccioacuten



eriormente la mayoriacutea de las PTAR convencionales o PTAP no estaacuten

aguas residuales que contengan contaminantes altamente

soluciones praacutecticas y econoacutemicas con el

metodologiacuteas para la



ependiendo de la concentracioacuten de

ioacuten son los maacutes

(Adams et al 2002

se utiliza ampliamente sobre



ra y de la demanda quiacutemica de oxiacutegeno



in embargo esta metodologiacutea se puede aplicar


ar (arena carboacuten tierra de


a las superficies de los

acioacuten tales como la atraccioacuten



16

proceso tiene la desventaja de no degradar el contaminante pero su concentrac

fase soacutelida genera un nuevo residuo

Coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacuten emplea

sedimentacioacuten de soacutelidos los contaminantes forman coloides y posteriormente se

sedimentan Los productos quiacutemicos maacutes utilizados son de cal el alumbre sales de hierro

y poliacutemeros (Eckenfelder 2007)

eliminar los contaminantes (en una forma coagulada) de los efluentes

Durante los uacuteltimos diez antildeos varias teacutecnicas convencionales han sido probadas en la eliminacioacuten

de antibioacuteticos a partir de medios

los microorganismos utilizados en los siste

siguen siendo el mejor enfoque

procesos anaerobios en la eliminacioacuten de las macrolidos y las tetraciclinas respectivamente En

estos dos casos una se obtuvo una reduccioacuten del 90 para los macroacutelidos y el 75 de las

tetraciclinas Como se ha mencionado anterior

cols (2007) probaron el tradicional tratamiento primario y sec

medios que contienen macroacutelidos sulfamidas y trimetoprima En este caso

eliminaciones (aprox 20) Adams et al (2002)

investigaron la eficacia de algunos de los meacutetodos fiacutesico

coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacuten y filtracioacuten Se aplicaron a los mac

quinolonas derivados de quinoxalina y trimetoprima resultando en el traslado de baja remocioacuten

(eliminacioacuten maacutexima de aproximadamente 30)

Debido a las bajas eficiencias de estas metodologiacuteas y algunas veces la imposibilidad de su

han surgido nuevas alternativas



un nuevo residuo

cioacuten floculacioacuten sedimentacioacuten emplean productos quiacutemicos para mejorar la



(Eckenfelder 2007) Estas teacutecnicas requieren un tratamiento posterior para



ticos a partir de medios ambientales Cuando la toxicidad de los contaminantes contra

los microorganismos utilizados en los sistemas bioloacutegicos es muy baja los meacutetodos bioloacutegicos

el mejor enfoque Chelliapan et al (2006) y Arikan (2008) estudiaron la aplicacioacuten de



tetraciclinas Como se ha mencionado anteriormente esta eliminacioacuten no siempre ocurre

probaron el tradicional tratamiento primario y secundario usaacutendolos en WWTPs en lo

que contienen macroacutelidos sulfamidas y trimetoprima En este caso se verificaron ligeras

Adams et al (2002) Stackelberg et al (2007) y Vieno et al (2007)

investigaron la eficacia de algunos de los meacutetodos fiacutesico-quiacutemicos tales como clarificacioacuten

coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacuten y filtracioacuten Se aplicaron a los macroacutelidos sulfonamidas






proceso tiene la desventaja de no degradar el contaminante pero su concentracioacuten en la

productos quiacutemicos para mejorar la



Estas teacutecnicas requieren un tratamiento posterior para


ambientales Cuando la toxicidad de los contaminantes contra

mas bioloacutegicos es muy baja los meacutetodos bioloacutegicos

udiaron la aplicacioacuten de



mente esta eliminacioacuten no siempre ocurre Goumlbel y

undario usaacutendolos en WWTPs en los

se verificaron ligeras

Stackelberg et al (2007) y Vieno et al (2007)

quiacutemicos tales como clarificacioacuten

roacutelidos sulfonamidas


Debido a las bajas eficiencias de estas metodologiacuteas y algunas veces la imposibilidad de su uso


17

22 Procesos de oxidacioacuten

221 La Cloracioacuten

Debido a su bajo costo de gas cloro hipoclorito

de las plantas de tratamiento de agua Ellos se utilizan actualm

con el fin de mantener un nivel de desinfectante residual en los sistemas de distribucioacuten (Acero et

al 2010) Sin embargo algunos estudios tambieacuten refieren la oxidacioacuten quiacutemica con especies de

cloro en el tratamiento de aguas residuales La aplicacioacuten de esta teacutecnica para el tratamiento de

agua que contiene contaminantes farmaceacuteuticos antes de la aplicacioacuten de tratamientos bioloacutegicos

ha sido empleada con el fin de oxidar a los compuestos faacutecilmente biodegradables y menos

toacutexicos

Para las especies cloradas el hipoclorito tiene el mayor potencial de oxidacioacuten estaacutendar (E

V) seguido por el cloro en fase gaseosa (E

El cloro en fase gaseosa se hidroliza en agua s

ܥ ଶ ଶܪ +ܥܪ

El aacutecido hipocloroso (HOCl) es un aacutecido deacutebil que se disocia en solucio

(ClO-) y H+ Para pHgt4 Cl2 la hidroacutelisis

consiguiente son las principales especies de cloro

diferentes especies de cloro acuosas

tratamiento del agua Debido a su poder oxidante y su estructura quiacutemica el aacutecido hipocloroso

puede reaccionar con compuestos orgaacutenicos a traveacutes de reacciones de oxidacioacuten reacciones de

adicioacuten a enlaces insaturados o una reaccioacuten de sustitucioacuten electroacutefila

2008) De hecho esta especie reacciona con los anillos aromaacuteticos aminas neutras y dobles

enlaces produciendo compuestos

carcinogeacutenica potencialmente peligrosa

Navaloacuten et al 2008)

El dioacutexido de cloro se ha usado como una alternativa

en su reaccioacuten con compuestos orgaacutenicos que no forman trihalometanos Ademaacutes de eso es maacutes

selectivo que los otros oxidantes y reacciona con microcontaminantes a traveacutes de una reaccioacuten

intercambio de electrones - reaccioacuten radical


osto de gas cloro hipoclorito se han aplicado con frecuencia en la desinfeccioacuten

de las plantas de tratamiento de agua Ellos se utilizan actualmente como un post



uas residuales La aplicacioacuten de esta teacutecnica para el tratamiento de




V) seguido por el cloro en fase gaseosa (E0 =136 V) y dioacutexido de cloro (E0 =095 V) (Sharma 2008)

El cloro en fase gaseosa se hidroliza en agua seguacuten la reaccioacuten

+ ܥ ାܪ

El aacutecido hipocloroso (HOCl) es un aacutecido deacutebil que se disocia en soluciones acuosas en hipoclorito

hidroacutelisis es casi total y el aacutecido hipocloroso y el hipoclorito por

consiguiente son las principales especies de cloro (Acero et al 2010) Sin embargo entre las

acuosas el aacutecido hipocloroso es la principal forma re

Debido a su poder oxidante y su estructura quiacutemica el aacutecido hipocloroso


adicioacuten a enlaces insaturados o una reaccioacuten de sustitucioacuten electroacutefila (DeBorde y Gunten von

De hecho esta especie reacciona con los anillos aromaacuteticos aminas neutras y dobles

compuestos orgaacutenico-halogenados algunos de ellos con actividad

ogeacutenica potencialmente peligrosa (trihalometanos y aacutecidos haloaceacuteticos) (Acero et al 2010

El dioacutexido de cloro se ha usado como una alternativa para otras especies de cloruros debido a que


lectivo que los otros oxidantes y reacciona con microcontaminantes a traveacutes de una reaccioacuten

reaccioacuten radical (Navaloacuten y cols 2008) Es un radical libre estable que


se han aplicado con frecuencia en la desinfeccioacuten

ente como un post-tratamiento






Para las especies cloradas el hipoclorito tiene el mayor potencial de oxidacioacuten estaacutendar (E0 =148

=095 V) (Sharma 2008)

(1)

nes acuosas en hipoclorito

es casi total y el aacutecido hipocloroso y el hipoclorito por

Sin embargo entre las

el aacutecido hipocloroso es la principal forma reactiva en



eBorde y Gunten von


algunos de ellos con actividad

(Acero et al 2010

cloruros debido a que


lectivo que los otros oxidantes y reacciona con microcontaminantes a traveacutes de una reaccioacuten de

Es un radical libre estable que


18

no reacciona con anillos aromaacuteticos hidrocarburos hidrato

contienen aminas primarias y secundarias aldehiacutedos y cetonas Sin embargo reacciona con

moleacuteculas que contienen compuestos fenoacutelicos y grupos amino terciarios (Huber et al 2005a b

Sharma 2008)

Se han encontrado pocos artiacuteculos de la degradacioacuten de los antibioacuteticos con esta teacutecnica

y col (2008) estudiaron la oxidacioacuten de tres

con dioacutexido de cloro Llegaron a la conclusioacuten

mientras que la amoxicilina y cefadroxilo son altamente reactivos (ambos tienen un grupo

fenoacutelico) Los autores tambieacuten estudiaron la influenci

Llegaron a la conclusioacuten de que el ClO

influencia del pH se relaciona directamente con la estructura del compuesto (por ejemplo la

reactividad del dioacutexido de cloro a la penicilina se ha mejorado con la disminucioacuten del pH mientras

que para la amoxicilina y el

degradacioacuten total despueacutes de 2 h para la penicilina y 1 min para los otros compuestos A pesar de

que se ha detectado la degradacioacuten de los metabolitos su toxicidad no se discutioacute

Adams et al (2002) tambieacuten estudioacute la degradacioacuten de la sulfonamida amidas trimetoprim

carbadox en un nivel de concentracioacuten de 50

la oxidacioacuten con cloro fue efectiva

embargo se verificoacute que la materia orgaacutenica natural

comparacioacuten de las velocidades de reaccioacuten en el riacuteo y el agua destilada Las velocidades de

reaccioacuten maacutes lentos en el agua del r

puede interactuar con los compuestos estudiados lo que reduce la reactividad Los autores

tambieacuten detectan la formacioacuten de subproductos clorados que deberiacutean tener mayor toxicidad que

los compuestos originales Una conclusioacuten similar se obtuvo por Stackelberg et al (2007) que

estudioacute la degradacioacuten de los macroacutelidos y las sulfonamidas con NaClO

De la investigacioacuten bibliograacutefica hecha

en la degradacioacuten de los antibioacuteticos presentes en las matrices con bajas cargas de materia

orgaacutenica tales como agua potable Ademaacutes las tasas de degra

pH Esta teacutecnica ha sido sustituida por procesos de oxidacioacuten a

formacioacuten de especies halogenados que son potencialmente carcinoacutegenos


aromaacuteticos hidrocarburos hidratos de carbono y las moleacuteculas que



artiacuteculos de la degradacioacuten de los antibioacuteticos con esta teacutecnica

tudiaron la oxidacioacuten de tres β-lactaacutemicos (amoxicilina cefadroxilo y penicilina G)

con dioacutexido de cloro Llegaron a la conclusioacuten de que la penicilina reacciona lentamente con ClO


fenoacutelico) Los autores tambieacuten estudiaron la influencia de ClO2 la dosis y el pH en el proceso

Llegaron a la conclusioacuten de que el ClO2 reacciona estequiomeacutetricamente con estos antibioacuteticos y la



icilina y el cefadroxilo ocurrioacute una situacioacuten contraria) Se alcanzoacute una

despueacutes de 2 h para la penicilina y 1 min para los otros compuestos A pesar de

la degradacioacuten de los metabolitos su toxicidad no se discutioacute


carbadox en un nivel de concentracioacuten de 50microg L-1 con 10 mgL-1 de Cl2 Tambieacuten concluyeron que

oxidacioacuten con cloro fue efectiva en la eliminacioacuten de los antibioacuteticos estudiados (gt 90) Sin

embargo se verificoacute que la materia orgaacutenica natural se influencioacute por el proceso de oxidacioacuten la


s lentos en el agua del riacuteo sugirioacute que la materia orgaacutenica compleja o de otra manera


la formacioacuten de subproductos clorados que deberiacutean tener mayor toxicidad que

estos originales Una conclusioacuten similar se obtuvo por Stackelberg et al (2007) que


nvestigacioacuten bibliograacutefica hecha los autores concluyen que esta teacutecnica parece ser eficien


orgaacutenica tales como agua potable Ademaacutes las tasas de degradacioacuten son tambieacuten influencia

pH Esta teacutecnica ha sido sustituida por procesos de oxidacioacuten avanzada con el fin de evitar la



s de carbono y las moleacuteculas que



artiacuteculos de la degradacioacuten de los antibioacuteticos con esta teacutecnica Navaloacuten

lactaacutemicos (amoxicilina cefadroxilo y penicilina G)

ntamente con ClO2


la dosis y el pH en el proceso

tequiomeacutetricamente con estos antibioacuteticos y la



Se alcanzoacute una


Adams et al (2002) tambieacuten estudioacute la degradacioacuten de la sulfonamida amidas trimetoprima y

Tambieacuten concluyeron que

ioacuteticos estudiados (gt 90) Sin

el proceso de oxidacioacuten la


sugirioacute que la materia orgaacutenica compleja o de otra manera




los autores concluyen que esta teacutecnica parece ser eficiente


dacioacuten son tambieacuten influencia por el

vanzada con el fin de evitar la


19

222 Procesos de oxidacioacuten avanzada

La naturaleza refractaria de los efluentes que contienen residuos de antibioacuteticos interfiere en la

eliminacioacuten de estos compuestos por tratamientos bioloacutegicos

alternativa es la aplicacioacuten de pro

AOPs son los meacutetodos de oxidacioacuten basado

radicales hidroxilo (OH) que son extremadamente reactivo

oxidantes (por ejemplo el cloro el ozono molecular

V) es mayor que los oxidantes convencionales que les hace extremadamente eficac

oxidacioacuten de una gran variedad de compuestos orgaacutenicos

Nogueira 2007) Estos radicales se producen con agentes oxidantes como el ozono (O

peroacutexido de hidroacutegeno (H2O2) a menudo en combinacioacuten con catalizadore

semiconductores yo rayos ultravioletas En estos procesos se espera que los compuestos

orgaacutenicos se oxidan en especies menos refractarias (menos toacutexica

incluso mineralizacioacuten a CO2 y H

peligrosos que el compuesto original (Dantas et al 2008)

Ejemplos de AOPs incluyen ozonizacioacuten Fenton foto

semiconductores y procesos electroquiacutemicos

2221 El proceso de ozonoacutelisis

El ozono es un oxidante fuerte (E

oxidacioacuten directa con ozono molecular (en este caso esto no es un meacutetodo AOP) se requiere que

los compuestos de estudio tengan

de nitroacutegeno foacutesforo oxiacutegeno o azufre (Ikehata et al

con las moleacuteculas de nucleofiacutelicas

ozono en agua para formar radicales hidroxilo se produce a traveacutes del siguiente mecanismo

(Andreozzi et al 1999) Donde los iones de hidroacutexido

ଷ ܪ ଶ ଶܪ

ଷ ଶܪ ଶܪ

lowast ଷlowast

ଶܪlowast ାܪ ଶ

lowast




estos compuestos por tratamientos bioloacutegicos tradicionales En estos casos una

alternativa es la aplicacioacuten de procesos de oxidacioacuten avanzada (AOPs)

AOPs son los meacutetodos de oxidacioacuten basados en la generacioacuten de radicales intermedios

lo (OH) que son extremadamente reactivos y menos selectivo

oxidantes (por ejemplo el cloro el ozono molecular) Su potencial de oxidacioacuten estaacutendar (E


oxidacioacuten de una gran variedad de compuestos orgaacutenicos (Hernaacutendez et al 2002

Estos radicales se producen con agentes oxidantes como el ozono (O

) a menudo en combinacioacuten con catalizadore

rayos ultravioletas En estos procesos se espera que los compuestos

en especies menos refractarias (menos toacutexicas y maacutes biodegradables) o

y H2O A veces los metabolitos producidos son potencialmente maacutes


Ejemplos de AOPs incluyen ozonizacioacuten Fenton foto-Fenton la fotoacutelisis la fotocataacutelisis de


sis

El ozono es un oxidante fuerte (E0=207 V) capaz de actuar directa o indirectamente Para una


engan enlaces carbono-carbono dobles bonos aromaacuteticos o aacutetomos

xiacutegeno o azufre (Ikehata et al 2006) ya que soacutelo reacciona selectivamente

nucleofiacutelicas (Stockinger et al 1995) De lo contrario la descomposicioacuten del

ar radicales hidroxilo se produce a traveacutes del siguiente mecanismo

(Andreozzi et al 1999) Donde los iones de hidroacutexido inician la reaccioacuten



En estos casos una

radicales intermedios los

y menos selectivos que otros

Su potencial de oxidacioacuten estaacutendar (E0=28

V) es mayor que los oxidantes convencionales que les hace extremadamente eficaces en la

(Hernaacutendez et al 2002 Bautitz y

Estos radicales se producen con agentes oxidantes como el ozono (O3) o el

) a menudo en combinacioacuten con catalizadores metaacutelicos o


s y maacutes biodegradables) o

idos son potencialmente maacutes

Fenton la fotoacutelisis la fotocataacutelisis de

207 V) capaz de actuar directa o indirectamente Para una


bles bonos aromaacuteticos o aacutetomos

2006) ya que soacutelo reacciona selectivamente

(Stockinger et al 1995) De lo contrario la descomposicioacuten del


(2)

(3)

(4)


20

ଶכ ଷ ଶ ଷ

כ

ଷכ ାܪ ଷܪ

lowast

ଷܪlowast lowastܪ ଶ

De acuerdo con las reacciones (2) y (3) el inicio de la descomposicioacuten del ozono puede ser

artificialmente acelerado por el aumento del valor del pH

La reaccioacuten (8) es un proceso raacutepido y juega un papel importante en aguas con bajo contenido de

carbono orgaacutenico disuelto y alcalinidad (Gunten 2003) ya que puede reducir la capacidad de

oxidacioacuten del sistema

lowastܪ ଷ ଶܪlowast ଶ

Esta teacutecnica tiene la ventaja de que se aplica cuando

efluentes son fluctuantes Sin embargo el elevado cost

energiacutea necesaria para abastecer el proceso constituye algunas de las desventajas Limitaciones

en la transferencia de masa son tambieacuten un factor relevante a considerar en el proceso de

oxidacioacuten con ozono Estos sistemas requieren la transferencia de moleacuteculas de ozono de la fase

gaseosa a la fase liacutequida donde se produce el ataque a las moleacuteculas orgaacutenicas En muchos casos

la tasa de consumo de ozono por unidad de volumen puede ser tan alta que la transferencia de

masa es el paso limitante reduciendo la eficiencia del p

explotacioacuten (Britto y Rangel 2008)

presencia de materia orgaacutenica soacutelidos suspendido

tambieacuten por el pH y la temperatura

Varios estudios han sido desarrollad

antibioacuteticos Por ejemplo Andreozzi y

(2004) Cokgor et al (2004) y Arslan

β-lantaacutenidos utilizando esta teacutecnica Llegaron

remocioacuten que se logroacute (La remocioacuten de

incluso para los tiempos de tratamiento prolongados Todos los autores estudiaron la influencia

del pH sobre el proceso Todos concluyeron


s reacciones (2) y (3) el inicio de la descomposicioacuten del ozono puede ser


(8) es un proceso raacutepido y juega un papel importante en aguas con bajo contenido de

alcalinidad (Gunten 2003) ya que puede reducir la capacidad de

(8)

Esta teacutecnica tiene la ventaja de que se aplica cuando el grado de flujo yo composicioacuten de los

Sin embargo el elevado costo de equipo y mantenimiento asiacute como la

ecer el proceso constituye algunas de las desventajas Limitaciones

transferencia de masa son tambieacuten un factor relevante a considerar en el proceso de


aseosa a la fase liacutequida donde se produce el ataque a las moleacuteculas orgaacutenicas En muchos casos


masa es el paso limitante reduciendo la eficiencia del proceso y el aumento de los costo

(Britto y Rangel 2008) Ademaacutes el rendimiento de ozonizacioacuten se ve afectada por la

presencia de materia orgaacutenica soacutelidos suspendidos carbonato bicarbonato e iones de cloro y

tambieacuten por el pH y la temperatura (Andreozzi et al 1999 Gunten 2003)

Varios estudios han sido desarrollados sobre la ozonizacioacuten aplicada a las aguas contaminadas con

antibioacuteticos Por ejemplo Andreozzi y et al (2005) Balcioglu y Oumltker (2003) Arslan

l (2004) y Arslan-Alaton y Caglayan (2005 2006) estudioacute la degradacioacuten de los

os utilizando esta teacutecnica Llegaron a la conclusioacuten que a pesar de la alta eficiencia de

La remocioacuten de DQOgt 50) el grado de mineralizacioacuten fue baja (


concluyeron que las tasas de degradacioacuten aumentaron


(5)

(6)

(7)




o composicioacuten de los

de equipo y mantenimiento asiacute como la






el aumento de los costos de

Ademaacutes el rendimiento de ozonizacioacuten se ve afectada por la

iones de cloro y

a las aguas contaminadas con

glu y Oumltker (2003) Arslan-Alaton et al

la degradacioacuten de los

a alta eficiencia de

fue baja (asymp20)


entaron al aumentar


21

el pH como consecuencia de la mejora de la tasa

mejorando las velocidades de transferencia de masa

ozonizacioacuten Si el valor del pH no estaacute bien co

puede ocasionar una acumulacioacuten de aacutecidos carboxiacutelicos Estos afectaraacute

reaccioacuten y su mecanismo asiacute como las

El mismo estudio se realizoacute para otras clases de antibioacuteticos tales como l

2004) Los macroacutelidos (Ternes et al 2003 Huber et al 2003 2005a b Lange et al 2006 Lin et

al 2009) quinolonas (Balcioglu y Otker 2003 De Witte et al 2009)

2003 2005a b Ternes et al 2003 Dantas et al 2008

2008) En general se encontroacute que para todas estas clases estudiadas

por encima de 76 acompantildeado por una baja extraccioacuten de carbono orgaacutenico total y un ligero

aumento en la biodegradabilidad

antibioacuteticos β-lactaacutemicos Los resultados de la ecotoxicidad de los efluentes tratados no

consensual Algunos autores sugieren que los m

que el compuesto original (Lange et al 2006)

praacutecticamente sin cambios (Dantas et al 2008)

de la toxicidad en el efluente (Li et al 2008)

generalizar y depende del compuesto que se oxida

Con el fin de mejorar el rendimiento de este tipo de tratamiento es posible combinar la capa de

ozono con peroacutexido de hidroacutegeno irradiacioacuten UV o catalizadores

ozono en soluciones acuosas produce peroacutexido de hidroacutegeno directamente que inicia la

descomposicioacuten adicional de ozono residual en radicales hidroxilo por el siguie

(Hernaacutendez et al2002)

ଶ ଶܪ௩ሱሮ ଶ

ଶଶܪ ଶ + ܪ

ଷ ଶܪ ଷ

lowast

ଷ ଶܪ ଷ

lowast


el pH como consecuencia de la mejora de la tasa de descomposicioacuten de ozono en radicales libres

idades de transferencia de masa Este es un punto criacutetico en el proceso de

ozonizacioacuten Si el valor del pH no estaacute bien controlado una disminucioacuten del pH durante el proceso

ulacioacuten de aacutecidos carboxiacutelicos Estos afectaraacuten a la velocidad de

asiacute como las tasas de absorcioacuten de la capa de ozono

El mismo estudio se realizoacute para otras clases de antibioacuteticos tales como lincosamidas

(Ternes et al 2003 Huber et al 2003 2005a b Lange et al 2006 Lin et

glu y Otker 2003 De Witte et al 2009) sulfamidas

2003 2005a b Ternes et al 2003 Dantas et al 2008 Lin et al 2009) y tetraciclinas

En general se encontroacute que para todas estas clases estudiadas la degradacioacuten

acompantildeado por una baja extraccioacuten de carbono orgaacutenico total y un ligero

adabilidad de los efluentes Se obtuvieron menores degradaciones

lactaacutemicos Los resultados de la ecotoxicidad de los efluentes tratados no

Algunos autores sugieren que los metabolitos producidos son menores

(Lange et al 2006) otros encuentran que la ecotoxicidad se mantiene

(Dantas et al 2008) y todaviacutea hay autores que reportaron

(Li et al 2008) Por lo tanto este es un problema que no se pueden



ozono con peroacutexido de hidroacutegeno irradiacioacuten UV o catalizadores En el primer caso la fotoacutelisis de


descomposicioacuten adicional de ozono residual en radicales hidroxilo por el siguiente mecanismo

ሮ ଶଶܪ (9)

ାܪ (10)

ଷlowast ଶܪ

lowast (11)

ଷlowast ଶܪ

lowast (12)


de descomposicioacuten de ozono en radicales libres

Este es un punto criacutetico en el proceso de

una disminucioacuten del pH durante el proceso

a la velocidad de

incosamidas (Qiang et al


sulfamidas (Huber et al

y tetraciclinas (Li et al

degradacioacuten se obtuvo


enores degradaciones en los

lactaacutemicos Los resultados de la ecotoxicidad de los efluentes tratados no fue

etabolitos producidos son menores inhibidores

otros encuentran que la ecotoxicidad se mantiene

hay autores que reportaron un aumento

tanto este es un problema que no se pueden


En el primer caso la fotoacutelisis de


nte mecanismo


22

La escisioacuten homoliacutetica del peroacutexido de hidroacutegeno por la luz UV produce tambi

hidroxilo

ଶଶܪ௩ሱሮ ܪʹ

La luz UV utilizada en este proceso puede degradar algunos compuestos por fotoacutelisis directa o

pueden excitar las moleacuteculas de los microcontaminantes hacieacutendolas maacutes susceptibles al ataque

de los radicales hidroxilo

Otra posibilidad para mejorar el rendimiento de ozonizacioacuten es la combinacioacuten de O

perozonizacioacuten El mecanismo para la formacioacuten de radi

por UVO3 pero en este caso el peroacutexido de hidroacutegeno se antildeade a partir de una fuente externa El

mecanismo de reaccioacuten es descrita por

ଶଶܪ ଶܪ ሬሬሬ ଷܪ

ଷ ܪ ଶܪ +

ଷ ଶܪ lowastܪ

La produccioacuten de radicales hidroxilo por pero

reacciones (17) y (18)

ଷ ଶlowast ଷ

lowast +

ଷlowast ଶܪ lowastܪ

Este proceso se puede utilizar en los efluentes turbio

Esta teacutecnica se ha investigado en los uacuteltimos diez antildeos

degradacioacuten por perozonizacioacuten

perozonizacioacuten no ha traiacutedo ninguna ventaja sobre la ozonizacioacuten Sin embargo otros autores

verificaron que la adicioacuten de pequentildeas cantidades de peroacutexido de hidroacutegeno aumentoacute la eficiencia

de remocioacuten (hasta un 15) y de la biodegradabilidad de efluentes

2006 De Witte et al 2009) pero fue la ecotoxicidad no totalmente eliminado Sin embargo la

adicioacuten de altas concentraciones de H

como un eliminador de radicales libres



(13)


las moleacuteculas de los microcontaminantes hacieacutendolas maacutes susceptibles al ataque


perozonizacioacuten El mecanismo para la formacioacuten de radicales hidroxilo es similar a las presentadas

pero en este caso el peroacutexido de hidroacutegeno se antildeade a partir de una fuente externa El

mecanismo de reaccioacuten es descrita por Hernaacutendez et al (2002)

ଷାܪଶ

(14

+ ଶ (15

ଶlowast ଶ (16

La produccioacuten de radicales hidroxilo por perozonizacioacuten tambieacuten puede producirse a traveacutes de

ଶ (17

ଶ (18

utilizar en los efluentes turbios que no se producen con el sistema anterior

Esta teacutecnica se ha investigado en los uacuteltimos diez antildeos Balcio ~ glu y Otker (2003)

nizacioacuten de los beta-lactaacutemicos y antibioacuteticos quinolonas concluyendo que

traiacutedo ninguna ventaja sobre la ozonizacioacuten Sin embargo otros autores


de remocioacuten (hasta un 15) y de la biodegradabilidad de efluentes (Arslan-Alaton y Cag

pero fue la ecotoxicidad no totalmente eliminado Sin embargo la

adicioacuten de altas concentraciones de H2O2 no mejoraraacute la eficacia del proceso ya que puede actuar



La escisioacuten homoliacutetica del peroacutexido de hidroacutegeno por la luz UV produce tambieacuten radicales

)



Otra posibilidad para mejorar el rendimiento de ozonizacioacuten es la combinacioacuten de O3 con H2O2 -

cales hidroxilo es similar a las presentadas


14)

15)

16)

tambieacuten puede producirse a traveacutes de

17)

18)

o se producen con el sistema anterior

Balcio ~ glu y Otker (2003) estudiaron la

as concluyendo que



Alaton y Caglayan


no mejoraraacute la eficacia del proceso ya que puede actuar


23

La Ozonizacioacuten podriacutea ser aplicad

este proceso estaacute limitado por cuestiones de transferencia de masa Asiacute en comparacioacuten con otros

meacutetodos oxidantes se requiere una mayor cantidad de oxidante para tratar la c

del mismo Los resultados obtenidos en diversos estudios

altas eficiencias de degradacioacuten el

efluentes se mantiene o aumentan

del pH lo que requiere un control sobre el rango de trabajo Por estas razones y debido al alto

costo de los equipos y la energiacutea necesaria para abastecer el proceso esta metodologiacutea no parece

ser adecuada para el tratamiento del

2222 Fenton y foto-Fenton

En la deacutecada de 1890 John Henry Horstman

de peroacutexido de hidroacutegeno e iones ferrosos que tiene fuertes propiedades oxidantes

2009) La oxidacioacuten de Fenton puede ocurrir en los sistemas

la primera ha sido hasta ahora el maacutes utilizado

En la oxidacioacuten homogeacutenea el reactivo de Fenton consiste en una solucioacuten de peroacutexido de

hidroacutegeno y un catalizador de sal de hierro (iones ferrosos o feacuterricos) en medio aacutecido A partir de

este reactivo los radicales hidroxilo se forman a traveacutes de un mecanismo de radicales Los pasos

principales del mecanismo de reaccioacuten son

Britto y Rangel 2008)

ଶାܨ ଶଶܪ ଷାܨ +

ଷାܨ ଶଶܪlarr ାܪ + ܨ

ܨ ଶା(ଶܪ) ଶାܨ + ܪ

ܨ ଶାܪ ଶଶܪ ܨ ܪ)

ܨ ା(ଶܪ)(ܪ) ଶାܨ

lowastܪ ݎ ݑݏ ݐݏ

Una forma de aumentar la eficiencia del proceso de oxidacioacuten es su conjugacioacuten con la radiacioacuten

UV - foto-Fenton (Gonzaacutelez et al 2007 trovo et al 2008 2009 Elmolla y Chaudhuri 2009a b


riacutea ser aplicada a las tasas de flujo fluctuantes y composiciones Sin embargo

por cuestiones de transferencia de masa Asiacute en comparacioacuten con otros

se requiere una mayor cantidad de oxidante para tratar la carga contaminante

mismo Los resultados obtenidos en diversos estudios demuestran que aunque

altas eficiencias de degradacioacuten el grado de mineralizacioacuten es bajo y la ecotoxicidad de los

efluentes se mantiene o aumentan Ademaacutes esta metodologiacutea es extremadamente dependiente



atamiento del agua contaminada

1890 John Henry Horstman Fenton desarrolloacute el reactivo de Fenton una solucioacuten


La oxidacioacuten de Fenton puede ocurrir en los sistemas homogeacuteneos o heterogeacuteneos aunque



zador de sal de hierro (iones ferrosos o feacuterricos) en medio aacutecido A partir de


principales del mecanismo de reaccioacuten son (Andreozzi et al 1999 Arslan Alaton y Gurses 2004

+ ܪ lowastܪ

ܨ ଶା(ଶܪ)

ଶܪlowast

ା(ଶܪ)(ܪ) ାܪ

ା ଶܪlowast ܪ

ݑݏ ݐݏ ଶܪ ݎ ݐ ݎ ݑ ݏݐ ଶܥ ଶܪ


(Gonzaacutelez et al 2007 trovo et al 2008 2009 Elmolla y Chaudhuri 2009a b


a las tasas de flujo fluctuantes y composiciones Sin embargo


arga contaminante

muestran que aunque se consiguen

y la ecotoxicidad de los

dologiacutea es extremadamente dependiente



Fenton desarrolloacute el reactivo de Fenton una solucioacuten

de peroacutexido de hidroacutegeno e iones ferrosos que tiene fuertes propiedades oxidantes (Gan et al

o heterogeacuteneos aunque




y Gurses 2004

(19)

(20)

(21)

(22)

(23)

ଶሺʹ Ͷሻ




24

Bautitz y Nogueira 2010) El uso de radiacioacuten puede au

se debe principalmente a la regeneracioacuten de

hidroxilo por la fotoacutelisis de complejos feacuterricos (Ec (25))

ܨ ଶାܪ௩ሱሮ ଶାܨ + ܪ

La produccioacuten de radicales hidroxilo a traveacutes

tambieacuten es posible El uso de la radiacioacuten solar constituye una ventaja ya que disminuy

significativamente los costos globales de tratamiento

El rendimiento de estos procesos se ve

catalizador de peroacutexido de hidroacutegeno y la concentracioacuten de destino

valor de pH es una variable muy importante en la eficiencia de los procesos Fenton y foto

Para valores de pH por debajo de 3 la reaccioacuten de Fent

provocando la reduccioacuten de radicales hidroxilo en solucioacuten El peroacutexido de hidroacutegeno es

estable a pH bajo debido a la formacioacuten de iones oxonio (

presumiblemente reduce en gran medida su reactividad con iones ferrosos

2009a b) Algunos autores tambieacuten sugieren que a un pH bajo los valores de la cantidad de hierro

soluble en Fe3+ disminuye la inhibicioacuten de la formacioacuten de radicales OH

1-2 existe una inhibicioacuten de la formacioacuten de radicales hidroxilo

Peres 2006)

lowastܪ ାܪ rarr ܪ

Para valores de pH por encima de 4 ocurre una precipita

regeneracioacuten de las especies activas Fe

2010) Ademaacutes de eso una elevacioacuten excesiva del pH promueve la formacioacuten de iones HO

compactacioacuten de los radicales OH por iones de carbonato y bicarbonato Este estrecho intervalo

de pH de funcionamiento constituye una desventaja

el catalizador disuelto El sistema heterogeacuteneo llena estos vaciacuteos ya que el catalizador es

inmovilizado en una matriz heterogeacutenea permitiendo trabajar en toda la gama de pH y de

recuperar el catalizador del efluente tratado


El uso de radiacioacuten puede aumentar la eficiencia de este proceso esto

se debe principalmente a la regeneracioacuten del ion ferroso y la produccioacuten adicional de radicales


lowastܪ

La produccioacuten de radicales hidroxilo a traveacutes de la fotoacutelisis directa H2O2UV (reaccioacuten lenta)


s globales de tratamiento

El rendimiento de estos procesos se ven afectados principalmente por el pH temperatura

catalizador de peroacutexido de hidroacutegeno y la concentracioacuten de destino-compuesto De hecho el

variable muy importante en la eficiencia de los procesos Fenton y foto

Para valores de pH por debajo de 3 la reaccioacuten de Fenton (Ec (19)) se ve muy afectada


formacioacuten de iones oxonio ଷଶܪ)ା) lo que mejora su estabilidad y

presumiblemente reduce en gran medida su reactividad con iones ferrosos (Elmolla y Chaudhuri

Algunos autores tambieacuten sugieren que a un pH bajo los valores de la cantidad de hierro

disminuye la inhibicioacuten de la formacioacuten de radicales OH Por otro lado a un pH de

ormacioacuten de radicales hidroxilo debido a los iones de H

)ଶܪ

cima de 4 ocurre una precipitacioacuten de oxihidroacutexidos inhibiendo tanto la

regeneracioacuten de las especies activas Fe2+ y la formacioacuten de radicales hidroxilo (El

Ademaacutes de eso una elevacioacuten excesiva del pH promueve la formacioacuten de iones HO


de pH de funcionamiento constituye una desventaja asiacute como la necesidad comuacuten de recuperar



ente tratado (bobu et al 2008)


mentar la eficiencia de este proceso esto

ion ferroso y la produccioacuten adicional de radicales

(25)

(reaccioacuten lenta)

tambieacuten es posible El uso de la radiacioacuten solar constituye una ventaja ya que disminuye

principalmente por el pH temperatura

compuesto De hecho el

variable muy importante en la eficiencia de los procesos Fenton y foto-Fenton

on (Ec (19)) se ve muy afectada

provocando la reduccioacuten de radicales hidroxilo en solucioacuten El peroacutexido de hidroacutegeno es maacutes

) lo que mejora su estabilidad y

(Elmolla y Chaudhuri


Por otro lado a un pH de

debido a los iones de H+ (Lucas y

(26)

ioacuten de oxihidroacutexidos inhibiendo tanto la

(El-Desoky et al

Ademaacutes de eso una elevacioacuten excesiva del pH promueve la formacioacuten de iones HO2- y la


asiacute como la necesidad comuacuten de recuperar




25

Por lo general el aumento de la temperatura afecta positivamente los procesos Fenton y foto

Fenton porque se produce un aumento en la energiacutea cineacutetica y en consecuencia la velocidad de

reaccioacuten aumenta tambieacuten Sin emb

el proceso de descomposicioacuten del peroacutexido de hidroacutegeno (ecuacioacuten (27)) disminuyendo la

cantidad disponible para la reaccioacuten

ଶଶܪʹ ଶܪʹ

Una disminucioacuten en la eficiencia del proceso

peroacutexido de hidroacutegeno La recombinac

reaccioacuten entre ellos y el peroacutexido de

lowastܪ lowastܪ ଶܪ

lowastܪ ଶܪlowast ଶܪ

lowastܪ ଶଶܪ ଶܪ

Este tipo de sistema es atractivo

abundante y ademaacutes es un elemento

y ambientalmente seguro

Varios estudios se han realizado

de antibioacuteticos β-lactaacutemicos (Arslan

et al 2008 Elmolla y Chaudhuri

lincosamidas (Bautitz y Nogueira

sulfamidas (Gonzaacutelez et al 2007

y Nogueira 2007)

En todos estos trabajos de investigacioacuten se puede observar que aunque

buenos resultados (una eficiencia

44 la eliminacioacuten de TOCgt 20 y un ligero aum

ser maacutes eficiente (con una eficiencia en la

56 la eliminacioacuten de TOCgt 50) Comparando en las mismas condiciones del proceso oscuro

Fenton con foto-Fenton estaacute claro que el uacuteltimo meacutetodo conduce a altas tasas de degradacioacuten

con una mejora en la biodegradabilidad y sobre los niveles de mineraliza




reaccioacuten aumenta tambieacuten Sin embargo tambieacuten es posible que se produzca una aceleracioacuten en



ଶ (27

la eficiencia del proceso tambieacuten puede tener lugar si se utiliza

La recombinacioacuten de radicales hidroxilo (ecuaciones (28) y

peroacutexido de hidroacutegeno (ecuacioacuten (30)) puede explicar este hecho

ଶ (28

ଶ (29

ଶlowast ଶሺ30ܪ

es atractivo debido a que utiliza reactivos de bajo costo como el hierro que es

elemento no toacutexico y el peroacutexido de hidroacutegeno que es faacutecil de manejar

se han realizado sobre la aplicabilidad de estas dos teacutecnicas a las diferentes

Arslan-Alaton y Dogruel 2004 Arslan-Alaton y Gurses

y Chaudhuri 2009a b Rozas et al 2010) imidazoles (Shemer

y Nogueira 2007) quinolonas (bobu et al 2008 Guinea

2007 trovo et al 2009 Peacuterez-Moya et al 2010) tetraciclinas

En todos estos trabajos de investigacioacuten se puede observar que aunque el Fenton produce

eficiencia de degradacioacuten por encima de 53 una remocioacuten de la

44 la eliminacioacuten de TOCgt 20 y un ligero aumento en biodegradacioacuten) la foto

con una eficiencia en la degradacioacuten por encima de 74 remocioacuten de DQOgt


Fenton estaacute claro que el uacuteltimo meacutetodo conduce a altas tasas de degradacioacuten

con una mejora en la biodegradabilidad y sobre los niveles de mineralizacioacuten Peacuterez


Por lo general el aumento de la temperatura afecta positivamente los procesos Fenton y foto-


argo tambieacuten es posible que se produzca una aceleracioacuten en


27)

se utiliza un exceso de

(28) y (29)) y la

este hecho

28)

29)

30)

como el hierro que es

es faacutecil de manejar

a las diferentes clases

Gurses 2004 trovo

Shemer et al 2006)

ea et al 2009)

tetraciclinas (Bautitz

Fenton produce

una remocioacuten de la DQOgt

) la foto-Fenton parece

degradacioacuten por encima de 74 remocioacuten de DQOgt

56 la eliminacioacuten de TOCgt 50) Comparando en las mismas condiciones del proceso oscuro-


Peacuterez-Moya et al


26

(2010) tambieacuten concluyeron en sus pruebas con foto

primeras etapas de reaccioacuten y gradualmente disminuyeron con el tiempo

fue elaborado por Guinea et al (2009) quien

por oxidacioacuten Fenton Llegaron a la conclusioacuten de que las etapas iniciales del proceso era

eficientes pero el proceso llevoacute raacutepidamente a la formacioacuten de compuestos refractarios

aumentando la toxicidad de los efluentes

En general la presencia de luz UV

rendimiento del tratamiento Sin embargo la foto

residuales con alto contenido de materia org

hospital municipal y las aguas residuales de la fabricacioacuten de antibioacuteticos

impide la penetracioacuten de la radiacioacuten UV Aunque el proceso

eliminacioacuten y la mineralizacioacuten

matrices No obstante Fenton y foto

bajas de DQO pero aguas con alta concentracioacuten de iones (por ejemplo agua de ma

ser tratados por estos meacutetodos debido a Cl

mencionoacute anteriormente en ambos casos es importante controlar el pH en el intervalo de

funcionamiento a fin de evitar la formacioacuten de lodos (

2223 Fotoacutelisis

La fotolisis es la descomposicioacuten o diso

natural o artificial Dos foto-inducidos por los procesos son comuacutenmente aplicados fotoacutelisis

directa e indirecta En el primer caso los compuestos orgaacutenicos absorben la luz UV y puede

reaccionar con los componentes de la matriz de agua o sufren de auto

al 2004 Giokas y Vlessidis 2007 Shaojun et al 2008 Jiao et al 2008 trovo et al 2009)

indirecta consiste en la foto-degradacioacuten por

hidroxilo o peroxilo (Arslan Alaton y Dogruel 2004 Giokas y Vlessidis 2007)

deben ser producidos por fotoacutelisis de

de agua o por adicioacuten externa

hidroacutegeno produciendo los radicales hidroxilo) o incluso la capa de ozono Aunque ambos

procesos directos e indirectos pueden ocurrir simultaacuteneamente la fotoacutelisis indirecta juega el papel

maacutes importante en la vida media de los contaminantes


tambieacuten concluyeron en sus pruebas con foto-Fenton aumento la toxicidad durante las

primeras etapas de reaccioacuten y gradualmente disminuyeron con el tiempo La conclusioacuten opuesta

fue elaborado por Guinea et al (2009) quien estudioacute la enrofloxacina (quinolona) la degradacioacuten


pero el proceso llevoacute raacutepidamente a la formacioacuten de compuestos refractarios

cidad de los efluentes

En general la presencia de luz UV en el proceso de Fenton (foto-Fenton) parece mejorar el

rendimiento del tratamiento Sin embargo la foto-Fenton es generalmente inaplicable a las aguas

residuales con alto contenido de materia orgaacutenica (altas concentraciones de DQO tales como

las aguas residuales de la fabricacioacuten de antibioacuteticos) ya que la turbidez

diacioacuten UV Aunque el proceso Fenton produce menor eficiencia de

a mineralizacioacuten parece potencialmente aplicable para el tratamiento de estas

y foto-Fenton son aplicaciones a las matrices con concentraciones

pero aguas con alta concentracioacuten de iones (por ejemplo agua de ma

ser tratados por estos meacutetodos debido a Cl- NO3- CO3

-2 y HCO3- son carrontildeeros de


tar la formacioacuten de lodos (hidroacutexidos precipitados)

is es la descomposicioacuten o disociacioacuten de los compuestos quiacutemicos causados

inducidos por los procesos son comuacutenmente aplicados fotoacutelisis


n los componentes de la matriz de agua o sufren de auto-descomposicioacuten

Giokas y Vlessidis 2007 Shaojun et al 2008 Jiao et al 2008 trovo et al 2009)

degradacioacuten por fotosensibilizantes como el oxiacutegeno y los radicales

(Arslan Alaton y Dogruel 2004 Giokas y Vlessidis 2007) Estos oxidantes

por fotoacutelisis de sustancias huacutemicas e inorgaacutenicas presentes en las matrices

de agua o por adicioacuten externa de peroacutexido de hidroacutegeno (escisioacuten homoliacutetica de peroacutexido de



mportante en la vida media de los contaminantes (Giokas y Vlessidis 2007)


aumento la toxicidad durante las

La conclusioacuten opuesta

estudioacute la enrofloxacina (quinolona) la degradacioacuten

por oxidacioacuten Fenton Llegaron a la conclusioacuten de que las etapas iniciales del proceso eran muy


Fenton) parece mejorar el

aplicable a las aguas

aacutenica (altas concentraciones de DQO tales como

) ya que la turbidez

Fenton produce menor eficiencia de

para el tratamiento de estas

a las matrices con concentraciones

pero aguas con alta concentracioacuten de iones (por ejemplo agua de mar) no pueden

de OH+ Como se


ciacioacuten de los compuestos quiacutemicos causados por la luz



descomposicioacuten (Boreen et

Giokas y Vlessidis 2007 Shaojun et al 2008 Jiao et al 2008 trovo et al 2009) Fotolisis

como el oxiacutegeno y los radicales

Estos oxidantes

presentes en las matrices

de peroacutexido de hidroacutegeno (escisioacuten homoliacutetica de peroacutexido de




27

El rendimiento de la fotoacutelisis depende del espectro de absorcioacuten del m

intensidad de la radiacioacuten y la frecuencia el H

matriz (Kuumlmmerer 2009) Las aguas naturales tienen diferentes sustancias que o bien pueden

inhibir o mejorar el proceso al eliminar (materia orgaacutenica) o la generacioacuten de especies oxidantes

(sustancias huacutemicas e inorgaacutenicos como metales disu

eficaz que las otras en las que la radiacioacuten se combina con peroacutexido de hidroacutegeno ozono o

catalizadores La Fotoacutelisis en condiciones de irradiacioacuten solar en lugar de utilizar

vapor de mercurio (λ lt280 nm) se ha considerado un meacutetodo prometedor para degradar los

antibioacuteticos en el medio acuaacutetico natural (Jiao et al 2008)

Este proceso es extremadamente dependiente de la estructura quiacutemica del compuesto Soacutelo los

compuestos foto-sensibles se deg

degradacioacuten de metronidazol (Imidazol) y llegaron a la conclusioacuten de que

del 6-12 Como era de esperar concluyen que el uso de UVH

67 Shaojun et al (2008) y Jiao et al (2008)

de antibioacuteticos muy sensibles a la luz Se obtuvo el traslado de altas (aproximadamente 80) pero

la eliminacioacuten de TOC muy baja (14) que demuestran la produ

En su estudio tambieacuten se encontroacute que la toxicidad del efluente tratado fue mayor que la original

Shaojun et al (2008) proboacute la influencia de la materia orgaacutenica disuelta los aacutecidos huacutemicos sobre

todo en el tratamiento de la fotoacutelisis Se demostroacute que la fotoacutelisis se mejoroacute por bajas

concentraciones de estos compuestos Sin embargo para concentraciones relativamente altas

hubo un efecto inhibidor ya qu

Otros autores estudiaron la degradacioacuten de los diferentes antibioacuteticos que pertenecen a otras

clases tales como las quinolonas y sulfonamidas logrando

al 2002 Arslan Alaton y Dogruel 2004)

alta degradacioacuten (Trovo et al 2009)

Comparando este meacutetodo con los otros descritos hasta ahora esto es relativamente ineficaz en el

tratamiento de matrices acuosas contaminadas con antibioacuteticos Esta tecnologiacutea soacutelo es aplica

las aguas residuales que contienen compuestos fotosensibles y aguas con concentraciones de DQO

bajo (por ejemplo los riacuteos las aguas potables)


sis depende del espectro de absorcioacuten del meta-

intensidad de la radiacioacuten y la frecuencia el H2O2 y la concentracioacuten de O3 (si se utiliza)



(sustancias huacutemicas e inorgaacutenicos como metales disueltos) Esta teacutecnica ha demostrado ser menos


Fotoacutelisis en condiciones de irradiacioacuten solar en lugar de utilizar

lt280 nm) se ha considerado un meacutetodo prometedor para degradar los


ste proceso es extremadamente dependiente de la estructura quiacutemica del compuesto Soacutelo los

sensibles se degradan faacutecilmente Shemer et al (2006) estudiaron la foto

(Imidazol) y llegaron a la conclusioacuten de que se logroacute

Como era de esperar concluyen que el uso de UVH2O2 aumento la eliminacioacuten de

haojun et al (2008) y Jiao et al (2008) estudioacute la degradacioacuten de las tetraciclinas un grupo


la eliminacioacuten de TOC muy baja (14) que demuestran la produccioacuten de compuestos intermedios


proboacute la influencia de la materia orgaacutenica disuelta los aacutecidos huacutemicos sobre

de la fotoacutelisis Se demostroacute que la fotoacutelisis se mejoroacute por bajas


hubo un efecto inhibidor ya que los aacutecidos huacutemicos se comportaron como filtros de irradiacioacuten

os autores estudiaron la degradacioacuten de los diferentes antibioacuteticos que pertenecen a otras

clases tales como las quinolonas y sulfonamidas logrando remociones a niveles bajos

al 2002 Arslan Alaton y Dogruel 2004) o los tiempos de reaccioacuten muy largos para obtener una

(Trovo et al 2009)






-compuesto la

(si se utiliza) y el tipo de



eltos) Esta teacutecnica ha demostrado ser menos


Fotoacutelisis en condiciones de irradiacioacuten solar en lugar de utilizar laacutemparas de



radan faacutecilmente Shemer et al (2006) estudiaron la foto-

se logroacute la eliminacioacuten

aumento la eliminacioacuten de 58 a

estudioacute la degradacioacuten de las tetraciclinas un grupo


ccioacuten de compuestos intermedios





como filtros de irradiacioacuten


remociones a niveles bajos (Adams et

uy largos para obtener una


tratamiento de matrices acuosas contaminadas con antibioacuteticos Esta tecnologiacutea soacutelo es aplicable a



28

2224 Fotocataacutelisis usando un Semiconductor

La fotocataacutelisis con semiconductores

inducido de agua en electrodos de TiO

partiacuteculas de semiconductores

reacciones redox de los sustratos orgaacuteni

En fotocataacutelisis con semiconductores las reacciones de degradacioacuten oxidativa

presencia de tres componentes baacutesicos un catalizador

un semiconductor inorgaacutenico tales como dioacutexido de tit

y un agente oxidante adecuado (Calza et al 2004 Addamo et al 2005 Baran et al 2006 Reyes y

otros 2006 Hu et al 2007 Abellaacuten et al 2007 Palominos et al 2008 Klauso

Elmolla y Chaudhuri 2010a b c)

semiconductor (normalmente TiO

por luz artificial o solar Un semiconductor se ca

aacuterea entre ellos es la banda prohibida La absorcioacuten de fotones con energiacutea superior a los

resultados de energiacutea de la banda brecha en la promocioacuten de un electroacuten de la valencia a la banda

de conduccioacuten con una generacioacuten concomitante

al 1999 Melo et al 2009)

ଶ

௩ሱሮ ଶ( + ℎ

Estos agujeros tienen un potencial de oxidacioacuten

radicales hidroxilo de las moleacuteculas de agua

semiconductor (Andreozzi et al 1999

ଶ(ℎା) ଶௗ௦ܪ

ଶ(ℎା) ܪ rarr

Los electrones formados pueden

iones (O2) que posteriormente en

ଶכ ଶܪ ଶܪ

lowast + ܪ

ଶܪʹlowast ଶଶܪ ଶ



La fotocataacutelisis con semiconductores comenzoacute despueacutes del descubrimiento de la divisioacuten de foto

electrodos de TiO2 Maacutes tarde los investigadores encontraron que las

de semiconductores que son iluminadas podriacutean catalizar una amplia gama de

reacciones redox de los sustratos orgaacutenicos e inorgaacutenicos (Fujishima et al 2007)

semiconductores las reacciones de degradacioacuten oxidativa

presencia de tres componentes baacutesicos un catalizador con superficie fotosensible (normalmente

tales como dioacutexido de titanio) una fuente de energiacutea como el

(Calza et al 2004 Addamo et al 2005 Baran et al 2006 Reyes y


Elmolla y Chaudhuri 2010a b c) El principio de esta metodologiacutea implica la activacioacuten de un

semiconductor (normalmente TiO2 debido a su alta estabilidad buen rendimiento y bajo costo)

Un semiconductor se caracteriza por bandas de valencia y conduccioacuten y el



con una generacioacuten concomitante de agujero en la banda de valencia (Andreozzi et

ℎା) (31

potencial de oxidacioacuten muy alto lo cual es suficiente

las moleacuteculas de agua o iones hidroacutexido adsorbidos sobre la

et al 1999)

ௗ௦ ଶ ௗ௦ܪlowast ାܪ (32

rarr ଶ ௗ௦ܪlowast (33

formados pueden reducir el oxiacutegeno disuelto creando un radical

) que posteriormente en convertida en H2O2 (Eq (34-36))

ܪ (

(


descubrimiento de la divisioacuten de foto-

encontraron que las

catalizar una amplia gama de

semiconductores las reacciones de degradacioacuten oxidativas requieren la

fotosensible (normalmente

anio) una fuente de energiacutea como el fotoacuten


otros 2006 Hu et al 2007 Abellaacuten et al 2007 Palominos et al 2008 Klauson et al 2010

El principio de esta metodologiacutea implica la activacioacuten de un

debido a su alta estabilidad buen rendimiento y bajo costo)

racteriza por bandas de valencia y conduccioacuten y el



agujero en la banda de valencia (Andreozzi et

31)

lo cual es suficiente para generar

sobre la superficie del

32)

33)

radical superoacutexido de

(35)

(36)


29

El peroacutexido de hidroacutegeno tambieacuten actuacutea como

hidroxilo adicionales como sigue

ଶ() ଶଶܪ rarr

El sustrato adsorbido (RXads) puede ser

ଶ(ℎା) ௗ௦rarr

Todo el mecanismo de la fotocataacutelisis con semiconductores se puede dividir en cinco etapas

principales (1) transferencia de

de los reactivos (3) reaccioacuten en la fase adsorbida (4) desorcioacuten de los productos y (5) eliminacioacuten

de productos de la regioacuten de la interfaz

Estudios recientes han demostrado que el

exclusivamente por medio de radicales hidroxilo sino tambieacuten a traveacutes de otras especies de

radicales derivados de oxiacutegeno El rendimiento del proceso se ve afectado por la concentracioacuten de

catalizador longitud de onda la intensidad de la radiacioacuten el pH y la matriz de agua Este meacutetodo

tiene la ventaja de ser aplicada en condiciones ambientales con una ganancia de energiacutea cuando

la luz del sol se utiliza como fuente de irradiacioacuten Sin embargo la aplicabilidad i

tecnologiacutea ha sido ampliamente discutida debido a la dificultad de penetracioacuten de la radiacioacuten en

una solucioacuten acuosa que contiene una suspensioacuten de partiacuteculas finas opacas y la dificultad para

eliminar el catalizador al final del proceso

fases puede ser lento y costoso Como resultado la filtracioacuten y la resuspensioacuten de polvo

fotocatalizador debe ser evitado Para superar estos problemas los estudios sobre la

inmovilizacioacuten de semiconductores Diversos materiales han sido estudiados como un soporte de

TiO2 Desde el punto de vista praacutectico el apoyo ideal deberiacutea tener una fuerte adherencia al

catalizador una alta superficie especiacutefica fuerte afinidad hacia la adsorcioacuten de los conta

y el proceso de unioacuten no debe afectar a la reactividad del catalizador

hecho estudios sobre la fijacioacuten de partiacuteculas fotocatalizadoras sobre soportes que son faacutecilmente

extraiacutebles tales como vidrio gel de siacutelice met

carboacuten activado Los semiconductores inmovilizad

de transferencia de masa debido a la reduccioacuten en la superficie especiacutefica en comparacioacuten con los

sistemas tradicionales (Shan et al 2010)


tambieacuten actuacutea como un receptor de electrones generando

como sigue

ଶ ܪ lowastܪ (

) puede ser directamente oxidado por la transferencia de electrone

rarr ଶ ௗ௦ାכ (


los reactantes en la fase de liacutequido a la superficie (2) la adsorcioacuten



Estudios recientes han demostrado que el mecanismo de degradacioacuten no se produce



nda la intensidad de la radiacioacuten el pH y la matriz de agua Este meacutetodo


la luz del sol se utiliza como fuente de irradiacioacuten Sin embargo la aplicabilidad industrial de esta



eliminar el catalizador al final del proceso (Britto y Rangel 2008) Este proceso de separacioacuten de



nductores Diversos materiales han sido estudiados como un soporte de

Desde el punto de vista praacutectico el apoyo ideal deberiacutea tener una fuerte adherencia al


y el proceso de unioacuten no debe afectar a la reactividad del catalizador (Shan et al 2010)


extraiacutebles tales como vidrio gel de siacutelice metal ceraacutemica poliacutemero zeolita arcillas de aluacutemina

carboacuten activado Los semiconductores inmovilizados tienen el inconveniente de sufrir limitacioacuten


(Shan et al 2010)


generando radicales

(37)

la transferencia de electrones

(38)




mecanismo de degradacioacuten no se produce





ndustrial de esta



Este proceso de separacioacuten de





catalizador una alta superficie especiacutefica fuerte afinidad hacia la adsorcioacuten de los contaminantes

(Shan et al 2010) Se han


al ceraacutemica poliacutemero zeolita arcillas de aluacutemina

tienen el inconveniente de sufrir limitacioacuten



30

Diversos autores estudiaron la aplicacioacuten de este meacutetodo a diferentes clases de antibioacuteticos y

concluyeron que la fotocataacutelisis con semiconductor era muy eficiente

Elmolla y Chaudhuri (2010a b c)

antibioacuteticos β-lactaacutemicos concluyendo que las degradaciones se daban por encima del 50

asociada con la remocioacuten de alto carbono orgaacutenico disuelto (z80) La degradacioacuten de las

sulfonamidas tambieacuten fue estudiada por varios autores

Baran et al 2006 Abellaacuten et al 2007 Hu et al 2007)

alcanzar altos niveles de remocioacuten usando esta metodologiacutea (gt 80) y que suel

de los niveles de mineralizacioacuten importantes (40

intermedios producidos eran menos toacutexicos y biodegradables maacutes de los compuestos parentales

Addamo et al (2005) Reyes y otros (2006) y Palominos

tetraciclina Como en los casos anteriores las tasas de degradacioacuten fueron altas (gt 98) asiacute como

la mineralizacioacuten (gt 50) Las mismas conclusiones fueron retiradas por Addamo et al (2005)

Palominos y otros (2008) y Chatzitakis et al (2008) que estudioacute lincosamidas quinolonas y

cloranfenicol

En teacuterminos de eficiencia de remocioacuten este meacutetodo parece ser prometedor para el tratamiento

de efluentes con cargas bajas de materia orgaacutenica (riacuteo el agua subterraacuten

pesar de la fotocataacutelisis con semiconductores se ha estudiado durante deacutecadas y numerosos

artiacuteculos han sido publicados esta tecnologiacutea nunca se ha aplicado en la praacutectica al tratamiento de

agua aguas residuales debido a su valor m

2225 Procesos electroquiacutemicos

Los tratamientos son procesos electroquiacutemicos interesantes para eliminar compuestos orgaacutenicos

toacutexicos la aplicacioacuten de un sistema eficaz versaacutetil y rentable la facilidad y

(Hirose et al 2005 Jara et al 2007 Panizza y Cerisola 2009)

oxidacioacuten se produce en los aacutenodos (grafito TiO

diamante dopado con boro) en presencia

destruidos electroquiacutemicamente por una oxidacioacuten anoacutedica directa donde los contaminantes son

primero adsorbidos sobre la superficie del aacutenodo y luego destruidos a traveacutes del anoacutedico

intercambio de electrones Por otro lado si las moleacuteculas se degradan en el liacutequido a granel con la

mediacioacuten de las especies electroactivos (tales como metaacutelicos pares redox



concluyeron que la fotocataacutelisis con semiconductor era muy eficiente Klauson et al (2010) y

10a b c) estudiaron la aplicacioacuten de esta tecnologiacutea aplicada a los

lactaacutemicos concluyendo que las degradaciones se daban por encima del 50


ieacuten fue estudiada por varios autores (Calza et al 2004 Kaniou et al 2005

Baran et al 2006 Abellaacuten et al 2007 Hu et al 2007) Llegaron a la conclusioacuten de que se pueden

alcanzar altos niveles de remocioacuten usando esta metodologiacutea (gt 80) y que suelen ir acompantildeados

de los niveles de mineralizacioacuten importantes (40-70 de remocioacuten de COT) Los compuestos


Addamo et al (2005) Reyes y otros (2006) y Palominos et al (2009) estudioacute la degradacioacuten de la



(2008) y Chatzitakis et al (2008) que estudioacute lincosamidas quinolonas y


de efluentes con cargas bajas de materia orgaacutenica (riacuteo el agua subterraacutenea y agua potable) A



agua aguas residuales debido a su valor muy bajo de energiacutea eleacutectrica por el orden



toacutexicos la aplicacioacuten de un sistema eficaz versaacutetil y rentable la facilidad y la tecnologiacutea limpia

(Hirose et al 2005 Jara et al 2007 Panizza y Cerisola 2009) En los procesos electroquiacutemicos la

oxidacioacuten se produce en los aacutenodos (grafito TiO2 aleaciones de Ti-basado Ru o oacutexidos de Ir

diamante dopado con boro) en presencia de un electrolito Los contaminantes pueden ser



s Por otro lado si las moleacuteculas se degradan en el liacutequido a granel con la

mediacioacuten de las especies electroactivos (tales como metaacutelicos pares redox - Ag (II) Fe (III) Ce (IV)



Klauson et al (2010) y

estudiaron la aplicacioacuten de esta tecnologiacutea aplicada a los



(Calza et al 2004 Kaniou et al 2005

Llegaron a la conclusioacuten de que se pueden

en ir acompantildeados

70 de remocioacuten de COT) Los compuestos


estudioacute la degradacioacuten de la





ea y agua potable) A



uy bajo de energiacutea eleacutectrica por el orden


la tecnologiacutea limpia

En los procesos electroquiacutemicos la

basado Ru o oacutexidos de Ir

de un electrolito Los contaminantes pueden ser




Ag (II) Fe (III) Ce (IV)


31

Mn (III) o oxidantes fuertes como H

cloro) que actuacutean como intermediarios para la transferencia de electrones entre el electrodo y los

compuestos orgaacutenicos la reaccioacuten se clasifica como indirecta (Chiang et al 1995 Panizza y

Cerisola 2009) El proceso de selec

electrodo condiciones experimentales y la composicioacuten del electrolito Por lo general este tipo de

sistema se utiliza para evitar que los electrodos se ensucien La eficacia de la oxidacioacuten d

depende de los tipos de electrodos cataliacuteticos de actividad de difusioacuten de los compuestos hacia

los sitios activos del aacutenodo y la corriente aplicada mientras que la oxidacioacuten indirecta depende

fuertemente de la velocidad de difusioacuten de los oxidant

temperatura y el pH (Saracco et al 2000 Jara et al 2007)

Seguacuten los autores de los mejores conocimientos soacutelo dos artiacuteculos fueron escritos sobre la

aplicabilidad de la oxidacioacuten electroquiacutemica a los antibioacuteticos

epirubicina (antraciclina) bleomicina (glicopeacuteptidos) y la degradacioacuten de mitomicina C de la cual

concluyoacute que soacutelo la epirubicina se eliminoacute en su mayoriacutea El otro estudio fue desarrollado por

et al (2007) que proboacute el Lincomicina (lincosamida) y la degradacioacuten de la ofloxacina (quinolona)

El primer compuesto se oxidoacute difiacutecilmente (30) mientras que el otro se eliminoacute totalmente (gt

99) Al igual que en el caso anterior no existen estudios se han desarrollado sob

mineralizacioacuten de los efluentes

Estos tipos de procesos parecen adecuados para el tratamiento de aguas negras toacutexicas con altas

concentraciones de los antibioacuteticos y DQO

embargo la aplicabilidad de esta tecnologiacutea se limita a bajos ni

de funcionamiento del reactor es tambieacuten un inconveniente

23 Los procesos de adsorcioacuten

Los procesos de adsorcioacuten son ampliamente utilizados en la industria para eliminar los

contaminantes orgaacutenicos El teacutermino ads

de las moleacuteculas en fase fluida que tienen que adherirse a una superficie soacutelida El campo de

fuerza crea una regioacuten cerca de la superficie soacutelida cuyo potencial de energiacutea es bajo lo que

resulta en el aumento de densidad molecular cerca de la superficie El fenoacutemeno de adsorcioacuten

implica los siguientes pasos (i) transporte de solutos en la mayor parte


Mn (III) o oxidantes fuertes como H2O2 O3 persulfato percarcarbonatos perfosfato y especies de



Cerisola 2009) El proceso de seleccioacuten depende de la naturaleza y la estructura del material del





fuertemente de la velocidad de difusioacuten de los oxidantes secundarios en la solucioacuten la



aplicabilidad de la oxidacioacuten electroquiacutemica a los antibioacuteticos Hirose et al (2005)



oacute el Lincomicina (lincosamida) y la degradacioacuten de la ofloxacina (quinolona)




concentraciones de los antibioacuteticos y DQO (tales como aguas residuales de fabricacioacuten) Sin

embargo la aplicabilidad de esta tecnologiacutea se limita a bajos niveles de flujo Ademaacutes el alto costo



contaminantes orgaacutenicos El teacutermino adsorcioacuten se utiliza comuacutenmente para describir la tendencia



n el aumento de densidad molecular cerca de la superficie El fenoacutemeno de adsorcioacuten

implica los siguientes pasos (i) transporte de solutos en la mayor parte ndash movimiento de adsorcioacuten


perfosfato y especies de



cioacuten depende de la naturaleza y la estructura del material del


sistema se utiliza para evitar que los electrodos se ensucien La eficacia de la oxidacioacuten directa



es secundarios en la solucioacuten la


rose et al (2005) estudiaron la


concluyoacute que soacutelo la epirubicina se eliminoacute en su mayoriacutea El otro estudio fue desarrollado por Jara



99) Al igual que en el caso anterior no existen estudios se han desarrollado sobre la


(tales como aguas residuales de fabricacioacuten) Sin

veles de flujo Ademaacutes el alto costo


orcioacuten se utiliza comuacutenmente para describir la tendencia




movimiento de adsorcioacuten


32

por la peliacutecula estancada del liacutequido que rodea el adsorbente (ii) la d

transporte adsorbido a lo largo de la peliacutecula (iii) la difusioacuten de los poros

a traveacutes de la estructura porosa de los sitios activos (difusioacuten molecular en el poro yo en la

superficie del adsorbente) (iv)

Dependiendo de la naturaleza de las fuerzas implicadas el proceso puede ser dividido en

adsorcioacuten quiacutemica o adsorcioacuten fiacutesica En la uacuteltima de ellas las fuerzas son relativamente deacutebil

con la participacioacuten principalmente de fuerzas de van der Waals entre las acciones En los casos

de adsorcioacuten quiacutemica la transferencia de electrones y enlaces quiacutemicos entre la formacioacuten de

adsorbato y la superficie soacutelida se produce Estas interacci

los existentes en la adsorcioacuten fiacutesica y son obviamente limitado a la cobertura monocapa

(Ruthven 2000) Esta teacutecnica tiene la ventaja de la eliminacioacuten de los analitos en lugar de producir

metabolitos potencialmente maacutes peligrosas

embargo este proceso no permite remocioacuten efectiva de los contaminantes soacutelo su transferencia a

una nueva fase donde se concentran maacutes La eficiencia de adsorcioacuten se relaciona con lo

adsorbentes adecuados a saber aacuterea superficial porosidad y el diaacutemetro de los poros

et al 2007) Tambieacuten es importante notar que el proceso eficaz depende no soacutelo de los

compuestos traza de intereacutes o incluso los materiales adsorb

orgaacutenica que se disolvioacute naturalmente en cualquier agua natural Un efecto importante de la

materia orgaacutenica es su competencia directa por la disponibilidad capaces de adsorcioacuten

superficiales o sitios (Qui et al 2007)

Los adsorbentes maacutes utilizados son los carbones activados granulares (GAC) pero su alto costo y la

dificultad de regeneracioacuten son las desventajas

adsorbentes alternativos crece con el propoacutesito de en

como los subproductos o materiales de desecho procedentes de procesos industriales o agriacutecolas

Avellanas (Pehlivan y el Altun de 2008 Bulut y Tez 2007

et al 2008) Nogal (Kazemipour et al 2008)

Bulut y Tez 2007 Estevinho et al 2008 Ardejani et al 2008 Kazemipour et al 2008)

han utilizado para este propoacutesito aplicables a diferentes contaminantes

adsorbentes requieren un tratamiento de activacioacuten anterior (tal como quiacutemica o activacioacuten

teacutermica) con el fin de aumentar sus aacutereas de superficie y en consecuencia la eficacia de

adsorcioacuten Los sistemas de lotes siguen siendo los proces

procesos continuos (columnas de relleno) deberiacutean ser maacutes similares a las empleadas para los


por la peliacutecula estancada del liacutequido que rodea el adsorbente (ii) la difusioacuten de la peliacutecula

transporte adsorbido a lo largo de la peliacutecula (iii) la difusioacuten de los poros - la difusioacuten de adsorbato


(iv) - adsorcioacuten interaccioacuten entre adsorbato y la estructura porosa





adsorbato y la superficie soacutelida se produce Estas interacciones son fuertes y maacutes especiacuteficos que



e maacutes peligrosas (Putra et al 2009 Rivera Utrilla et al 2009)




Tambieacuten es importante notar que el proceso eficaz depende no soacutelo de los

compuestos traza de intereacutes o incluso los materiales adsorbentes sino tambieacuten en la materia





dificultad de regeneracioacuten son las desventajas (Crisafully et al 2008) Por lo tanto el intereacutes por

adsorbentes alternativos crece con el propoacutesito de encontrar nuevos adsorbentes de bajo costo


(Pehlivan y el Altun de 2008 Bulut y Tez 2007 Kazemipour et al 2008) coco

(Kazemipour et al 2008) Caacutescara de almendra (Pehlivan y el Altun 2008


han utilizado para este propoacutesito aplicables a diferentes contaminantes Algunos de estos



adsorcioacuten Los sistemas de lotes siguen siendo los procesos maacutes estudiados Sin embargo soacutelo los



ifusioacuten de la peliacutecula - el

la difusioacuten de adsorbato


adsorcioacuten interaccioacuten entre adsorbato y la estructura porosa


adsorcioacuten quiacutemica o adsorcioacuten fiacutesica En la uacuteltima de ellas las fuerzas son relativamente deacutebiles



ones son fuertes y maacutes especiacuteficos que



(Putra et al 2009 Rivera Utrilla et al 2009) Sin


una nueva fase donde se concentran maacutes La eficiencia de adsorcioacuten se relaciona con los viacutenculos

adsorbentes adecuados a saber aacuterea superficial porosidad y el diaacutemetro de los poros (Estevinho


entes sino tambieacuten en la materia




Por lo tanto el intereacutes por

contrar nuevos adsorbentes de bajo costo


coco (Crisafully

(Pehlivan y el Altun 2008

Bulut y Tez 2007 Estevinho et al 2008 Ardejani et al 2008 Kazemipour et al 2008) y otros se

Algunos de estos



os maacutes estudiados Sin embargo soacutelo los



33

tratamientos a escala industrial y ofreceraacute una visioacuten real de la aplicabilidad de esta tecnologiacutea

Aunque la adsorcioacuten es un proceso bien conocido en los uacuteltimos diez antildeos el estudio de esta

tecnologiacutea aplicada a la eliminacioacuten de los antibioacuteticos no ha sido muy extendido

(2002) y Meacutendez-Diacuteaz et al (2010)

imidazoles y sulfonamidas con trimetoprim respectivamente En estos dos estudios se logroacute una

eliminacioacuten por sobre 90 Un estudio similar fue desarrollado por

investigoacute si por lotes o adsorcioacuten continua de trimetopri

encima del 90 Putra et al (2009)

bentonita utilizando amoxicilina (un antibioacutetico beta

anteriores se logra una alta efic

bentonita) Chen y Huang (2010)

oacutexido de aluminio Llegaron a la conclusioacuten de que estos compuestos se adsorben (gt 50) y

ademaacutes de eso sufren transformaciones estructurales a lo largo del proceso Por lo tanto el oacutexido

de aluminio es capaz de catalizar transformaciones estructurales fenoacutemeno que no fue

reconocido previamente

Estos estudios revelaron que la adsorcioacuten continuacutea

antibioacuteticos de efluentes acuosos A diferencia de algunos de los procesos mencionados hasta

ahora la adsorcioacuten se puede aplicar a cualquier tipo de aguas que contienen altos niveles de

materia orgaacutenica o altas concentraciones de antibioacuteticos Sin embargo en este proceso soacutelo se

produce la transferencia de contaminantes del liacutequido a la fase soacutelida produciendo un residuo

soacutelido nuevo donde se concentra el contaminante Estos residuos soacutelidos deben ser tratados

posteriormente (por ejemplo incineracioacuten racioacuten) En opinioacuten del autor existen buenas

publicaciones en la que la adsorcioacuten puede darse con materiales alternativos de bajo costo y

sistemas continuos (Columnas empacadas)



un proceso bien conocido en los uacuteltimos diez antildeos el estudio de esta


Diacuteaz et al (2010) estudiaron la adsorcioacuten sobre carboacuten activado por lote


eliminacioacuten por sobre 90 Un estudio similar fue desarrollado por Kim et al (2010)

investigoacute si por lotes o adsorcioacuten continua de trimetoprima pudieran obtener una absorcioacuten por

Putra et al (2009) compara la capacidad de adsorcioacuten del carboacuten activado y

bentonita utilizando amoxicilina (un antibioacutetico beta-lactama) Al igual que en los casos

anteriores se logra una alta eficiencia en la remocioacuten (95 para el carboacuten activado y el 88 de

Chen y Huang (2010) analizaron la adsorcioacuten de los tres antibioacuteticos tetraciclinas en


aacutes de eso sufren transformaciones estructurales a lo largo del proceso Por lo tanto el oacutexido


Estos estudios revelaron que la adsorcioacuten continuacutea siendo un meacutetodo eficaz para eliminar los



concentraciones de antibioacuteticos Sin embargo en este proceso soacutelo se









tecnologiacutea aplicada a la eliminacioacuten de los antibioacuteticos no ha sido muy extendido Adams et al

estudiaron la adsorcioacuten sobre carboacuten activado por lotes de los


Kim et al (2010) pero se

ma pudieran obtener una absorcioacuten por

compara la capacidad de adsorcioacuten del carboacuten activado y

lactama) Al igual que en los casos

iencia en la remocioacuten (95 para el carboacuten activado y el 88 de

analizaron la adsorcioacuten de los tres antibioacuteticos tetraciclinas en




siendo un meacutetodo eficaz para eliminar los









34

24 Procesos de membrana

Los procesos de membrana se utilizan cada vez maacutes como procesos de separacioacuten Sin embargo

esta tecnologiacutea no permite la eliminacioacuten o degradacioacuten del contaminante sino soacutelo su

transferencia a una nueva fase (la membrana) donde estaacute presente en una

concentrada

241 Oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacuten

La oacutesmosis inversa constituye uno de los procesos de membrana

Radjenovic et al 2008) Este meacutetodo de difusioacuten se aplica generalmente para elimina

moleacuteculas grandes e iones de efluentes liacutequidos aplicando presioacuten a la solucioacuten en un lado de una

membrana semipermeable selectiva Los contaminantes son retenidos en el lado presurizado de la

membrana y las pasadas de efluentes limpios para el otro

flujo contra el gradiente de concentracioacuten Esta tecnologiacutea es eficaz para reducir los niveles altos

de sales disueltas pero tiene limitaciones en la eliminacioacuten de compuestos orgaacutenicos

La separacioacuten con oacutesmosis inversa es en su mayoriacutea gobernada por las propiedades de la

membrana utilizada en el proceso lo cual dependeraacute de su naturaleza quiacutemica y la estructura

fiacutesica (porosidad resistencia mecaacutenica etc) Por lo tanto estas membranas deben ser resistentes

al ataque quiacutemico y microbiano mecaacutenica y estructura estable durante periacuteodos largos de

funcionamiento (Meyer et al 2003)

Este tipo de proceso no requiere energiacutea teacutermica pero soacutelo una bomba accionada eleacutec

en la alimentacioacuten estas son simples y tienen una alta eficiencia energeacutetica Sin embargo la

oacutesmosis inversa tiene desventajas

Las membranas pueden ser faacutecilmente ensuciadas o dantildeadas y son susceptibles a ser atacado por

los agentes oxidantes Como se mencionoacute anteriormente los poros pequentildeos en las moleacuteculas de

la membrana de bloques grandes pero los productos quiacutemicos pequentildeos pueden pasar a traveacutes

de la membrana porosa Por esta razoacuten los filtros de carbono se utilizan a menudo como un

teacutecnica de en la oacutesmosis inversa

Ademaacutes de eso la oacutesmosis inversa es un proceso lento cuando se compara con otras teacutecnicas

La oacutesmosis inversa nanofiltracioacuten y ultrafiltracioacuten son procesos de membrana

Kosutic et al 2007 Koyuncu et al 2008 Radjenovic et al 2008)

cruzado en los cuales el proceso se lleva a cabo en una capa de separacioacuten selectiva formada por

una membrana semipermeable orgaacutenica Membranas de nano y ultrafiltracioacuten






La oacutesmosis inversa constituye uno de los procesos de membrana (Li et al 2004 Kosutic et al 2007

Este meacutetodo de difusioacuten se aplica generalmente para elimina



membrana y las pasadas de efluentes limpios para el otro lado En la oacutesmosis inversa se produce el



inversa es en su mayoriacutea gobernada por las propiedades de la



l ataque quiacutemico y microbiano mecaacutenica y estructura estable durante periacuteodos largos de

(Meyer et al 2003) Asiacute se han elegido las membranas polimeacutericas





es Como se mencionoacute anteriormente los poros pequentildeos en las moleacuteculas de



teacutecnica de en la oacutesmosis inversa (Binnie et al 2002)



l 2007 Koyuncu et al 2008 Radjenovic et al 2008) Son de filtraciones de flujo


una membrana semipermeable orgaacutenica Membranas de nano y ultrafiltracioacuten son usualmente




transferencia a una nueva fase (la membrana) donde estaacute presente en una forma maacutes

(Li et al 2004 Kosutic et al 2007

Este meacutetodo de difusioacuten se aplica generalmente para eliminar las



lado En la oacutesmosis inversa se produce el







Asiacute se han elegido las membranas polimeacutericas

Este tipo de proceso no requiere energiacutea teacutermica pero soacutelo una bomba accionada eleacutectricamente





de la membrana porosa Por esta razoacuten los filtros de carbono se utilizan a menudo como una


La oacutesmosis inversa nanofiltracioacuten y ultrafiltracioacuten son procesos de membrana (Li et al 2004

Son de filtraciones de flujo


son usualmente


35

cargadas (grupos carboxiacutelicos grupos sulfoacutenicos) y como resultado la repulsioacuten de iones es el

factor principal en este proceso La fuerza motriz del proceso de separacioacuten como en la oacutesmosis

inversa es la diferencia de presioacuten entre la a

separacioacuten de la membrana (Ko ~ suti ~ C et al 2007)

pequentildeas moleacuteculas El tamantildeo de las moleacuteculas retenidas representa la diferencia entre estos

dos procesos

Existen diferentes estudios acerca de la oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacuten aplicada a la

eliminacioacuten de los antibioacuteticos En la mayoriacutea de los estudios el porcentaje de eliminacioacuten

obtenido para diferentes tipos de membranas fue superior al 90 para todas

antibioacuteticos estudiados (Adams et al 2002 Kosutic et al 2007 Li et al 2004 Radjenovic et al

2008) Koyuncu et al (2008) obtuvo los valores maacutes bajos para la eliminacioacuten de las tetraciclinas

(50-80) y sulfamidas (11-20)

Como en la adsorcioacuten estas teacutecnicas producen un nuevo residuo soacutelido (membrana) donde se

concentra el contaminante Hasta ahora estas teacutecnicas se han usado frecuentemente en

combinacioacuten con otras metodologiacuteas Oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacuten son procesos

sensibles a la temperatura (este paraacutemetro afecta significativamente la presioacuten de alimentacioacuten de

la bomba el balance de flujo hidraacuteulico entre las fases y la solubilidad de las sales disueltas en el

efluente) materiales orgaacutenicos de

sales disueltas La aparicioacuten de altos niveles de concentracioacuten

deterioro de la membrana o estructura




inversa es la diferencia de presioacuten entre la alimentacioacuten y el lado de filtrado en la capa de

(Ko ~ suti ~ C et al 2007) Estas teacutecnicas son capaces de remover


n diferentes estudios acerca de la oacutesmosis inversa nano y ultrafiltracioacuten aplicada a la



(Adams et al 2002 Kosutic et al 2007 Li et al 2004 Radjenovic et al

obtuvo los valores maacutes bajos para la eliminacioacuten de las tetraciclinas

adsorcioacuten estas teacutecnicas producen un nuevo residuo soacutelido (membrana) donde se





de origen natural en las matrices de agua y la concentracioacuten de

altos niveles de concentracioacuten de estos compuestos pueden

estructura ensuciamiento




limentacioacuten y el lado de filtrado en la capa de

Estas teacutecnicas son capaces de remover




obtenido para diferentes tipos de membranas fue superior al 90 para todas las clases de








y la concentracioacuten de las

de estos compuestos pueden causar


36

242 El intercambio de iones

El intercambio ioacutenico es un proceso en el cual los cationes o aniones en un medio liacutequido se

intercambian con cationes o aniones en un sorbente soacutelido En este proceso los cationes son

intercambiados con otros cationes aniones con otros aniones y se mantiene una

electroneutralidad en ambas fases

clasificadas en los intercambiadores de aniones o cationes El primero contiene grupos

positivamente cargados (-NH3+

aniones pero rechaza los cationes Las membranas de intercambio catioacutenico contienen grupos

cargados negativamente (-SO3

Dependiendo de su preparacioacuten las membranas se pue

heterogeacuteneas Si los grupos cargados estaacuten unidos quiacutemicamente a la matriz de la membrana la

membrana es homogeacutenea Por otro lado si los grupos cargados se mezclan fiacutesicamente con la

matriz de la membrana que son heterogeacutene

poliacutemeros (resinas de estireno y acriacutelico)

mecaacutenica y una gran permeselectividad

tambieacuten se pueden preparar a partir de materiales inorgaacutenicos tales como las zeolitas bentonita o

fosfato Sin embargo estas membranas son demasiado caras tienen malas propiedades

electroquiacutemicas y con frecuencia tienen poros grandes

Los sistemas de intercambio ioacutenico han sido utilizados para mejorar la calidad del agua No

obstante este tipo de teacutecnica tiene desventajas tales como la necesidad de retrolavado y

regeneracioacuten Otro problema es la aparicioacuten de incrustaciones lo que consti

veces que una fijacioacuten irreversible de materiales orgaacutenicos a la resina

ventaja es que el intercambio ioacutenico es un proceso reversible permitiendo el uso prolongado de la

resina adsorbente antes de la sustit

columnas semicontinuas en lugar de los sistemas por lotes Como se mencionoacute anteriormente los

sistemas de intercambio de iones tienen la desventaja de requerir la regeneracioacuten de la resina Por

esta razoacuten los sistemas se disentildean generalmente con varias unidades en paralelo para asegurar un

flujo continuo cuando una o maacutes columnas requieren regeneracioacuten

Los autores encontraron soacutelo dos ensayos que utilizan el intercambio ioacutenico como un meacutetodo de

eliminacioacuten de los antibioacuteticos

polimeacuterica para eliminar trimetoprima carbadox y sulfonamidas concluyendo que este meacutetodo


ioacutenico es un proceso en el cual los cationes o aniones en un medio liacutequido se



oneutralidad en ambas fases (Choi et al 2007) Las membranas de intercambio pueden ser


-NRH2+ -NR2H

+ -NR3+) fijado a la membrana y permite el paso de


- COO -PO32) y permitir el paso de cationes y rechazar aniones

Dependiendo de su preparacioacuten las membranas se pueden clasificar en homogeacutenea o



matriz de la membrana que son heterogeacuteneas (Xu 2005) Las membranas maacutes utilizadas son los

(resinas de estireno y acriacutelico) ya que suelen tener tanto la estabilidad quiacutemica y

mecaacutenica y una gran permeselectividad (Dickert 2007) Las membranas de intercambio ioacutenico

preparar a partir de materiales inorgaacutenicos tales como las zeolitas bentonita o


electroquiacutemicas y con frecuencia tienen poros grandes (Xu 2005 Nagarale et al 2006)

s sistemas de intercambio ioacutenico han sido utilizados para mejorar la calidad del agua No


regeneracioacuten Otro problema es la aparicioacuten de incrustaciones lo que constituye la mayor parte de

veces que una fijacioacuten irreversible de materiales orgaacutenicos a la resina (Uumlstuumln et al 2007)


resina adsorbente antes de la sustitucioacuten es necesario En este proceso se usan a menudo



azoacuten los sistemas se disentildean generalmente con varias unidades en paralelo para asegurar un



inacioacuten de los antibioacuteticos Adams et al (2002) estudiaron la aplicacioacuten de una resina






Las membranas de intercambio pueden ser


rmite el paso de


) y permitir el paso de cationes y rechazar aniones

den clasificar en homogeacutenea o



Las membranas maacutes utilizadas son los

ya que suelen tener tanto la estabilidad quiacutemica y

Las membranas de intercambio ioacutenico



(Xu 2005 Nagarale et al 2006)



tuye la mayor parte de

(Uumlstuumln et al 2007) Una


ucioacuten es necesario En este proceso se usan a menudo





estudiaron la aplicacioacuten de una resina



37

era ineficaz Por otro lado Choi et al (2007)

la eliminacioacuten de sulfonamidas y tetraciclinas Se obtuvieron altos rendimientos de eliminacioacuten

(90 de sulfonamidas ygt 80 para las tetraciclinas) pero algunas interferencias orgaacutenicos fueron

detectadas

En el contexto de la eliminacioacuten antibioacuteticos el intercambio de iones es una teacutecnica raramente

utilizada Ademaacutes de intercambio ioacutenico consiste en un proceso de transferencia de fases

(produccioacuten de un residuo nuevo) este meacutetodo soacutelo es efectivo si los antibioacuteticos poseen gru

ionizables en su estructura para ser retirados

25 Procesos combinados

Teniendo en cuenta que los procesos de tratamiento deben ser aplicados industrialmente es

necesario estudiar la integracioacuten de procesos para maximizar el rendimiento del tratami

lo tanto se han desarrollado procesos combinados

En algunos casos los procesos de degradacioacuten o eliminacioacuten puedeno deben ser aplicados solos

Este es el caso de biodegradacioacuten porque la mayoriacutea de los microorganismos son sensibles a los

contaminantes toacutexicos Asiacute AOPs se han aplicado como una etapa de pre

los contaminantes son oxidados a los subproductos que son faacutecilmente biodegradables y menos

toacutexicos evitando la muerte de los microorganismos que estaacuten presentes

posteriores bioloacutegicos (Tekin et al 2006)

que se aplica en combinacioacuten con los filtros de carbono El uso de adsorcioacuten como pre

tratamiento con el tratamiento posterior por AOPs

Zhang et al (2006) estudioacute la combinacioacuten de fenton con oacutesmosis inversa en la eliminacioacuten de la

amoxicilina En primer lugar los autores utilizan una extraccioacuten liquido

compuestos orgaacutenicos con este paso se logroacute el 50 de eliminacioacuten de TOC) Despueacutes de eso la

oxidacioacuten se realizoacute Fenton la mejora de la degradacioacuten (remocioacuten de COT del 38) Por uacuteltimo

los autores utilizaron un sistema de oacutesmosis inversa para alcanzar el 11

una mejora en la biodegradabilidad de efluentes El total de remocioacuten de COT fue del 99

Polo et al (2008) investigaron la aplicacioacuten simultaacutenea de ozonizacioacuten y adsorcioacuten en la

eliminacioacuten de los imidazoles Con una simple

degradacioacuten y un 10-20 de mineralizacioacuten y que tambieacuten se decidioacute que los subproductos


Choi et al (2007) estudioacute tambieacuten el uso de otra resina polimeacuterica para



liminacioacuten antibioacuteticos el intercambio de iones es una teacutecnica raramente









ontaminantes toacutexicos Asiacute AOPs se han aplicado como una etapa de pre-tratamiento en el que


toacutexicos evitando la muerte de los microorganismos que estaacuten presentes en los tratamientos

(Tekin et al 2006) La misma situacioacuten se produce con la oacutesmosis inversa


tratamiento con el tratamiento posterior por AOPs tambieacuten es frecuente (Klavarioti et al 2009)

estudioacute la combinacioacuten de fenton con oacutesmosis inversa en la eliminacioacuten de la

amoxicilina En primer lugar los autores utilizan una extraccioacuten liquido-liquido para eliminar varios

os orgaacutenicos con este paso se logroacute el 50 de eliminacioacuten de TOC) Despueacutes de eso la


los autores utilizaron un sistema de oacutesmosis inversa para alcanzar el 11 de remocioacuten de TOC y


investigaron la aplicacioacuten simultaacutenea de ozonizacioacuten y adsorcioacuten en la

eliminacioacuten de los imidazoles Con una simple ozonizacioacuten los autores han alcanzado 90

20 de mineralizacioacuten y que tambieacuten se decidioacute que los subproductos


ra resina polimeacuterica para





(produccioacuten de un residuo nuevo) este meacutetodo soacutelo es efectivo si los antibioacuteticos poseen grupos


necesario estudiar la integracioacuten de procesos para maximizar el rendimiento del tratamiento Por



tratamiento en el que


en los tratamientos

La misma situacioacuten se produce con la oacutesmosis inversa

que se aplica en combinacioacuten con los filtros de carbono El uso de adsorcioacuten como pre-

(Klavarioti et al 2009)


liquido para eliminar varios



de remocioacuten de TOC y

una mejora en la biodegradabilidad de efluentes El total de remocioacuten de COT fue del 99 aacutenchez-


ozonizacioacuten los autores han alcanzado 90-100 de



38

generados fueron altamente toacutexicos La presencia de carboacuten activado durante el proceso de

ozonizacioacuten ademaacutes de aumenta

subproductos y la eliminacioacuten de TOC en alrededor del 30 Este proceso combinado permite el

tratamiento de las matrices de agua con un alto contenido de materia orgaacutenica (aguas residuales

municipales) lo cual no seriacutea posible si solo se aplica la ozonizacioacuten

Otker y Akmehmet Balcioglu (2005)

eliminacioacuten de enro-Floxacin (quinolonas) 80 del compuesto se adsorbe y la ozonizacioacuten fue

capaz de degradar completamente enrofloxacina adsorbido en la zeolita Augugliaro et al (2005)

estudiaron la eliminacioacuten de Lincomicina (lincosamida) mediante fotocataacutelisis de semiconductores

junto con la nanofiltracioacuten Lincomicina se oxidoacute con eacutexito (10

permitioacute la separacioacuten de las partiacuteculas de fotocatalizador y los productos de degradacioacuten de

permeado

Un estudio similar se realizoacute por

logroacute mediante la fotocataacutelisis mientras que la filtracioacuten soacutelo separa las partiacuteculas de catalizador

desde el efluente tratado Sirtori et al (2009)

Fenton utilizando energiacutea solar en combinacioacuten con el tratamiento bioloacutegico

de eliminacioacuten de carbono orgaacutenico disuelto fue del 95 de los cuales un 33 para la energiacutea

solar foto-Fenton y el 62 para el tratamiento bioloacutegico La degradacioacuten total de los antibioacuteticos

se logroacute con el 90 de mineralizacioacuten L

permite aumentar la biodegradabilidad del efluente permitiendo el uso posterior de tratamiento

bioloacutegico

A pesar de que los meacutetodos combinados son una praacutectica muy comuacuten son uno de los procesos

maacutes potentes para la eliminacioacuten de los antibioacuteticos en el medio ambiente



ozonizacioacuten ademaacutes de aumentar la tasa de eliminacioacuten tambieacuten reduce la toxicidad de los



ales) lo cual no seriacutea posible si solo se aplica la ozonizacioacuten

Otker y Akmehmet Balcioglu (2005) tambieacuten estudioacute la combinacioacuten de estas dos teacutecnicas para la

Floxacin (quinolonas) 80 del compuesto se adsorbe y la ozonizacioacuten fue

apaz de degradar completamente enrofloxacina adsorbido en la zeolita Augugliaro et al (2005)


junto con la nanofiltracioacuten Lincomicina se oxidoacute con eacutexito (100 de degradacioacuten) y la filtracioacuten


Un estudio similar se realizoacute por Molinari et al (2006) con quinolonas 66 de degradacioacuten se

ocataacutelisis mientras que la filtracioacuten soacutelo separa las partiacuteculas de catalizador

Sirtori et al (2009) estudioacute la degradacioacuten de las quinolonas con foto

Fenton utilizando energiacutea solar en combinacioacuten con el tratamiento bioloacutegico La eficiencia global


Fenton y el 62 para el tratamiento bioloacutegico La degradacioacuten total de los antibioacuteticos

se logroacute con el 90 de mineralizacioacuten La aplicacioacuten de foto-Fenton como un meacutetodo preliminar



otentes para la eliminacioacuten de los antibioacuteticos en el medio ambiente



r la tasa de eliminacioacuten tambieacuten reduce la toxicidad de los



tambieacuten estudioacute la combinacioacuten de estas dos teacutecnicas para la




0 de degradacioacuten) y la filtracioacuten


con quinolonas 66 de degradacioacuten se


estudioacute la degradacioacuten de las quinolonas con foto-

La eficiencia global



Fenton como un meacutetodo preliminar




39

31 Aminoglucoacutesidos

Capiacutetulo III Resumen de los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten aplicados en el tratamiento de los antibioacuteticos

A continuacioacuten se presenta un resumen de los procesos de elimin

cuenta la concentracioacuten el tipo de matriz las condiciones de operacioacuten el meacutetodo analiacutetico por el cual se determin

Este resumen permite conocer y comparar de una manera muy simple la efectividad del tratamiento utilizado

Antibioacutetico Concentracioacuten Matriz

Tratamiento Condiciones deoperacioacuten


Especinomicina 1mMAgua

Destilada

Ozonizacioacuten 006


III Resumen de los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten aplicados en el tratamiento de los antibioacuteticos

los procesos de eliminacioacuten degradacioacuten que se aplicaron en diferentes

la concentracioacuten el tipo de matriz las condiciones de operacioacuten el meacutetodo analiacutetico por el cual se determin oacute

mparar de una manera muy simple la efectividad del tratamiento utilizado

Condiciones deoperacioacuten

Meacutetodosanaliacuteticos

Resultados y comentarios

006-010mM O3

pH=2-9Absorbancia a

260nm 2 ordf velocidades de reaccioacuten de orden mayor alaumentar el pHLa degradacioacuten raacutepida alrededor de pH neutro En 10 s se alcanzoacute una degradacioacuten total


se aplicaron en diferentes tratamientos tomando en

oacute y el resultado de cada uno

Referencias

2 ordf velocidades de reaccioacuten de orden mayor al

La degradacioacuten raacutepida alrededor de pH neutro En 10 s se alcanzoacute una degradacioacuten total

Qianget al

(2004)


40

32 Antraciclinas

Antibioacutetico ConcentracioacutenMatriz


2 Antraciclinas

La epirubicina179 mgLAgua Destilada

Oxidacioacutenelectroquiacutemica

Dos electrodos dePtIr y NaCl comoelectrolito100 mAcorriente





Dos electrodos dePtIr y NaCl comoelectrolito100 mA decorriente

HPLC-UVmicrobioloacutegicasensayo con SAureuscitotoxicidad yEnsayosmutageacutenicos

La electroacutelisis principalmente degradoacute la epirubicina yeliminoacute la citotoxicidad mutagenicidad y la actividadmicrobioloacutegica despueacutes de 360 minutos

Referencias


Hiroseet al(2005)


41

33 β-Lactaacutemicos


Tratamiento


3β-Lactamicos

Amoxicilina 5x10-4

MAguadesionizada

Ozonoacutelisis 16x10-4

M OpH= 25-72

Amoxicilina COD=80X103

mgLTOC=18925mgL

Industria deaguasresiduales

Combinacioacuten de

oxidacioacutenFenton con

oacutesmosisinversa dedos etapas

Fenton10 gL H2O074 gLFe

2+

Osmosis InversaCeacutelula conmembrana depolyamidaArea=155 cm

Amoxicilina 42 mgLCon picos de

efluentesSTP

Photo-Fenton

Luz negra a 365nmy radiacioacuten solar10-20 mM H020 mMferrioxalatoo Fe(NO3)3

pH=25Amoxicilina 500 mgL

COD=790mgL

simulacioacutende aguaresidual

Photo-Fenton

Luz UV (6W) a365nm H2Omolarorden= 10pH= 2 - 4


Condiciones de Meacutetodosanaliacuteticos


M O3

72TOC HPLC-DAD -Removioacute el 90 despueacutes de 4 minutos y 18 de

mineralizacioacuten despueacutes de 20 minutos-Bajo grado de mineralizacioacuten incluso para los tiempos detratamiento prolongados

O2


2

BOD5 COD TOC -Despueacutes de la extraccioacuten liacutequidodiclorometano para eliminar los disolventes y otroscompuestos orgaacutenicos el TOC y la eficiencia de remocioacutende DQO fueron de alrededor del 50-La Oxidacioacuten Fenton mejora la degradacioacuten decompuestos orgaacutenicos antes de que el sistema de oacutesmosisinversa de dos etapas (remocioacuten de COT del 38)-Despueacutes de la oacutesmosis inversa de se logroacute la remocioacutendel 11 de COT y la biodegradabilidad se mejoroacute (CODDBO5 = 41)Despueacutes del tratamiento combinado la eficiencia globalde eliminacioacuten de TOC fue de 997

Luz negra a 365

y radiacioacuten solar20 mM H2O2

ferrioxalato

3

TOC DOC HPLC-DAD

-La degradacioacuten de la amoxicilina no fue influenciada porel tipo de irradiacioacuten o por la matriz Su degradacioacuten se hamejorado en la presencia del ferrioxalato- El aumento de la concentracioacuten de H2O2

eficacia de la oxidacioacuten- Despueacutes de 10 minutos de la irradiacioacuten se logroacute unadegradacioacuten total

Luz UV (6W) aO2Fe

2+

orden= 10 - 100

HPLC-DAD CODBOD5 DO

-El maacuteximo nivel de biodegradabilidad (gt 040) se logroacute enrelacioacuten H2O2COD molar orden= 2 H2

molar=50 y pH= 3-35 despueacutes de 30-45 min de reaccioacutenBajo estas condiciones la degradacioacuten completa se logroacuteen 1 min (eliminacioacuten de TOC=71)- El estudio indicoacute que el meacutetodo foto-Fenton se puedeutilizar como un tratamiento previo para la mejora de labiodegradabilidad de la amoxicilina

Referencias

Removioacute el 90 despueacutes de 4 minutos y 18 de

Bajo grado de mineralizacioacuten incluso para los tiempos de

Andreozziet al(2005)

Despueacutes de la extraccioacuten liacutequido-liacutequido conra eliminar los disolventes y otros

compuestos orgaacutenicos el TOC y la eficiencia de remocioacutende DQO fueron de alrededor del 50La Oxidacioacuten Fenton mejora la degradacioacuten de

compuestos orgaacutenicos antes de que el sistema de oacutesmosismocioacuten de COT del 38)

Despueacutes de la oacutesmosis inversa de se logroacute la remocioacutendel 11 de COT y la biodegradabilidad se mejoroacute (COD

= 41)Despueacutes del tratamiento combinado la eficiencia global

Zhanget al(2006)

La degradacioacuten de la amoxicilina no fue influenciada poroacuten o por la matriz Su degradacioacuten se ha

mejorado en la presencia del ferrioxalato

2 ha mejorado laeficacia de la oxidacioacuten

Despueacutes de 10 minutos de la irradiacioacuten se logroacute una

Trovoacuteet al(2008)

El maacuteximo nivel de biodegradabilidad (gt 040) se logroacute en

2O2Fe2+

relacioacuten45 min de reaccioacuten

Bajo estas condiciones la degradacioacuten completa se logroacuteen 1 min (eliminacioacuten de TOC=71)

Fenton se puedeo previo para la mejora de la

ElmollaandChaudhuri2009)


42

Amoxicilina 300 mgL

Destilado deaguaresidual

Absorcioacutenen carbonactivado ybentonita

pH = 2 - 701 - 35 g deadsorbenteT= 30 degC

Amoxicilina 1-100 mgL

Aguadestilada

Fotocataacutelisis con unsemiconductor

pH= 3 - 9 LP UV a365 nm eirradiacioacuten solar01 - 07 gL Tdotado con C y Fe

AmoxicilinaAmpicilina

20 mgL

AguaDestilada

Remosioacutenusandohierro

metalico

Fedeg (hierrometaacutelico)05 - 2gL hierro

AmoxicilinaAmpicilinaCloxacilina

104 mgL105 mgL103 mgL

AguaDestilada

Fenton pH=2 - 4H2O2COD molarOrden= 10H2O2Fe

2+molar

Orden= 2 -



AguaDestilada

Photo-Fenton

pH=2-4H2O2COD molarratio=10-25H2O2Fe

2+molar

ratio=10-150Luz UV (6 W)a 365 nm


35 g deadsorbente

UV a 230nm -La solucioacuten de amoxicilina en agua destilada se utilizapara modelar el proceso de adsorcioacutenmodelos de Langmuir y Freundlich y ajustar los datoscineacutetica se ajusto mediante el modelo de pseudoorden - En las matrices de aguas residualede carboacuten activado (95) y bentonita (88) tienen unaalta eficiencia de remocioacuten

9 LP UV a

irradiacioacuten solar07 gL TiO2

dotado con C y Fe

COD -La degradacioacuten de la Amoxicilina bajo la radiacioacuten solaravanzoacute aproximadamente 3 veces maacutes raacutepido que bajo laluz ultravioleta artificial - La degradacioacuten fotocataliacuteticamaacutexima se logroacute en un pH neutro con 37 de C

Fedeg (hierro

2gL hierro

LC-MS -Los estudios cineacuteticos demostraron que este procesosigue despueacutes del primer orden de descomposicioacuten Laeliminacioacuten de los antibioacuteticos se atribuyoacute a la ruptura delanillo β-lactano la adsorcioacuten se da sobre los productosde corrosioacuten de hierro y co-precipitacioacuten con productosde corrosioacuten de hierro Se consiguioacute la eliminacioacuten totaldespueacutes de 3 horas de contacto consubproductos determinado por LC

COD molarOrden= 10 - 25

molar- 150

HPLC-DAD CODBOD5 TOC DOC

En oacuteptimas condiciones (H2O2Fe2+

relacioacuten molar=10 elpH=3) se logroacute una degradacioacuten completa de losantibioacuteticos en 2 min- La biodegradabilidad ha mejorado desde 0 hasta 037 en10 min y la DQO y COD la degradacioacuten eran el 814 y el543 respectivamente en 60 min- El proceso Fenton fue eficaz en el tratamiento desoluciones que contienen estos antibioacuteticos

COD molar25molar

150Luz UV (6 W)

HPLC-DAD CODBOD5 TOC DO

En las condiciones oacuteptimas (H2O2COD=15 Hrelacioacuten molar=20 el pH=3) se consigue que elladegradacioacuten completa delos antibioacuteticos sea en 2 min- La biodegradabilidad ha mejorado 0 a 04 la DQO y CODla degradacioacuten fue del 808 y 584 respectivamente en50 min

ioacuten de amoxicilina en agua destilada se utilizapara modelar el proceso de adsorcioacuten - Tanto losmodelos de Langmuir y Freundlich y ajustar los datos - Lacineacutetica se ajusto mediante el modelo de pseudo-segundo

En las matrices de aguas residuales reales tantode carboacuten activado (95) y bentonita (88) tienen una

Putraet al(2009)

La degradacioacuten de la Amoxicilina bajo la radiacioacuten solaravanzoacute aproximadamente 3 veces maacutes raacutepido que bajo la

La degradacioacuten fotocataliacuteticamaacutexima se logroacute en un pH neutro con 37 de C

Klausonet al(2010)

Los estudios cineacuteticos demostraron que este procesosigue despueacutes del primer orden de descomposicioacuten La

de los antibioacuteticos se atribuyoacute a la ruptura dellactano la adsorcioacuten se da sobre los productos

precipitacioacuten con productosde corrosioacuten de hierro Se consiguioacute la eliminacioacuten totaldespueacutes de 3 horas de contacto con Fedeg ndash Porsubproductos determinado por LC-MS

Ghauchet al(2009)

relacioacuten molar=10 elpH=3) se logroacute una degradacioacuten completa de los

La biodegradabilidad ha mejorado desde 0 hasta 037 en10 min y la DQO y COD la degradacioacuten eran el 814 y el

pectivamente en 60 minEl proceso Fenton fue eficaz en el tratamiento de

soluciones que contienen estos antibioacuteticos

ElmollaandChaudhuri(2009)

COD=15 H2O2Fe2+

larelacioacuten molar=20 el pH=3) se consigue que elladegradacioacuten completa de

La biodegradabilidad ha mejorado 0 a 04 la DQO y CODla degradacioacuten fue del 808 y 584 respectivamente en



43


104 mgL105 mgL103 mgLAguaDestilada

Fotocataacutelisis con unSemiconductor

Luz UV (6 W) a365 nm 02gL ZnOpH=5-11



AguaDestilada

semiconductorfotocataacutelisis

Luz UV (6 W) a365 nm 05gL TiO2

50-300 mgL HpH= 3-11

AmoxicilinaPenicilinaCefadroxil


AguaDestilada

La cloracioacuten ClO2orden molardelantibioacutetico=25200

Ampicilina 20 mgL

AguaDestilada

FentonPhoto-Fenton

pH=23-57 230570microM H2O87 microM Fe

2+

Luz UV (20 W) a365nm


- La mineralizacioacuten de materia orgaacutenica de carbonoproducido

Luz UV (6 W) a365 nm 02-20


Las condiciones oacuteptimas para la degradacioacuten completade antibioacuteticos fueron de 05 g L ZnO tiempoirradiacioacuten 180 minutos y el pH=11- Bajo estas condiciones se obtuvo la degradacioacutencompleta la DQO y Eliminacioacuten del COD fueron de 239 yel 97 respectivamente

Luz UV (6 W) a365 nm 05-20

300 mgL H2O2


No hay degradacioacuten significativa producida por 300 minde irradiacioacuten UVCon un pH = 5 y 10 g L TiO2 se logroacute la degradacioacuten del50 para todos compuestos (81 Eliminacioacuten del COD)- La adicioacuten de 100 mg L H2O2 a pH=5 y10 g L de TiOresultoacute endegradacioacuten completa despueacutes de 30 min y 40mineralizacioacuten de las 24 h

orden molar

antibioacutetico=25-

HPLC-MS ClO2 reacciona con penicilina amoxicilina y cefadroxilo- Es posible lograr la total la degradacioacuten de la penicilinadespueacutes de 2 h de reaccioacuten (ClO2penicilinagt 100) y laamoxicilina y cefadroxilo despueacutes de 1 minuto de reaccioacuten(ClO2antibioacuteticos gt 150)- Se ha detectado la degradacioacuten de los metabolitos

57 230-O2 53-

2+

Luz UV (20 W) a

HPLC-UV TOCCOD

Dentro de condiciones oacuteptimas (pH= 37 87 microM FemicroM de H2O2 para Fenton y pH= 35 87 microM Fede H2O2 foto-Fenton) Se logroacute la degradacioacuten c- Se consigue una mayor la mineralizacioacuten (50 remocioacutende TOC) con foto-Fenton (20 TOC la eliminacioacuten)- Los productos de degradacioacuten no presentan actividadbacteriana

La mineralizacioacuten de materia orgaacutenica de carbono

Las condiciones oacuteptimas para la degradacioacuten completade antibioacuteticos fueron de 05 g L ZnO tiempo deirradiacioacuten 180 minutos y el pH=11

Bajo estas condiciones se obtuvo la degradacioacutencompleta la DQO y Eliminacioacuten del COD fueron de 239 y


No hay degradacioacuten significativa producida por 300 min

logroacute la degradacioacuten del50 para todos compuestos (81 Eliminacioacuten del COD)

a pH=5 y10 g L de TiO2

resultoacute endegradacioacuten completa despueacutes de 30 min y 40


reacciona con penicilina amoxicilina y cefadroxiloEs posible lograr la total la degradacioacuten de la penicilina

penicilinagt 100) y laamoxicilina y cefadroxilo despueacutes de 1 minuto de reaccioacuten

antibioacuteticos gt 150)Se ha detectado la degradacioacuten de los metabolitos

Navalonet al(2008)

Dentro de condiciones oacuteptimas (pH= 37 87 microM Fe2+

373para Fenton y pH= 35 87 microM Fe

2+ 454 microM

Fenton) Se logroacute la degradacioacuten completaSe consigue una mayor la mineralizacioacuten (50 remocioacuten

Fenton (20 TOC la eliminacioacuten)Los productos de degradacioacuten no presentan actividad

Rozaset al(2010)


44

Cefriaxone COD= 250 -1400 mgL

formulacioacutende aguasresiduales

El procesodeozonizacioacuten

3 g(h L) OpH= 3-110-100 microM H

Penicilina COD=830mgL

formulacioacutenefluente


El proceso deozonizacioacuten2500 mg (L h) OpH = 25-120Perozonation2500 mg (L h) OpH= 1052-40 mM H

Penicilina COD = 1555mgL


El procesodeozonizacioacutenDirecta eindirectafotoacutelisisFenton yFenton-comoFoto-Fenton yfoto-Fenton

Ozonizacioacuten2760 mg(L hpH=3-115FotoacutelisisLP UV a 254 nmpH=70-40 mM HPhoto- y FentonLP UV a 254 nmpH=320 mM H1 mM Fe

2+


3 g(h L) O3

100 microM H2O2

BOD5 COD TOCAbsorbancia de254nm

La remocioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH de3 a 7 La adicioacuten de H2O2 no teniacutea ninguna ventaja para laDQO cineacutetica de eliminacioacuten durante la ozonizacioacutendirecta- Biodegradabilidad representado en teacuterminos deDBO5DQO se incrementoacute- Despueacutes de 60 minutos se logroacute la degradacioacuten del 95(45 Remocioacuten de COT)

El proceso deozonizacioacuten2500 mg (L h) O3

120Perozonation2500 mg (L h) O3

40 mM H2O2

BOD5 CODAbsorbancia de344 y 274 nm

La degradacioacuten aumentoacute con el aumento del pH y en lapresencia de H2O2 hasta 20 mm- Las eficiencias de remocioacuten variacutean entre 10 y 56 paraozonizacioacuten y 30 y 83 para perozonizacioacuten- Ambos procesos seguidos con una cineacutetica de orden 1degrespecto de la DQO en las tasas de extraccioacuten- Biodegradabilidad en la relacioacuten DBO5

en un factor de 6 y 23 para ozonizacioacuten y perozonizacioacutenrespectivamente durante 20 min- El efluente tratado fue sometido a un tratamientobioloacutegico de lodos activados De remocioacuten de DQOBioloacutegica y las eficiencias terminales se mejoraronsensiblemente en particular con perozonizacioacuten

Ozonizacioacuten2760 mg(L h) O3

115

LP UV a 254 nm

40 mM H2O2

y FentonLP UV a 254 nmpH=320 mM H2O2

o Fe3+

BOD5 COD TOCHPLC-DAD

Ozonizacioacuten era dependiente del pH y la maacutes alta DQO yRemocioacuten del COT se produjo en condiciones alcalinas(despueacutes de 60 minutos de tratamiento la DQO maacuteximaextraiacuteda fue de 49)- La Fotoacutelisis ha demostrado ser un meacutetodo menos eficaz- COD relativamente mayor y las tasas de eliminacioacuten deTOC se obtuvieron con Fe

2+ H2O2 cuando se compara con

Fe3+

H2O2 (61 y el 46 de remocioacuten de DQOrespectivamente)- La presencia de luz UV soacutelo ha mejorado ligeramente elrendimiento del tratamiento- Mejora de la biodegradabilidad

La remocioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH deno teniacutea ninguna ventaja para la

ante la ozonizacioacuten

Biodegradabilidad representado en teacuterminos deDQO se incrementoacute

Despueacutes de 60 minutos se logroacute la degradacioacuten del 95

BalciogluandOumltker(2003)

La degradacioacuten aumentoacute con el aumento del pH y en la

Las eficiencias de remocioacuten variacutean entre 10 y 56 paraozonizacioacuten y 30 y 83 para perozonizacioacuten

Ambos procesos seguidos con una cineacutetica de orden 1degrespecto de la DQO en las tasas de extraccioacuten

5DQO aumentoacuteen un factor de 6 y 23 para ozonizacioacuten y perozonizacioacutenrespectivamente durante 20 min

El efluente tratado fue sometido a un tratamientobioloacutegico de lodos activados De remocioacuten de DQOBioloacutegica y las eficiencias terminales se mejoraronsensiblemente en particular con perozonizacioacuten

Arslan-Alatonet al(2004)

Ozonizacioacuten era dependiente del pH y la maacutes alta DQO yRemocioacuten del COT se produjo en condiciones alcalinas(despueacutes de 60 minutos de tratamiento la DQO maacuteximaextraiacuteda fue de 49)

La Fotoacutelisis ha demostrado ser un meacutetodo menos eficazCOD relativamente mayor y las tasas de eliminacioacuten de

cuando se compara con(61 y el 46 de remocioacuten de DQO

La presencia de luz UV soacutelo ha mejorado ligeramente el

Arslan-AlatonandDogruel(2004)


45

Penicilina COD= 710mgL


Ozonizacioacuten 2760 mg(L h) OpH= 3-11


Aguasresidualesfarmaceacuteuticas

microondamejoradoFenton-like

Poder deMicroondas=100-500 WpH= 1-11Tiempo deradiacioacuten= 2min3200-19000mgL H2O2

2000-8000mgL Fe2(SO

Penicilina G COD= 600mgL

Formula deefluente

Photo-Fenton-likeFenton-like

Luz Negra (125W)5-40 mM H01-5 mM FepH=3

Penicilina G COD= 200-600mgL

Formula deefluente

Ozonoacutelisis 600-2600mgL O3

pH= 3-12


2760 mg(L h) O3 BOD5 COD TOC La degradacioacuten aumenta con la el incremento de pH (6en pH=3 a 34 a pH=11)- Biodegradabilidad relacioacuten DBO5DQO el aumento enozonizacioacuten durante 40 min La reduccioacuten de TOC semantuvo baja-Los estudios de la tratabilidad bioloacutegica muestran lapobre biodegradabilidad de este efluente

Microondas=500 W

eradiacioacuten= 2-10

19000

2

8000(SO4)3

BOD5 COD TOCHPLC-UVAbsorbancia a254 nm

Los paraacutemetros de funcionamiento fueron investigados ylas condiciones oacuteptimas fueron potencia de microondasde 300 W tiempo de radiacioacuten de 6 minutos el pH inicialde 442H2O2 dosis de 1300 mg L y Fe2(SO4)3 4900 mg L- Dentro de las condiciones actuales la remocioacuten de DQOes 5753 y la eliminacioacuten de TOCgt 40 5506 dedegradacioacuten-Las Microondas mejoran la reaccioacuten Fenton y atener una mejor eficiencia

Luz Negra (125

40 mM H2O2

5 mM Fe3+

BOD5 COD TOC En condiciones oacuteptimas (15 mM Fe3+

25 mM de Hque era COD obtuvo 56 y 42 Remocioacuten de COTdespueacutes de 30 minutos para la foto-Fenton44 y 35 de TOC la eliminacioacuten de Fenton- Ambos procesos seguidos por una cineacutetica de 1 ordenrespecto a las tasas de remocioacuten de DQO- Foto-Fenton like es maacutes efectiva que la oscura enteacuterminos de efectos de biodegrabilidad mejorada

COD TOC La ozonizacioacuten seguida de una cineacutetica de primer orden- La Eliminacioacuten de la DQO se incrementoacute al aumentar elpH y la dosis de ozono y con la disminucioacuten de valor de laDQO inicial- A pH = 7 1800 mg L de O3 y despueacutes de 1 h se obtuvouna remocioacuten de COT de 36 y una remocioacuten de DQO d37

La degradacioacuten aumenta con la el incremento de pH (6

Biodegradabilidad relacioacuten DBO5DQO el aumento enozonizacioacuten durante 40 min La reduccioacuten de TOC semantuvo baja

estudios de la tratabilidad bioloacutegica muestran lapobre biodegradabilidad de este efluente

Cokgoret al(2004)

Los paraacutemetros de funcionamiento fueron investigados ylas condiciones oacuteptimas fueron potencia de microondas

e 6 minutos el pH inicial

4900 mg LDentro de las condiciones actuales la remocioacuten de DQO

es 5753 y la eliminacioacuten de TOCgt 40 5506 de

Las Microondas mejoran la reaccioacuten Fenton y ayudan a

Yanget al(2009)

25 mM de H2O2)e era COD obtuvo 56 y 42 Remocioacuten de COT

Fenton-como y DQO44 y 35 de TOC la eliminacioacuten de Fenton-like

Ambos procesos seguidos por una cineacutetica de 1 ordenrespecto a las tasas de remocioacuten de DQO

ike es maacutes efectiva que la oscura enteacuterminos de efectos de biodegrabilidad mejorada

Arslan-AlatonandGurses(2004)

ca de primer ordenLa Eliminacioacuten de la DQO se incrementoacute al aumentar el

pH y la dosis de ozono y con la disminucioacuten de valor de laDQO inicial

y despueacutes de 1 h se obtuvouna remocioacuten de COT de 36 y una remocioacuten de DQO del

Arslan-AlatonandCoglayan(2005)


46

Penicilina G COD=600mgL

Formula deefluente

Ozonoacutelisis Ozonolisis1800 mg(h L) OpH=7-12Perozonolisis1800 mg(h L) OpH=7-1210 mM H2O

Penicilina V COD= 250-1400 mgL


Ozonoacutelisis Ozonolisis 3 g(hL) O3

pH=3-11Perozonizacioacuten3 g(h L) OpH=70-100 mMH2O2


Ozonolisis1800 mg(h L) O3

Perozonolisis1800 mg(h L) O3

O2

DBO5 DQOla prueba de lainhibicioacuten delodos activados

La remocioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH yen la presencia de H2O2-La Biodegradabilidad era mejorada por la perozonizacioacutena pH=7 pero este pre-tratamiento no elimino porcompleto la ecotoxicidad lo que da la inhibicioacuten de lagravedad del tratamiento de lodos activados- La eficiencia de remocioacuten de DQO aumentoacute de 37despueacutes de 1 hora a pH=7 para ozonizacioacuten al 76 conperozonizacioacuten

nolisis 3 g(h

Perozonizacioacuten3 g(h L) O3

100 mM

BOD5 COD TOCAbsorbance at254 nm

De remocioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH de3 a 7 La adicioacuten de H2O2 no teniacutea ninguna ventaja para laDQO cineacutetica de eliminacioacuten durante el ozonizacioacutendirecta- La Biodegradabilidad representado en teacuterminos deDBO5DQO aumentoacute- Despueacutes de 60 minutos la degradacioacuten del 40 Se logroacute(40 Remocioacuten de COT)

cioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH y

La Biodegradabilidad era mejorada por la perozonizacioacutentratamiento no elimino por

completo la ecotoxicidad lo que da la inhibicioacuten de lao de lodos activados

La eficiencia de remocioacuten de DQO aumentoacute de 37despueacutes de 1 hora a pH=7 para ozonizacioacuten al 76 con


De remocioacuten de DQO se incrementoacute al aumentar el pH deno teniacutea ninguna ventaja para la

urante el ozonizacioacuten

La Biodegradabilidad representado en teacuterminos deDQO aumentoacute

Despueacutes de 60 minutos la degradacioacuten del 40 Se logroacute



47

34 Glicopeacuteptidos




Bleomicina 446 mgL

Agua Destilada


Dos de Pt IrelectrodosNaCl comoelectrolito100 mA decorriente






HPLC-UVmicrobioloacutegicoensayo con SAureuscitotoxicidad y laensayosmutageacutenicos

La electroacutelisis se ha degradado ligeramente y se eliminala citotoxicidad mutagenicidad y la actividadmicrobioloacutegica de este antibioacutetico

Referencias

La electroacutelisis se ha degradado ligeramente y se eliminala citotoxicidad mutagenicidad y la actividad

Hiroseet al(2005)


48

35 Imidazoles



5 Imidazoles

MetronidazoedimetridazolronidazolTinidazol

10-30 mgLEl aguadestiladaaguas naturalesy aguasresiduales

Aplicacioacutensimultaacutenea dela ozonizacioacuten ylaadsorcioacuten

pH= 2-9025-050 gLde carboacutenactivado

MetronidazoledimetridazoleronidazoleTinidazole

100-600 mgLEl aguadestiladanaturallas aguas yde aguasresiduales

AdsorcioacutenBioadsorcioacuten encarboacuten activado

T= 25 degCpH=2-110-01 M NaCl1 gL Carboacutenactivado

MetronidazoldimetridazolronidazolTinidazol

150mgL

Agua Destilada

Adsorcioacuten encarboacuten activado

T= 25 degC02-1 gL CarboacutenactivadopH=7

Levamisol 10 mgL


Nanofiltracioacutenmedianteoacutesmosis inversa

Oacutesmosis inversamembranasXLE y HR95PPnanofiltracioacutenNF90 y HLmembranasDESAL





9050 gL

de carboacutenactivado

HPLC-DAD TOCPruebas detoxicidad conFischeri

Las degradaciones de ozonizacioacuten fueron superiores a90 y 10-20 de remocioacuten de COTLa ozonizacioacuten genera gran oxidacioacuten de los subproducttoacutexicos La presencia de carboacuten activado durante laozonizacioacuten produce un aumento en la tasa deeliminacioacuten una reduccioacuten en la toxicidad de oxidacioacutende subproductos es de alrededor del 30 en el TOC

T= 25 degC11

01 M NaCl1 gL Carboacutenactivado

Absorbancia de320 nm

El pH del medio y la concentracioacuteninfluyen en la remocioacuten por adsorcioacuten Los antibioacuteticos nofueron degradados por el microorganismo utilizado en eltratamiento bioloacutegico La presencia de estosmicroorganismos durante la adsorcioacuten aumentoacute laadsorcioacuten bioadsorcoacuten en el de carboacuten activado

T= 25 degC1 gL Carboacuten

activado

Absorbancia de320 308 y 317nm

El 90 de eliminacioacuten se logroacute con 1 g L de carboacutenactivado- Cineacutetica de 2 ordm orden se ajusta adecuadamente a losdatos experimentales

Oacutesmosis inversamembranas

y HR95PPnanofiltracioacutenNF90 y HLmembranas

HPLC-DAD La eliminacioacuten del antibioacutetico por oacutesmosis inversa y lamembrana de nanofiltracioacuten es aceptablemente alta (losfactores de rechazogt 09)

Referencias

Las degradaciones de ozonizacioacuten fueron superiores a

La ozonizacioacuten genera gran oxidacioacuten de los subproductostoacutexicos La presencia de carboacuten activado durante laozonizacioacuten produce un aumento en la tasa deeliminacioacuten una reduccioacuten en la toxicidad de oxidacioacutende subproductos es de alrededor del 30 en el TOC

Saacutenches-Poloet al(2008)

del electrolito noinfluyen en la remocioacuten por adsorcioacuten Los antibioacuteticos nofueron degradados por el microorganismo utilizado en eltratamiento bioloacutegico La presencia de estosmicroorganismos durante la adsorcioacuten aumentoacute la

de carboacuten activado

Rivera-Utrillaet al(2009)

on 1 g L de carboacuten

Cineacutetica de 2 ordm orden se ajusta adecuadamente a los

Meacutendez-Diacuteazet al(2010)

La eliminacioacuten del antibioacutetico por oacutesmosis inversa y lamembrana de nanofiltracioacuten es aceptablemente alta (los

Ko suticet al(2007)


49

Metronidazol

1mgL

Aguadeionizada

Directa eindirectafotoacutelisisFentonPhoto-Fenton

Fotocataacutelisis LPUV a 254 nm MPUV a200-400 nmpH=60-50 mgL HPhoto- y FentonLP UV at 254 nmpH= 35294 mM H294-1176mM Fe

2+


Fotocataacutelisis LPUV a 254 nm MP

400 nm

50 mgL H2O2

y FentonLP UV at 254 nm

294 mM H2O2

11762+

HPLC-PDADAbsorbancia de220 a 230 nm

Fotodegradacioacuten exhibiendo pseudo-cineacutetica de orden 1La irradiacioacuten Mp es maacutes eficaz que LP La Fotoacutelisis directa(6-12 de remocioacuten) fue menos eficaz que la oxidacioacutencon UVH2O2 (58-67 de remocioacuten) La oxidacioacuten Fentonseguido de una Cineacutetica de 2 ordm orden y la taincrementoacute con altas concentraciones de FeUn aumento en la eficiencia de extraccioacuten y en la tasa dereaccioacuten se produjo cuando el proceso de foto(74-94 de remocioacuten) se compara con la oxidacioacutenFenton (53-76 la eliminacioacuten)

cineacutetica de orden 1La irradiacioacuten Mp es maacutes eficaz que LP La Fotoacutelisis directa

12 de remocioacuten) fue menos eficaz que la oxidacioacuten67 de remocioacuten) La oxidacioacuten Fenton

seguido de una Cineacutetica de 2 ordm orden y la tasa seincrementoacute con altas concentraciones de Fe

2+

Un aumento en la eficiencia de extraccioacuten y en la tasa deprodujo cuando el proceso de foto-Fenton

94 de remocioacuten) se compara con la oxidacioacuten

Shemeret al(2006)


50

36 Lincosamidas



6 Lincosamidas

Lincomicina 1 mM

Agua Destilada

Ozonoacutelisis 006-010 mM OpH=2-9

Lincomicina 10-75 mM

Agua Destilada

Fotocataacutelisis conunsemiconductorjunto con lananofiltracioacuten

Catalizador deTiO2

02 gLMembranaDL2540C yDK2540C

Lincomicina 10-50 mgL

Agua Destilada


MP UV (125 W)pH=60TiO2 (100anatasa rutilo=41)1 y 04 gL decatalizadorrespectivamente


Agua Destilada


Caacutetodo de aceroinoxidableTi Pt grafitoTiIrO2Tao 3D GAC comoaacutenodoNa2SO4 o NaClcomo electrolito




010 mM O3 Absorbancia a260 nm

Las tasas de reaccioacuten de 2 ordm orden aumentaron con elaumento del pH Se logroacute la degradacioacuten total despueacutes de1 s Una raacutepida degradacioacuten en torno a un pH neutro

Catalizador de

MembranaDL2540C yDK2540C

TOC HPLC-UV La foto-oxidacioacuten seguida de una cineacutetica de orden 1 ordf LaLincomicina fue oxidada con eacutexito por la fotocataacutelisis Lafiltracioacuten permitioacute que la separacioacuten delfotocatalizador y de lincomicina y sus productos dedegradacioacuten fueran permeadas

MP UV (125 W)

(100anatasa rutilo=41)

gL decatalizadorrespectivamente

HPLC-UV TOCAbosrbancia de200-500 nm

Degradacioacuten seguida de una cinetica de seudo primerorden Despueacutes de 5 h 20 de lincomicina estaacutedegradada por la fotoacutelisis En la presencia de TiO98 del faacutermaco fue oxidado dentro deaproximadamente 2 hUsando TiO2 (anatasa rutilo) como catalizador se logroacutela eliminacioacuten del 60 de TOC pero menos unmineralizacioacuten significativa se observoacute utilizando 100anatasa

Caacutetodo de aceroinoxidableTi Pt grafito

Ta2O5

o 3D GAC como

o NaClcomo electrolito

Absorbancia a200-400 nmCOD iodomeacutetricatitulacioacutenvoltameacutetricaanaacutelisis

La Lincomicina fue apenas oxidada (COD eliminacioacuten=30) con una cineacutetica global lenta debido a la difiacutecildesprotonacioacuten un requisito previo para el siguientepaso la transferencia de electronesLa electro-oxidacioacuten se encontroacute que produce unacineacutetica de primer orden Se han probaacutenodos

Referencias

tasas de reaccioacuten de 2 ordm orden aumentaron con elaumento del pH Se logroacute la degradacioacuten total despueacutes de1 s Una raacutepida degradacioacuten en torno a un pH neutro

Qianget al(2004)

oxidacioacuten seguida de una cineacutetica de orden 1 ordf LaLincomicina fue oxidada con eacutexito por la fotocataacutelisis Lafiltracioacuten permitioacute que la separacioacuten del las partiacuteculas defotocatalizador y de lincomicina y sus productos de

Augugliaroet al(2005)

Degradacioacuten seguida de una cinetica de seudo primerorden Despueacutes de 5 h 20 de lincomicina estaacutedegradada por la fotoacutelisis En la presencia de TiO2 maacutes del

xidado dentro de

(anatasa rutilo) como catalizador se logroacutela eliminacioacuten del 60 de TOC pero menos unmineralizacioacuten significativa se observoacute utilizando 100

Addamoet al(2005)

ada (COD eliminacioacuten=30) con una cineacutetica global lenta debido a la difiacutecildesprotonacioacuten un requisito previo para el siguientepaso la transferencia de electrones

oxidacioacuten se encontroacute que produce unacineacutetica de primer orden Se han probado diferentes

Jara etal(2007)


51

Lincomicina 25 mgL

agua destiladay aguasresiduales

Photo-Fenton Luz Negra (lmax=365 nm) yradiacioacuten solarpH=25020 mMferrioxalatoFeSO4 Fe(NO10-10 mM H


Luz Negra (lmax=365 nm) yradiacioacuten solar

020 mMferrioxalato

Fe(NO3)3

10 mM H2O2

TOC DOCHPLC-DAD

La degradacioacuten se mejora cuando fue empleado elferrioxalato en comparacioacuten con Fe (NODespueacutes de 8 minutos de irradiacioacuten el antibioacutetico seeliminoacute totalmente en la presencia del ferrioxalatomientras que cuando se utiliza Fe (NO20 minutos para lograr la misma degradacioacutenSe observoacute una remocioacuten del 94 de COT despueacutes de 60minutos de irradiacioacuten cuando se utiliza ferrioxalatomientras que utilizando el Fe(NO3) 3 se logroacute solo el 21de remocioacuten de COT

ora cuando fue empleado elferrioxalato en comparacioacuten con Fe (NO3)3 y FeSO4Despueacutes de 8 minutos de irradiacioacuten el antibioacutetico seeliminoacute totalmente en la presencia del ferrioxalatomientras que cuando se utiliza Fe (NO3)3 se necesitaron

ra lograr la misma degradacioacutenSe observoacute una remocioacuten del 94 de COT despueacutes de 60minutos de irradiacioacuten cuando se utiliza ferrioxalato

se logroacute solo el 21

BautitzandNogueira(2010)


52

37 Macroacutelidos



7 LosmacroacutelidosAvilamicinaTilosina

COD= 7000mgL

Agua residualFarmaceacuteutica

Procesoanaeroacutebico

Reactor de flujoanaeroacutebV=11 L divididaen cuatro etapas de275 LTiempo de retencioacuten=24 dias

azitromicinaLaclaritromicinaeritromicinaRoxitromicina

COD=360 or590 mgL

Dos diferentesefluentes EDAR

El tratamientoprimarioproyeccioacutenDesarenadoraireadoClarificadorEl tratamientosecundariode lodosactivadosmembrana delreactor(1) o en lechofijo-reactor (2)ClarificadorLa arena defiltracioacuten

de lodos activadostratamiV= 5600 mt=15 hmembrana del reactorcon V=16 mt=13 hEl filtro de arena conV=288 mt=25 minde lodos activadostratamiento conV=9100 mt=31 hReactor de lecho fijocon V=1500t=1 hEl filtro de arena conV=360 mt=6-8 h

azitromicinaLaclaritromicinaRoxitromicina

2 mgLPicos deefluentes de laEDAR

Ozonoacutelisis 2 columnas operandoen serie 05pH=7





Reactor de flujoanaeroacutebico pH =65-78V=11 L divididaen cuatro etapas de275 LTiempo de retencioacuten=2-4 dias

HPLC-UV COD El disentildeo por etapas ha facilitado la eficiencia en eltratamiento de estas aguas residuales con una reduccioacutendel 70-75 de DQOFue alcanzado un promedio de 95 de reduccioacuten de latilosina lo que indica que este antibioacutetico podriacutea serdegradado faacutecilmente en un reactor con sistemaanaeroacutebico

de lodos activadostratamiento conV= 5600 m

3

t=15 hmembrana del reactorcon V=16 m

3

t=13 hEl filtro de arena conV=288 m

3

t=25 minde lodos activadostratamiento conV=9100 m

3

t=31 hReactor de lecho fijocon V=1500t=1 hEl filtro de arena conV=360 m

3

8 h

LC-MS Se ha estudiado un tratamiento previo al de los lodosactivados en una planta de tratamientoEl biorreactor consistioacute en un compartimiento conagitacioacuten anaeroacutebica y una cascada de desnitrificacioacuten ynitrificacioacutenSe observaron eliminaciones similares en elsecundario de los dos sistemas convencionales de lodosactivados y un reactor de lecho fijoSe obtuvieron diversos resultados para los macroacutelidosinvestigados

2 columnas operandoen serie 05-5mgL O

3

pH=7

LC-MS La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de 2 ordm orden90-99 de degradacioacuten de la dosis de OLos soacutelidos en suspensioacuten han revelado un efecto menorsobre la eficiencia de remocioacuten

Referencias

El disentildeo por etapas ha facilitado la eficiencia en eltratamiento de estas aguas residuales con una reduccioacuten

io de 95 de reduccioacuten de latilosina lo que indica que este antibioacutetico podriacutea serdegradado faacutecilmente en un reactor con sistema

Chelliapanet al(2006)

a estudiado un tratamiento previo al de los lodosactivados en una planta de tratamientoEl biorreactor consistioacute en un compartimiento conagitacioacuten anaeroacutebica y una cascada de desnitrificacioacuten y

Se observaron eliminaciones similares en el tratamientosecundario de los dos sistemas convencionales de lodosactivados y un reactor de lecho fijoSe obtuvieron diversos resultados para los macroacutelidos

Goumlbelet al(2007)

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de 2 ordm orden99 de degradacioacuten de la dosis de O3gt 2 mg L

Los soacutelidos en suspensioacuten han revelado un efecto menor

Huberet al(2005)


53

Laclaritromicina

1x10-4

M

Agua destilada

Ozonoacutelisis 1x10pH=32

Eritromiscina 10 ngL

Efluente ETAP

AclaracioacutenLa cloracioacuten yfiltracioacuten conCAG

Aclaracioacuten2 tanques declarificacioacutenoperando en paraleloFeCl3

pH=45Microarena deinyeccioacutenEl tiempo de contacto=15-20 mincloracioacutenLa adicioacuten de NaClOtiempo 200Filtracioacute8 bancos de filtros queoperansimultaacuteneamenteEl tiempo decontacto=15

eritromicinatilosina

40 mgL

Picos de aguadestiladaAguasfarmaceacuteuticasresiduales

Ozonoacutelisis pH= 3H2O2

proporcioacuten 05

Roxitromicina 05mM

Puntas de aguade rio y agua depozo

Ozonoacutelisis 01-2 mgL OpH=8


1x10- 5

M O3

pH=32-44LC-MSabsorbanciaen la inhibicioacutende 260 nm enla P putida

La ozonizacioacuten ha seguido una tasa de reaccioacuten de orden2 y la tasa se incrementoacute al aumentar el pH Lossubproductos de reaccioacuten se determinaron y eran menosinhibidores que el faacutermaco original

Aclaracioacuten2 tanques declarificacioacutenoperando en paralelo

3 como coagulantepH=45-55Microarena deinyeccioacutenEl tiempo de contacto=

20 mincloracioacutenLa adicioacuten de NaClOtiempo 200-300 minFiltracioacuten con CAG8 bancos de filtros queoperansimultaacuteneamenteEl tiempo decontacto=15-3 min

LC-MS La clarificacioacuten disminuyoacute la concentracioacuten de esteantibioacutetico con una extraccioacuten del 47 La eliminacioacutenmoderada de este compuesto hidroacutefilo de la fase acuodurante aclaracioacuten puede explicarse por la coagulacioacutende cloruro feacuterrico lo que resulta en la base o hidroacutelisisaacutecida Despueacutes de la aclaracioacuten las muestras de aguafueron sometidas a un proceso de desinfeccioacuten En esteproceso se logroacute la eliminacioacuten del 92 Finalmente elagua clorada del proceso de desinfeccioacuten se hizo pasarpor filtros de GAC Y finalmente se obtuvo unaeliminacioacuten total

pH= 3-11

2O3 molarproporcioacuten 05-18

LC-MS La adicioacuten de H2O2 ha acelerado la degradacioacuten (relacioacutenmolar oacuteptimaH2O2O3 de 5)La ozonacioacuten de aguas residuales resultoacute en 97 deeliminacioacuten despueacutes de 10 min y una completadegradacioacuten en 20 para todos los compuestos

2 mgL O3

pH=8HPLC-UV La oxidacioacuten seguida de una cineacutetica de 2 ordm orden

La matriz de agua afecta a la estabilidad del ozonoformacioacuten de radicales y la compactacioacuten da unaeficiencia de remocioacuten gt 90

La ozonizacioacuten ha seguido una tasa de reaccioacuten de ordenincrementoacute al aumentar el pH Los

subproductos de reaccioacuten se determinaron y eran menosinhibidores que el faacutermaco original

Langeet al(2006)

La clarificacioacuten disminuyoacute la concentracioacuten de esteantibioacutetico con una extraccioacuten del 47 La eliminacioacutenmoderada de este compuesto hidroacutefilo de la fase acuosadurante aclaracioacuten puede explicarse por la coagulacioacutende cloruro feacuterrico lo que resulta en la base o hidroacutelisisaacutecida Despueacutes de la aclaracioacuten las muestras de aguafueron sometidas a un proceso de desinfeccioacuten En este

n del 92 Finalmente elagua clorada del proceso de desinfeccioacuten se hizo pasarpor filtros de GAC Y finalmente se obtuvo una

Stackelberget al(2007)

ha acelerado la degradacioacuten (relacioacutenmolar oacuteptima

La ozonacioacuten de aguas residuales resultoacute en 97 deeliminacioacuten despueacutes de 10 min y una completa

n en 20 para todos los compuestos

Lin etal(2009)

La oxidacioacuten seguida de una cineacutetica de 2 ordm ordenLa matriz de agua afecta a la estabilidad del ozono laformacioacuten de radicales y la compactacioacuten da una

Huberet al(2003)


54

38 Quinolonas



8 Las quinolonas

Ciprofloxacino 015mM

Agua Ultrapura

Foto-Fentonutilizandoun grupoheterogeacuteneocatalizador

HP UV a 280y 260 nmpH= 30-60 mM HFe-Lapcatalizador0-15 gLcatalizador

Ciprofloxacino 23-136 microM

Aguadeionizada

Ozonoacutelisis Condiciones de laozonizacioacutencondiciones660-de OpH = 3T = 60Perozonizacioacuten2500 mg L de OpH = 3T = 275degC2-990 microM H





HP UV a 280y 260 nmpH= 3-10

60 mM H2O2

Lap-RDcatalizador

15 gLcatalizador

TOC COD HPLC-DAD

La degradacioacuten fue mejorando con el aumento de laconcentracioacuten de H2O2 y el catalizador de carga Un pHoacuteptimo era de 3 En oacuteptimas condiciones se logroacute unaconversioacuten completa y se alcanzoacute el 57 demineralizacioacuten en 30 minutos El meacutetodo fotoseguido por una cineacutetica de primer orden

Condiciones de laozonizacioacutencondiciones

-3680 mg Lde O3

pH = 3-10T = 60-620deg CPerozonizacioacuten2500 mg L de O3

pH = 3-10T = 275degC

990 microM H2O2

HPLC-UV La ozonizacioacuten y perozonizacioacuten de la ciprofloxacina sepuede describir bien por una cineacutetica de primer oacuterdenLa maacutes alta tasa de degradacioacuten se obtuvo a la maacutes altaconcentracioacuten de ozono y menos concentracioacuten delfaacutermaco (Se alcanzoacute el 95 de degradacioacuten entre 60 y 75min) No se encontroacute efecto en la temperaturaEn la perozonizacioacuten la adicioacuten de pequentildeas cantidadesde H2O2 (2-50 microM) aumentoacute la degradacioacuten de laciprofloxacina

Referencias

La degradacioacuten fue mejorando con el aumento de lay el catalizador de carga Un pH

oacuteptimo era de 3 En oacuteptimas condiciones se logroacute unaconversioacuten completa y se alcanzoacute el 57 demineralizacioacuten en 30 minutos El meacutetodo foto-Fenton fueseguido por una cineacutetica de primer orden

Bobuet al(2008)

zacioacuten de la ciprofloxacina sepuede describir bien por una cineacutetica de primer oacuterdenLa maacutes alta tasa de degradacioacuten se obtuvo a la maacutes altaconcentracioacuten de ozono y menos concentracioacuten delfaacutermaco (Se alcanzoacute el 95 de degradacioacuten entre 60 y 75

se encontroacute efecto en la temperaturaEn la perozonizacioacuten la adicioacuten de pequentildeas cantidades

50 microM) aumentoacute la degradacioacuten de la

DeWitteet al(2009)


55

Ciprofloxacin a Norfloxacina Ofloxacina

30 ngL

Agua de lasuperficie delrio

Coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacutenLa arena defiltracioacutenOzonizacioacutenFiltracioacuten concarboacuten activadofotoacutelisis directa

coagulacioacutenFe2 (SO94-200 gmcoagulantepH=La arena defiltracioacutensuperficie cargar=12 mh pH =73El proceso deozonizacioacuten3 columnasen serie1 mg L de OEl tiempo decontacto= 30 minpH= 73Filtracioacuten conCAG2 etapa delprocesoChemvironFiltrasorb decarbonoEl tiempo deconta= 36 minFotoacutelisis directaDosis UV de 250Jm

2


coagulacioacuten(SO4)3

200 gm3

coagulantepH= 50La arena defiltracioacutensuperficie cargar=12 mh pH =

El proceso deozonizacioacuten3 columnasen serie1 mg L de O3

El tiempo decontacto= 30 minpH= 73Filtracioacuten conCAG2 etapa delprocesoChemvironFiltrasorb decarbonoEl tiempo decontacto= 36 minFotoacutelisis directaDosis UV de 250

2

LC-MS En la coagulacioacuten no se encontraron efectos en laremocioacuten de norfloxacino y ofloxacinoSolo el 30 de ciprofloxacina fue eliminado del efluenteLa filtracioacuten raacutepida en arena y carboacuten activadono logroacute quitar significativamente estos productosfarmaceacuteutidos solo alrededor del 10La concentracioacuten de las drogas no se ve afectada por unafotoacutelisis directaOzonizacioacuten era una teacutecnica eficiente para la eliminacioacutende la mayor parte de los compuestos estudiadosLa ciprofloxacina fue reducida soacutelo en un promedio de16

En la coagulacioacuten no se encontraron efectos en laremocioacuten de norfloxacino y ofloxacinoSolo el 30 de ciprofloxacina fue eliminado del efluenteLa filtracioacuten raacutepida en arena y carboacuten activado granularno logroacute quitar significativamente estos productosfarmaceacuteutidos solo alrededor del 10La concentracioacuten de las drogas no se ve afectada por unafotoacutelisis directaOzonizacioacuten era una teacutecnica eficiente para la eliminacioacuten

s compuestos estudiadosLa ciprofloxacina fue reducida soacutelo en un promedio de

Vienoet al(2007)


56

Enrofloxacina COD= 250-1400mgL


Ozonoacutelisis El proceso deozonizacioacuten3 g h L) OpH=311PerozonizacioacutenpH= 70-100 mM H

Enrofloxacina 50-200 mgLAgua destiladay desionizada

adsorcioacutenjunto conozonizacioacuten

pH= 5T= 28Zeolita comoadsorbente 075 gde adsorbente Eltiempo decontacto = 24 h1430 mg h OEl tiempo decontacto= 1030min

Enrofloxacin 10 mgL

Formulacioacutende aguasresiduales


Oacutesmosis inversaXLE y HR95PPmembranasnanofiltracioacutenNF90 y Desal HLmembranas


El proceso deozonizacioacuten3 g h L) O3

pH=3-11Perozonizacioacuten

pH= 7100 mM H2O2

BOD5 COD TOCAbsorbancia de254 nm

La remocioacuten de la DQO aumento con el aumento del pHde 3 a 7 La adicioacuten de H2O2 no aventaja la cineacutetica deremocioacuten de la DQO en la ozonizacioacuten directaLa biodegradabilidad aumento representada en teacuterminosde DBOSe logroacute la eliminacioacuten del 95 de (45 TOC) despueacutes de60 minutos

pH= 5-10T= 28-50deg CZeolita comoadsorbente 075 gde adsorbente Eltiempo decontacto = 24 h1430 mg h O3

El tiempo decontacto= 1030

Absorbancia a271272 y 275 nm

Eliminacioacuten de enrofloxacina fue aumentado por ladisminucioacuten del pH y el aumento de la temperaturaLos datos de equilibrio de absorcioacuten fueron ajustados conel modelo de la isoterma de Langmuir Fue absorbido el80 de enrofloxacina en la zeolitaEn la suficiente concentracioacuten el ozono fue capaz dedescomponer por completo la enrofloxiacina absorbidaen la zeolita


HPLC-DAD La eliminacioacuten del antibioacutetico mediante la oacutesimosisinversa utilizando una membrana de nanofiltracioacuten esaceptable por tener factores de rechazo gt 0972

La remocioacuten de la DQO aumento con el aumento del pHno aventaja la cineacutetica de

remocioacuten de la DQO en la ozonizacioacuten directaLa biodegradabilidad aumento representada en teacuterminosde DBO5DQOSe logroacute la eliminacioacuten del 95 de (45 TOC) despueacutes de


Eliminacioacuten de enrofloxacina fue aumentado por ladisminucioacuten del pH y el aumento de la temperaturaLos datos de equilibrio de absorcioacuten fueron ajustados conel modelo de la isoterma de Langmuir Fue absorbido el80 de enrofloxacina en la zeolitaEn la suficiente concentracioacuten el ozono fue capaz dedescomponer por completo la enrofloxiacina absorbida

OumltkerandAkmehmet-Balcioglu(2005)

La eliminacioacuten del antibioacutetico mediante la oacutesimosiso una membrana de nanofiltracioacuten es

aceptable por tener factores de rechazo gt 0972

Vienoet al(2007)


57

Enrofloxacin 1580 mgL

Agua residualsinteacutetica

Diamantesconductivosoxidacioacutenelectroquiacutemicaozonizacioacuten yoxidacioacutenFenton

Oxidacioacutenelectroquiacutemediante undiamanteconductorDiamante comoanodo y aceroinoxidable comocaacutetodoT=35 degCOzonizacioacuten05 Lmin Ode flujoT= 25 COxidacioacutenFentonpH= 3FeSOcomo catalizador

Enrofloxacin 158-790 mgL

Agua Ultrapura

La oxidacioacutenanoacutedica conelectrogeneramiento de H2O2

Electro-FentonFotoelectrones-Fentonmedianteradiacioacutensolar

Pt o borodopadoDiamante (BDD)como aacutenodoEl carbonocon caacutetodo de 12mL min OUVA c360 nm005 M Na01-05 mM FepH=30T= de 35 degC


Oxidacioacutenelectroquiacutemicamediante undiamanteconductorDiamante comoanodo y aceroinoxidable comocaacutetodoT=35 degCOzonizacioacuten05 Lmin O3 Leyde flujoT= 25 COxidacioacutenFentonpH= 3FeSO47H2Ocomo catalizador

COD TOC En los tres procesos se puede reducir el conteniorgaacutenico del agua residual sinteacutetica contaminada conenrofloxacinaLa oxidacioacuten electroquiacutemica mediante el conductor dediamante es el maacutes eficiente en teacuterminos de tecnologiacuteade mineralizacioacuten pero no sobre la remocioacuten de DQOque es maacutes eficientementozonizacioacutenLa alta eficiencia en teacuterminos de uso de oxidante seobtiene a traveacutes de la oxidacioacuten Fenton durante elperiacuteodo inicial indica que esteproceso es muy eficiente en la eliminacioacuten del antibioacuteticopero raacutepidamente conduce a la formacioacutenrefractarios

Pt o borodopado-Diamante (BDD)como aacutenodoEl carbono-PTFEcon caacutetodo de 12mL min O2 luzUVA con λmax= 360 nm005 M Na2SO4

05 mM Fe2+

pH=30T= de 35 degC

TOC HPLC-DAD Todos los procedimientos son menos potentes utilizandoPt como aacutenodo- En el reactor de tanque agitado utiliza BDD como aacutenodoy se logroacute(i) la eliminacioacuten del 67 en el TOCelectrogenerado de H2O2

(ii) la eliminacioacuten del 78 en el TOC Electro(iii) la eliminacioacuten del 96 en el TOC fotoelectronesFenton(iv) la eliminacioacuten del 97 de TOC en energiacutea solarfotoelectrones-Fenton- En el flujo de recirculacioacuten del lote del reactor usandoBDD como aacutenodo se logro(i) la eliminacioacuten del 28 de TOC en oxidacioacuten anoacutedicacon electrogenerado de H2O2

(ii) la eliminacioacuten del 45 en el TOC Electro(iii) 86 fotoelectrones-Fenton

En los tres procesos se puede reducir el contenidoorgaacutenico del agua residual sinteacutetica contaminada con

La oxidacioacuten electroquiacutemica mediante el conductor dediamante es el maacutes eficiente en teacuterminos de tecnologiacuteade mineralizacioacuten pero no sobre la remocioacuten de DQOque es maacutes eficientemente por

La alta eficiencia en teacuterminos de uso de oxidante seobtiene a traveacutes de la oxidacioacuten Fenton durante elperiacuteodo inicial indica que esteproceso es muy eficiente en la eliminacioacuten del antibioacuteticopero raacutepidamente conduce a la formacioacuten de compuestos

Guineaet al(2009)

Todos los procedimientos son menos potentes utilizandoPt como aacutenodo

En el reactor de tanque agitado utiliza BDD como aacutenodoy se logroacute

oxidacioacuten anoacutedica con

(ii) la eliminacioacuten del 78 en el TOC Electro-Fenton(iii) la eliminacioacuten del 96 en el TOC fotoelectrones-

(iv) la eliminacioacuten del 97 de TOC en energiacutea solar

rculacioacuten del lote del reactor usando

(i) la eliminacioacuten del 28 de TOC en oxidacioacuten anoacutedica

(ii) la eliminacioacuten del 45 en el TOC Electro-Fenton

Guineaet al(2010)


58

Flumequina 191-957 mM

Agua destilada

Fotocataacutelisis conunsemiconductor

Lampara UV (20W)pH=305-15 gL TiO017-H2O2

El aacutecidonalidiacutexico

45 mgL

Agua destilada

Solar foto-Fentoncombinado contratamientobioloacutegico

Solar photoFenton- pH 26- 20 mgL Fe- 200H2O2

- energiacutea solar UVTratamientobioloacutegico- Lodo activado-Flujo deOperacioacuten 500 L h

ofloxacina 5-10 mgL

Agua Ultrapura


LP UV (125 W)TiO2

catalizador1 gL comocatalizadorMembranaNTR7410PAN GKSS HV3ITN30F


Lampara UV (20

pH=3-1015 gL TiO2

-083 mM

2

Absorbancia a331 nm HPLCTOC GCEMSantibacterianoprueba con E coli

El tiempo necesario para eliminar completameflumequina bajo condiciones optimizadas (pH = 6 laausencia de H2O2 y baja carga de oacutexido de titanio) fue de30 minLa mineralizacioacuten despueacutes de la irradiacioacuten de 60 minutosfue de alrededor de 80Los productos de oxidacioacuten no son bioloacutegicamentactivosEl meacutetodo tiene la ventaja que despueacutes de un cortoperiodo de tratamiento los subproductos pueden sertratados por los sistemas bioloacutegicos convencionales

Solar photo-Fenton

pH 26-2820 mgL Fe

2+

200-400 mgL

2

energiacutea solar UVTratamientobioloacutegico

Lodo activadoFlujo de

Operacioacuten 500 L

HPLC-UV TOCDOC Pruebatoxicological conV fischeri

Despueacutes de 200 minutos se logroacute la degradacioacuten total delantibioacuteticoDespueacutes de 400 minutos se logroacute el 90 demineralizacioacutenEl tratamiento Foto-Fenton ha mejorado con eacutexito labiodegradabilidadLa eficiencia global en la combinacioacuten de energiacutea solarfoto-Fenton y la biomasa inmovilizada en el reactor consistema funcionando en modo batch eliminoacute el 95 deDOC de los cuales 33 se realizoacute por el tratamiento conenergiacutea solar foto-Fenton y 62 porbioloacutegico

LP UV (125 W)como

catalizador1 gL comocatalizadorMembranaNTR7410PAN GKSS HV3ITN30F y NF PES 10

Absorbancia a230-280 nm

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de primer oacuterdenCon un pH = 6 se absorbioacute el 54 del antibioacutetico sobre elcatalizadorMediante la fotocataacutelisis se logroacute el 66 de ladegradacioacutenLa filtracioacuten separoacute las partiacuteculas delos subproductos de la reaccioacuten desde el permeado

El tiempo necesario para eliminar completamente laflumequina bajo condiciones optimizadas (pH = 6 la

y baja carga de oacutexido de titanio) fue de

La mineralizacioacuten despueacutes de la irradiacioacuten de 60 minutos

Los productos de oxidacioacuten no son bioloacutegicamente

El meacutetodo tiene la ventaja que despueacutes de un cortoperiodo de tratamiento los subproductos pueden sertratados por los sistemas bioloacutegicos convencionales

Palominoset al(2008)

Despueacutes de 200 minutos se logroacute la degradacioacuten total del

Despueacutes de 400 minutos se logroacute el 90 de

Fenton ha mejorado con eacutexito la

a eficiencia global en la combinacioacuten de energiacutea solarFenton y la biomasa inmovilizada en el reactor con

sistema funcionando en modo batch eliminoacute el 95 deDOC de los cuales 33 se realizoacute por el tratamiento con

Fenton y 62 por el tratamiento

Sirtoriet al(2009)

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de primer oacuterdenCon un pH = 6 se absorbioacute el 54 del antibioacutetico sobre el

Mediante la fotocataacutelisis se logroacute el 66 de la

La filtracioacuten separoacute las partiacuteculas de catalizador pero nolos subproductos de la reaccioacuten desde el permeado

Molinariet al(2006)


59

ofloxacina 25-50 mgL

Agua destilada


La celdaelectroliacutetica- Acero inoxidableplaca comocaacutetodo- Ti Pt grafitoTiIrO3D GAC comoaacutenodo- Na2

electroacutelito- 15actual


La celdaelectroliacutetica

Acero inoxidableplaca comocaacutetodo

Ti Pt grafitoTiIrO2Ta2O5 o3D GAC comoaacutenodo

2SO4 y NaClelectroacutelito

15-400 Am2

actual

Absorbancia a200-400 nmCOD iodomeacutetricatitulacioacutenAnaacutelisisvoltameacutetrico

Se probaron diferentes aacutenodosLa ofloxacina fue eficiente oxidando el (99995) porsobre los aacutenodos probLa electro-oxidacioacuten se produjo con una cineacutetica deprimer oacuterden

La ofloxacina fue eficiente oxidando el (99995) porsobre los aacutenodos probados

oxidacioacuten se produjo con una cineacutetica de

Jara etal(2007)


60

39 Derivados de Quinoxalina



9 Derivado de Quinoxalina

El carbadox 50 mgL

Puntas de aguadesionizada agua destiladay el riacuteo desuperficieagua

Coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacutenEl exceso de cal carbonato de sodioreblandecimientoen polvocarboacuten activadosorcioacutenLa cloracioacutenEl proceso deozonizacioacutenFotolisis directa conintercambio deionesOsmosis inversa

coagulacioacutenAl2(SO0-170 mg L decoagulanteTiempo detratamiento = 3 h21minEl exceso de cal sodaablandamientode cenizas Cal =232 mglcomo CaCOLa ceniza de soda= 191 mg Lcomo CaCOpH = 113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC adsorbente0-50 mg L PACEl tiempo decontacto = 4 hcloracioacuten10 mg L Cl(pH = 75) Elproceso deozonizacioacuten71 mgL O75)Fotoacutelisis directa




coagulacioacuten

2 (SO4) 3 Fe2

(SO4)3

170 mg L decoagulanteTiempo detratamiento = 3 h21minEl exceso de cal sodaablandamientode cenizas Cal =232 mglcomo CaCO3

La ceniza de soda191 mg L

como CaCO3

pH = 113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC adsorbente

50 mg L PACEl tiempo decontacto = 4 hcloracioacuten10 mg L Cl2

(pH = 75) Elproceso deozonizacioacuten71 mgL O3 (pH =75)Fotoacutelisis directa

HPLC-UV Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el excesode cal ablandamiento de la ceniza de soda directafotoacutelisis e intercambio ioacutenico eran todos relativamenteineficaz meacutetodos de eliminacioacuten del antibioacuteticoEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para el PAC de dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten junto con ozono y cloro en dosis tiacutepicaefectiva en la eliminacioacuten del antibioacutetico estudiado (gt90)La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con rechazo mayor que los niveles90 Sin embargo este proceso por lo general no eseconoacutemico

Referencias

Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el excesode cal ablandamiento de la ceniza de soda directa

oacutelisis e intercambio ioacutenico eran todos relativamenteineficaz meacutetodos de eliminacioacuten del antibioacuteticoEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para el PAC de dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten junto con ozono y cloro en dosis tiacutepicas fueefectiva en la eliminacioacuten del antibioacutetico estudiado (gt

La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con rechazo mayor que los niveles90 Sin embargo este proceso por lo general no es

Adamset al(2002)


61

LP UV a 254 nm(pH = 75)El iniones066 g de aacutecidofuerte catioacutenfuerteaniones resinas(pH = 7)Oacutesmosis inversaacetato decelulosamembrana


LP UV a 254 nm(pH = 75)El intercambio deiones066 g de aacutecidofuerte catioacutenfuerte-base yaniones resinas(pH = 7)Oacutesmosis inversaacetato decelulosamembrana


62

310 Sulfonamidas



10 sulfonamidas

sulfacetamidaSulfadiazinasulfametoxazolsulfatiazol

01 mM

Agua destilada

Cataacutelisis consemiconductor

UV a 366 nmCatalizador TiO25 gL

Sulfacloropiridizinasulfadimetoxinasulfamerazinasulfametazinasulfametoxazolsulfamonometoxinasulfatiazol

10 mgL

El aguadesionizada

El intercambiode iones

La autodescomposicioacutenpH= 70T= de 25degCtiempo detratamiento=15 diacuteasresina de MIEX resinapH= 70T= de 25deg C05-50 mL L de resinaTiempo de tratamiento= 24 h





UV a 366 nmCatalizador TiO2

25 gL

HPLC-UV DBO5TOCmicrobioloacutegicosensayo con Cvulgaris

Todos los medicamentos fueron completamentedegradados despueacutes de 300 minutos de irradiacioacutenRemocioacuten de COT varioacute entre 30 y 70Los productos intermedios son maacutes biodegradables ymenos toacutexicos que los compuestos originales

a auto-descomposicioacutenpH= 70T= de 25degCtiempo detratamiento=15 diacuteasresina de MIEX resinapH= 70T= de 25deg C

50 mL L de resinaTiempo de tratamiento= 24 h

HPLC-DAD Auto-descomposicioacuten fue lenta y cantidadesconsiderables de antibioacuteticos (mantuvo despueacutes de 15 diacuteasEl tratamiento MIEX fue eficaz para la eliminacioacuten deestos faacutermacos a traveacutes de intercambio de iones (aprox90 de eliminacioacuten) pero se observaron interferenciasorgaacutenicasEste tratamiento fue ineficaz para la eliminacioacuten desulfamerazina y sulfametazinaLos compuestos con fuerte electronegatividad eranfaacuteciles de quitar por el tratamiento MIEX

Referencias

Todos los medicamentos fueron completamentedegradados despueacutes de 300 minutos de irradiacioacutenRemocioacuten de COT varioacute entre 30 y 70

son maacutes biodegradables ymenos toacutexicos que los compuestos originales

Baranet al(2006)

descomposicioacuten fue lenta y cantidadesconsiderables de antibioacuteticos (41-73 mgL) todaviacutea semantuvo despueacutes de 15 diacuteasEl tratamiento MIEX fue eficaz para la eliminacioacuten deestos faacutermacos a traveacutes de intercambio de iones (aprox90 de eliminacioacuten) pero se observaron interferencias

az para la eliminacioacuten de

Los compuestos con fuerte electronegatividad eranfaacuteciles de quitar por el tratamiento MIEX

Choiet al(2007)


63

Sulfachloropyridazinesulfadimetoxinasulfamerazinasulfametazinasulfatiazol

50 mgL

Puntas deagua destiladaagua destiladay aguasuperficial deriacuteo

coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacutenEl exceso de cal carbonato desodioreblandecimiento en polvoactivadoabsorcioacuten decarbonoLa cloracioacutenEl proceso deozonizacioacutenfotoacutelisis directaEl intercambiode ionesLa oacutesmosisinversa

coagulacioacutenAl2 (SO0e170 mg L decoagulante tiempo detratamiento=3 h 21El exceso de cal ceniza de sosareblandecimientocal=232 mg Lcomo CaCOLa ceniza de sosa= 191mg L comopH=113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC como adsorbente0-50 mg L PACEl tiempo de contacto=4 hcloracioacuten10 mg l Cl(pH=75)El proceso deozonizacioacuten71 mg l (pH OFotoacutelisis directaLP UV a 254 nm(pH=75)El intercambio deiones 0fuerte catioacutenfuerteresinas (pH=7)Oacutesmosis inversaMembrana de acetatode celulosa


coagulacioacuten(SO4) 3 Fe2 (SO4) 3

0e170 mg L decoagulante tiempo detratamiento=3 h 21El exceso de cal ceniza de sosareblandecimientocal=232 mg Lcomo CaCO3

La ceniza de sosa= 191mg L como CaCO3

pH=113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC como adsorbente

50 mg L PACEl tiempo de contacto=

cloracioacuten10 mg l Cl2

(pH=75)El proceso deozonizacioacuten71 mg l (pH O3 75)Fotoacutelisis directaLP UV a 254 nm(pH=75)El intercambio deiones 066 g de aacutecidofuerte catioacutenfuerte-base y anionesresinas (pH=7)Oacutesmosis inversaMembrana de acetatode celulosa

HPLC-UV Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el exceso decal ablandamiento de la ceniza de soda directa fotoacutelisise intercambio ioacutenico eran todos relativamente ineficazmeacutetodos de eliminacioacuten del antibioacuteticoEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para el PAC de dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten con ozono tanto y cloro en dosis tiacutepicas fueefectivo en la eliminacioacuten del antibioacutetico estudiado (gt90) La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con rechazo mayor del 90 Sinembargo este proceso por lo general no es econoacutemico

Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el exceso decal ablandamiento de la ceniza de soda directa fotoacutelisis

ioacutenico eran todos relativamente ineficazmeacutetodos de eliminacioacuten del antibioacuteticoEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para el PAC de dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten con ozono tanto y cloro en dosis tiacutepicas fue

eliminacioacuten del antibioacutetico estudiado (gt90) La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con rechazo mayor del 90 Sinembargo este proceso por lo general no es econoacutemico

Adamset al(2002)


64

Sulfachloropyridazinesulfadimetoxinasulfamerazinasulfametazinasulfametizolsulfametoxazolsulfatiazol

10 mgL

agua destiladaenriquecidaconde cloruro decalcioaacutecido huacutemicoy NaCl

Nanofiltracioacuten Membranas NF 200(146 cmpH=7T= 20 C

SulfadiazinaSulfamethozaxolesulfapiridinasulfatiazol

2 mgL

Puntas deefluentes deEDAR

Ozonoacutelisis 2 columnas operandoen serie05-5 mgL OpH=7

Sulfadiazinasulfadimetoxinasulfamerazinasulfatiazol

15 mgL

Agua destilada

Fotocataacutelisiscon unsemiconductor

UV a 340TiO2 como catalizador200 mgL decatalizadorT= 50 C

Sulfadiazinasulfaguanidinasulfametazina

10 mgL



OacutesmosisinversamembranasXLE y HR95PPnanofiltracioacutenmembranas NF90 y Desal HL

sulfadimetoxinasulfametazinasulfametoxazol

40 mgLPinchosdestiladaagua yfarmaceacuteuticode aguasresiduales

Ozonoacutelisis pH=3-11 Hreaccioacuten molar=05


Membranas NF 200(146 cm

2de area)

T= 20 C

LC-MS El grupo de antibioacuteticos de sulfamidas mostro una lentacineacutetica de adsorcioacuten y relativamente menos masa deadsorcioacuten aumentando a soacutelo 11minutos La materia orgaacutenica salinidad y el tipo deantibioacutetico afectada por la membrana de rechazo

2 columnas operandoen serie

5 mgL O3

LC-MS La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de segundo orden 9099 de la degradacioacuten por dosis desoacutelidos en suspensioacuten revelaron que tienen un menorefecto en la eficiencia de remocioacuten

UV a 340-400 nmcomo catalizador

200 mgL decatalizadorT= 50 C

LC-conductiacutemetroLC-MS

Despueacutes de 30 minutos de irradiacioacuten la sulfadimetoxinay sulfatiazol fueron completamente degradados Selograron eficiencias de 80 y 90 de eliminacioacuten parasulfadiazina y sulfamerazina respectivamenteLC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten


HPLC-DAD La eliminacioacuten del antibioacutetico por oacutesmosis inversa y lamembrana de nanofiltracioacuten tuvieron un rechazoaceptablemente alto (rechazo factor degt 0989)

11 H2O2O3

reaccioacuten molar=05-18LC-MS La adicioacuten de H2O2 aceleroacute la degradacioacuten (H

oacuteptima relacioacuten molar de 5) La ozonizacioacuten de las aguasresiduales farmaceacuteutica resultoacute en la degradacioacutencompleta en 20 min para todos los compuestos

os de sulfamidas mostro una lentacineacutetica de adsorcioacuten y relativamente menos masa deadsorcioacuten aumentando a soacutelo 11-20 despueacutes de 90minutos La materia orgaacutenica salinidad y el tipo deantibioacutetico afectada por la membrana de rechazo

Koyuncuet al(2008)

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de segundo orden 90-99 de la degradacioacuten por dosis de O3 gt 2 mg L Lossoacutelidos en suspensioacuten revelaron que tienen un menorefecto en la eficiencia de remocioacuten

Huberet al(2005)

Despueacutes de 30 minutos de irradiacioacuten la sulfadimetoxinay sulfatiazol fueron completamente degradados Selograron eficiencias de 80 y 90 de eliminacioacuten para

y sulfamerazina respectivamenteLC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten

Calzaet al(2004)

La eliminacioacuten del antibioacutetico por oacutesmosis inversa y lamembrana de nanofiltracioacuten tuvieron un rechazoaceptablemente alto (rechazo factor degt 0989)

Ko suticet al(2007)

aceleroacute la degradacioacuten (H2O2O3

cioacuten molar de 5) La ozonizacioacuten de las aguasresiduales farmaceacuteutica resultoacute en la degradacioacutencompleta en 20 min para todos los compuestos

Linet al(2009)


65

sulfametazina 10-70 mgLAgua destilada


UV a 350pH=480-800 mg L de HTiO2 (anatasa rutilo=36 1 o 100anatasa) TiOcatalizador ZnO0-4 g L catalizador

sulfametazina 50 mgLAguadeionizada

Photo-Fenton Laacutempara de luz solar(400-580 nm)pH=3 176de H2O12-68 mg LFe

2+

sulfametizolsulfametoxazolSufamoxolesulfatiazolsulfisoxazol

100 mMAgua destiladay agua de rio

Fenton yfotoacutelisis directa

Fotoacutelisis directaLa irradiacioacuten de la luzsolar naturalo MP UV (175 W)pH= 25Fenton pH= 3H2O2 al 3040 mM Fe

sulfametoxazol 05 microMAgua de rio yde lago


sulfametoxazol 02-06 microgLPuntas deefluentes

Ozonoacutelisis 5-15 mgL O


UV a 350-400 nm48

800 mg L de H2O2

(anatasa rutilo=36 1 o 100anatasa) TiO2Na ocatalizador ZnO

4 g L catalizador

Absorbancia de260 nm TOCDOC

La degradacioacuten siguioacute un orden cineacutetico de pseudoprimerorden El aumento en el catalizador cantidad ypresencia de H2O2 ha mejorado la tasa de degradacioacuten ElTiO2 es maacutes eficaz que el ZnO para la eliminacioacuten delfaacutermaco y la mineralizacioacutenCon 1 gL de TiO2 se logroacute 95 de degradacioacuten (en120minutos) y DOC 85 de remocioacuten (en 350 min)Con 1 gL de ZnO se logroacute degradacioacuten total (en 120 min)y 30 DOC extraccioacuten (350 min)

Laacutempara de luz solar580 nm)

pH=3 176-1024 mg LO2

68 mg L

HPLC-DAD TOClos ensayos conbacterias

Para lograr el maacuteximo de TOC extraccioacuten (60) y el totalde la degradacioacuten era necesario utilizar 600 mg L deH2O2 50 mg l FeDespueacutes de 2 minutos la degradacioacuten total de desulfametazina se logroacuteSe ha establecido que toxicidad auetapas de reaccioacuten

Fotoacutelisis directaLa irradiacioacuten de la luzsolar natural

MP UV (175 W)pH= 25-11Fenton pH= 3

al 3040 mM Fe

2+

HPLC-UV LC-MS La Fotoacutelisis directa se encontroacute que es altamentedependiente del pH sulfametoxazol y sulfisoxazol sefotodegradaron maacutes faacutecilmente en medios aacutecidosmientras que sulfametizol y sulfatiazol fueron degradadosen medio baacutesicoLas sulfamidas fueron degradadas en su totalidad por elreactivo FentonLC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten

2 mgL O3 HPLC-UV La oxidacioacuten fue seguida por una cineacutetica de segundoordenLa matriz de agua afecta la estabilidad del ozono y laformacioacuten de radicalesEl porcentaje en la eficiencia de remocioacuten es gt 90

15 mgL O3 LC-MS Eficiencia de remocioacutengt 90 La ozonizacioacuten reveloacuteadecuado para oxidar este componer e inactivarmicroorganismos de intereacutes (92 de degradacioacuten)

La degradacioacuten siguioacute un orden cineacutetico de pseudoprimerorden El aumento en el catalizador cantidad y la

ha mejorado la tasa de degradacioacuten Eles maacutes eficaz que el ZnO para la eliminacioacuten del

se logroacute 95 de degradacioacuten (en120minutos) y DOC 85 de remocioacuten (en 350 min)

O se logroacute degradacioacuten total (en 120 min)y 30 DOC extraccioacuten (350 min)

Kaniouet al(2005)

Para lograr el maacuteximo de TOC extraccioacuten (60) y el totalde la degradacioacuten era necesario utilizar 600 mg L de

50 mg l Fe2+

Despueacutes de 2 minutos la degradacioacuten total de desulfametazina se logroacuteSe ha establecido que toxicidad aumenta durante su 1 ordf

Peacuterez-Moyaet al(2010)

La Fotoacutelisis directa se encontroacute que es altamentedependiente del pH sulfametoxazol y sulfisoxazol sefotodegradaron maacutes faacutecilmente en medios aacutecidos

y sulfatiazol fueron degradados

Las sulfamidas fueron degradadas en su totalidad por elreactivo FentonLC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten

Boreenet al(2004)

La oxidacioacuten fue seguida por una cineacutetica de segundo

La matriz de agua afecta la estabilidad del ozono y laformacioacuten de radicalesEl porcentaje en la eficiencia de remocioacuten es gt 90

Huberet al(2003)

Eficiencia de remocioacutengt 90 La ozonizacioacuten reveloacuteadecuado para oxidar este componer e inactivarmicroorganismos de intereacutes (92 de degradacioacuten)

Terneset al(2003)


66

sulfametoxazol 5-500 microMEl aguadesionizadaenriquecidacon materiaorgaacutenica ybicarbonatos

Fotocatalisiscon unsemiconductor

Luz UV a 324pH=3-11TiO2 (anataserutile=91 or 100 anatase100 rutile) catalyst001-1 g

sulfametoxazol 25-200 mgLAgua destilada


Luz UV a 240pH= 2-Catalizador T0-2 gL de catalizador

sulfametoxazol 200 mgLAgua destilada

Foto-Fenton Luz negra de 365 nm50-1000 mgL H10 mgL FepH=28


Luz UV a 324-400 nm11

(anataserutile=91 or 100 anatase100 rutile) catalyst

1 gL catalyst

HPLC-PDA DOC La degradacioacuten del sulfametoxazol fue influenciada poruna concentracioacuten inicial de la droga la fase delcatalizador y la concentracioacuten el pH y la matriz de aguaLa degradacioacuten fue seguida por una cineacutetica depseudoprimer orden Una fase mixta fue maacutes reactiva queel rutilo o la anatasa puros Despueacutes de 60 minutos selogroacute una degradacioacuten total

Luz UV a 240-310 nm-11

Catalizador TiO2

2 gL de catalizador

HPLC-PDA DOCBOD5 COD TOC

La degradacioacuten y la mineralizacioacuten se incrementaronaumentando la dosis del catalizador (360 min 20 g lTiO2 pH = 5 Se degradoacute el 90y 40 de eliminacioacuten de TOC) El pH no influyoacutesignificativamente en la eliminacioacuten del faacutermaco pero laeliminacioacuten de TOC sufrioacute una mejoracon el aumento del pH Baja biodegradabilidad delefluente LC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten

Luz negra de 365 nm1000 mgL H2O2

10 mgL Fe2+

pH=28

DBO5 DQO TOCHPLC-UV latoxicidadprueba deFischericonsumo deoxiacutegeno

La degradacioacuten del faacutermaco la mineralizacioacuten y labiodegradabilidad se mejoroacute con el aumento del Hconcentracioacuten Usando H2O2

produce intermediarios con suficiente no toxicidad y sinefectos de inhibicioacuten Se logroacute una remosioacuten de COT de50 con 400 mgL asiacute como una remocioacuten de DQO de75

La degradacioacuten del sulfametoxazol fue influenciada poruna concentracioacuten inicial de la droga la fase delcatalizador y la concentracioacuten el pH y la matriz de aguaLa degradacioacuten fue seguida por una cineacutetica de

fase mixta fue maacutes reactiva queel rutilo o la anatasa puros Despueacutes de 60 minutos se

Hu etal(2007)

La degradacioacuten y la mineralizacioacuten se incrementaronaumentando la dosis del catalizador (360 min 20 g l

pH = 5 Se degradoacute el 90y 40 de eliminacioacuten de TOC) El pH no influyoacute

ivamente en la eliminacioacuten del faacutermaco pero laeliminacioacuten de TOC sufrioacute una mejoracon el aumento del pH Baja biodegradabilidad delefluente LC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y el mecanismo de reaccioacuten

Abellaacutenet al(2007)

La degradacioacuten del faacutermaco la mineralizacioacuten y laad se mejoroacute con el aumento del H2O2

lt400 mgL el procesoproduce intermediarios con suficiente no toxicidad y sinefectos de inhibicioacuten Se logroacute una remosioacuten de COT de50 con 400 mgL asiacute como una remocioacuten de DQO de

Gonzaacutelezet al(2007)


67

sulfametoxazol 30 ngLEfluente deETAP

ClarificacioacutenCloracioacutenFiltracioacuten GAC

Aclaracioacuten 2 tanquesde clarificacioacutenoperando en paraleloFeCl3 como coagulantepH= 45de inyeccioacutenEl tiempo decontacto=15cloracioacutenLa adicioacuten dehipoclorito de sodioEl tiempo de contacto=200-300 minFiltracioacuten con CAG8 bancos de filtros queoperansimultaacuteneamenteEl tiempo de contacto= 15-3 min

sulfametoxazolsulfapiridina

COD= 360o 590 mgL

Dos diferentesefluentesWWTP

El tratamientoprimarioproyeccioacutenDesarenadoraireadoClarificadorEl tratamientosecundariode lodosactivadosMembranareactor (1)o reactor delecho fijo (2)ClarificadorLa arena defiltracioacuten

Planta de tratamiento1El tratamielodos activadoscon V=5600 mmembrana del reactorcon V=16 mEl filtro de arena conV=288 mt=25 minPlanta de tratamiento2El tratamiento delodos activadoscon V=9100 mReactor de lecho fijocon V=1500 mEl filtro de arena conV=360 m


Aclaracioacuten 2 tanquesde clarificacioacutenoperando en paralelo

como coagulantepH= 45-55 Microsandde inyeccioacutenEl tiempo decontacto=15-20 min

oracioacutenLa adicioacuten dehipoclorito de sodioEl tiempo de contacto=

300 minFiltracioacuten con CAG8 bancos de filtros queoperansimultaacuteneamenteEl tiempo de contacto

3 min

LC-MS La clarificacioacuten disminuyoacute la concentracioacuten media de esteantibioacutetico con una extraccioacuten del 33Despueacutes de la clarificacioacuten Las muestras de agua fueronsometidas a un proceso de desinfeccioacuten y asiacute se logroacute el100 de la desinfeccioacuten

Planta de tratamiento1El tratamiento delodos activadoscon V=5600 m

3 t=15h

membrana del reactorcon V=16 m

3 t=13 h

El filtro de arena conV=288 m

3

t=25 minPlanta de tratamiento2El tratamiento delodos activadoscon V=9100 m

3 t=31h

Reactor de lecho fijocon V=1500 m

3 t =1 h

iltro de arena conV=360 m

3 t=6-8 h

LC-MS En la planta de tratamiento 1 se estudioacute el pretratamiento con lodos activadosEl Biorreactor consistioacute en un compartimiento agitadoanaeroacutebico y una desnitrificacioacuten y nitrificacioacuten encascadaSe observaron eliminaciones similares en el segundotratamiento de los sistemas convencionales de lodosactivados y un reactor de lecho fijoSe obtuvieron resultados variables para las sulfonamidasEstos compuestos fueron detectados en efluentessecundarios

La clarificacioacuten disminuyoacute la concentracioacuten media de estecon una extraccioacuten del 33

Despueacutes de la clarificacioacuten Las muestras de agua fueronsometidas a un proceso de desinfeccioacuten y asiacute se logroacute el


En la planta de tratamiento 1 se estudioacute el pre-tratamiento con lodos activadosEl Biorreactor consistioacute en un compartimiento agitadoanaeroacutebico y una desnitrificacioacuten y nitrificacioacuten en

eliminaciones similares en el segundotratamiento de los sistemas convencionales de lodosactivados y un reactor de lecho fijoSe obtuvieron resultados variables para las sulfonamidasEstos compuestos fueron detectados en efluentes

Goumlbelet al(2007)


68


Ozonoacutelisis 015-15 gL OpH=3-11

sulfametoxazol 50 ngLPidos de lasaguassubterraacuteneas

nanofiltracioacuten yoacutesmosis inversa

Poliamida de PeliacuteculaDelgadaMembranas dematerial CompuestoOsmosis Inversa486 mdel flujo356 mpermeadoDos Fases Paralelas(240+120 Membranas)nanofiltracioacuten360 mAlimentacioacuten 234 mh El flujo de peDos Etapas Paralelas(186+Membranas 90)


15 gL O3

11HPLC-UV COTDQODBO5absorbanciaa 254 nm latoxicidada Fischeri

La ozonizacioacuten siguioacute una cineacutetica de segundo orden Elrendimiento de los procesos aumentoacute con elpH La temperatura no tuvo ninguacuten efecto significativosobre la degradacioacutenDespueacutes de 60 minutos de ozonizacioacuten con 15 g L de Oque era alcanzado un faacutermaco completa degradacioacuten conun aumento en la biodegradabilidad y baja mineralizaci(COT la eliminacioacuten W18) La ecotoxicidad se mantuvopraacutecticamente sin cambiosLos subproductos fueron identificados por medio de LCMS

iamida de PeliacuteculaDelgadaMembranas dematerial CompuestoOsmosis Inversa486 m

3 h de caudal

del flujo356 m

3 h El flujo de

permeadoDos Fases Paralelas(240+120 Membranas)nanofiltracioacuten360 m

3 h de flujo de

Alimentacioacuten 234 m3

h El flujo de permeadoDos Etapas Paralelas(186+Membranas 90)

HPLC-MS Excelente rendimiento global tanto de nanofiltracioacutencomo de la osmosis inversa con altos porcentajes derechazo (gt 95)

La ozonizacioacuten siguioacute una cineacutetica de segundo orden Elrendimiento de los procesos aumentoacute con el aumento delpH La temperatura no tuvo ninguacuten efecto significativo

Despueacutes de 60 minutos de ozonizacioacuten con 15 g L de O3que era alcanzado un faacutermaco completa degradacioacuten conun aumento en la biodegradabilidad y baja mineralizacioacuten(COT la eliminacioacuten W18) La ecotoxicidad se mantuvo

Los subproductos fueron identificados por medio de LC-

Dantaset al(2008)

Excelente rendimiento global tanto de nanofiltracioacutencomo de la osmosis inversa con altos porcentajes de

Radjenovi cet al(2008)


69

sulfametoxazol 10 mgL

Agua destiladaAgua destilada+ nitrato (10 y20 mgL) aguade mar

Fotoacutelisis Simulador solar (λlt290 nm)

sulfametoxazol 50 mgLagua destiladaagua de mar

Solar foto-Fenton

LaacutempapH= 2530-210 mgL de H26-104 mgLFe

2+


Simulador solar (λlt290 HPLC-UV LC-MSDOC Prueba detoxicidad fischeri yMagna

La presencia de nitrato en agua destilada no afecto lavelocidad de degradacioacuten El 98 de la concentracioacuteninicial en el agua destilada se separoacute despueacutes 30 h deirradiacioacutenNo hay variacioacuten DOC fue observado demostrando laformacioacuten de intermediariosEn las soluciones de agua de mar se observoacute una cineacuteticamaacutes lenta donde despueacutes de 7h soacutelo una ligera reduccioacutenen el concentracioacuten de antibioacutetico (14) se produjoLC MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y la reaccioacuten mecanismoLos productos generados de la fototransformacioacutenpresentan alta toxicidad

Laacutempara a 290 nmpH= 25-90

210 mgL de H2O2

104 mgL

HPLC-UV HPLC-MSDOC Exaacutemenesde toxicidad

La degradacioacuten y la mineralizacioacuten se obstaculizaronfuertemente en agua de mar en comparacioacuten con aguadestiladaEl aumento en la concentracioacuten deligera mejoriacutea en la degradacioacuten de contaminantes y latasa de mineralizacioacutenEl aumento de la concentracioacuten deHmgL en agua destilada redujo la toxicidad de la muestraLa eliminacioacuten del COD obtenido era alrededor depara el agua destilada agua y 50 para el agua de mar

La presencia de nitrato en agua destilada no afecto lavelocidad de degradacioacuten El 98 de la concentracioacuteninicial en el agua destilada se separoacute despueacutes 30 h de

No hay variacioacuten DOC fue observado demostrando laformacioacuten de intermediariosEn las soluciones de agua de mar se observoacute una cineacuteticamaacutes lenta donde despueacutes de 7h soacutelo una ligera reduccioacutenen el concentracioacuten de antibioacutetico (14) se produjo

MS se utilizoacute para identificar los productosintermedios y la reaccioacuten mecanismoLos productos generados de la fototransformacioacuten


La degradacioacuten y la mineralizacioacuten se obstaculizaronfuertemente en agua de mar en comparacioacuten con agua

El aumento en la concentracioacuten de hierro mostro unaligera mejoriacutea en la degradacioacuten de contaminantes y latasa de mineralizacioacutenEl aumento de la concentracioacuten deH2O2 de hasta 120mgL en agua destilada redujo la toxicidad de la muestraLa eliminacioacuten del COD obtenido era alrededor del 80para el agua destilada agua y 50 para el agua de mar



70

311 Tetraciclinas



11 Las tetraciclinas

clortetraciclinaDemocyclinedoxiciclinameclociclinaMinociclinaoxitetraciclinaLa tetraciclina

10 microgL

El aguadesionizada


La autodescomposicioacutenpH=70 T= de 25deg Ctiempo detratamiento=15 diacuteas MIEXresina detratamientopH=70T= de 25deg C05-50 mL L deresina tiempo detratamiento= 24 h

clortetraciclina COD= 52 240-49100 mgLLiquido deestieacutercol

DigestioacutenAnaeroacutebia

pH= 75T= 35 degCTiempo detratamiento=33 diacuteas

clorotetraciclinadoxiciclinaoxitetraciclinaLa tetraciclina

10 mgLagua destiladaenriquecida conde cloruro decalcioaacutecido huacutemicoy NaCl

Nanofiltracioacuten NF 200 membranas(146 cmpH= 7 T=20 C

clortetraciclinademeclocyclinedoxiciclinameclociclinaMinociclinaoxitetraciclinaLa tetraciclina

10 mgL(adsorptionstudies)100 mgL(coagulation)

Agua del riacuteo

CoagulacioacutenAdsorcioacuten concarbonactivado

coagulacioacutenPacl (5El tiempo decontacto = 5 minFiltracioacuten con CAGCalgon F400 yDe coco basada encarbono





La auto-descomposicioacutenpH=70 T= de 25deg Ctiempo detratamiento=15 diacuteas MIEXresina detratamientopH=70T= de 25deg C

50 mL L deresina tiempo detratamiento= 24 h

HPLC-DAD La Auto-descomposicioacuten fue lenta y las cantidadesconsiderables de antibioacuteticos (61mantuvo despueacutes de 15 diacuteasUna excepcioacuten fue la minociclina y oxitetraciclina que seredujeron a 07 y 22 mgL respectivamente El tratamientoMIEX fue eficaz para la eliminacioacuten de estos medicamentosa traveacutes del intercambio de iones (remocioacutengt 80) pero seobservoacute una interferencia orgaacutenicaLos compuestos con fuerte electronegatividadfaacutecilmente de quitar por el tratamiento MIEX


LC-MS La concentracioacuten de faacutermaco disminuyoacute ap75

NF 200 membranas(146 cm

2area)

pH= 7 T=20 C

LC-MS Despueacutes de 90 min la degradacioacuten de las tetraciclinas varioacuteentre 50 y 80La materia orgaacutenica salinidad y el tipo de antibioacutetico afectael rechazo de la membrana

coagulacioacutenPacl (5-60 mgL)El tiempo decontacto = 5 minFiltracioacuten con CAGCalgon F400 yDe coco basada encarbono

LC-MS DOC En la coagulacioacuten la eliminacioacuten la eficiencia se hamejorado con el aumento de PACLLa coagulacioacuten puede eliminar el 43medicamentos del agua sinteacutetica (en el agua de riacuteo la eficiencia de la remocioacuten se deterioroacuteligeramente (44-67) debido a la interferencia por laproduccioacuten orgaacutenicaCon el carboacuten activado maacutes del 68 de las tetraciclinas

Referencias

descomposicioacuten fue lenta y las cantidadesconsiderables de antibioacuteticos (61-78 mgL) todaviacutea semantuvo despueacutes de 15 diacuteasUna excepcioacuten fue la minociclina y oxitetraciclina que se

ujeron a 07 y 22 mgL respectivamente El tratamientoMIEX fue eficaz para la eliminacioacuten de estos medicamentosa traveacutes del intercambio de iones (remocioacutengt 80) pero seobservoacute una interferencia orgaacutenicaLos compuestos con fuerte electronegatividad eran maacutesfaacutecilmente de quitar por el tratamiento MIEX

Choi etal(2007)

La concentracioacuten de faacutermaco disminuyoacute aproximadamente Arikan(2008)

Despueacutes de 90 min la degradacioacuten de las tetraciclinas varioacuteentre 50 y 80La materia orgaacutenica salinidad y el tipo de antibioacutetico afecta

Koyuncuet al(2008)

En la coagulacioacuten la eliminacioacuten la eficiencia se hamejorado con el aumento de PACLLa coagulacioacuten puede eliminar el 43-94 de losmedicamentos del agua sinteacutetica (40 mgL coagulante) peroen el agua de riacuteo la eficiencia de la remocioacuten se deterioroacute

67) debido a la interferencia por la

aacutes del 68 de las tetraciclinas

Choi etal(2008)


71

clortetraciclinaoxitetraciclinaLa tetraciclina

20-110 microM

Agua destilada

Adsorcioacuten conoacutexido dealuminio

08-35 gL Al

oxitetraciclina 1000 mgL(COD= 10000mgL)

Aguas residualesfarmaceacuteuticas

Ultrafiltracioacutenpor oacutesmosisinversa

Osmosis Inversa- Membrana NTR7450- Membrana NTR7459- Area= 155 cmT=21- Presioacuten deOperacioacuten=18 MPa- Reduccioacuten deVolume=35Ultra- Celda agitada- 3103050 K Damembranas cut- Presioacuten deOperacioacuten= 03 MPa- Volume dereduccioacuten=10

oxitetraciclina 10 mgL


Osmosisinversamediantenanofiltracioacuten

Oacutesmosis inversaXLE y HR95PPNanofiltracioacuten conmembranasNF90 yHLmembranas dedesalinizacioacuten

oxitetraciclina 10-40 mgL

Agua ultrapura

fotoacutelisis directa MP UV a 365 nmpH= 4


35 gL Al2O3 HPLC-DAD LC-MS Se produce una raacutepida adsorcioacuten en las primeras 3 h (40microM antibioacuteticos 178 gL Al2O3 pH= 5 T= de 22deg C)El porcentaje de adsorcioacuten fue de 43 para la tetraciclina57 clortetraciclina y 44 oxitetraciclina

Osmosis InversaMembrana NTR-

7450Membrana NTR-

7459Area= 155 cm

2-

T=21-23 CPresioacuten de

Operacioacuten=18 MPaReduccioacuten de

Volume=35Ultrafiltration

Celda agitada3103050 K Da

membranas cut-offPresioacuten de

Operacioacuten= 03 MPaVolume de

reduccioacuten=10

Absorbancia a480 nmCOD TOC

Utilizando oacutesmosis inversa el cpermeado se redujo del COD= 10000 mgL para menos de200 mgL (98 de eliminacioacuten)La oxitetraciclina es redujo de 1000 mgL inferior a 80 mgL(875 eliminacioacuten) y se concentroacute maacutes de 3 veces en elproducto retenidoCon el tratamiento adicional de ultrafiltracioacuten pormembranas 3K el antibioacutetico relacioacuten de recuperacioacuten fuemayor del 60 y la pureza del superior al 80


HPLC-DAD La eliminacioacuten por oacutesmosis inversa y la nanofiltracioacuten con lamembranta tienen un factor aceptablemente alto gt 0990)

MP UV a 365 nmpH= 4-9

HPLC-UV TOC La fotoacutelisis de la o oxitetraciclina siguioacute un modelo cineacuteticode primer orden Despueacutes de 240 minutos de irradiacioacutenuna tasa de inhibicioacuten de 47 se consigdegradacioacuten y 14 de eliminacioacuten de TOC

Se produce una raacutepida adsorcioacuten en las primeras 3 h (40pH= 5 T= de 22deg C)

adsorcioacuten fue de 43 para la tetraciclina57 clortetraciclina y 44 oxitetraciclina

ChenandHuang(2010)

Utilizando oacutesmosis inversa el contenido orgaacutenico en elpermeado se redujo del COD= 10000 mgL para menos de

La oxitetraciclina es redujo de 1000 mgL inferior a 80 mgL(875 eliminacioacuten) y se concentroacute maacutes de 3 veces en elproducto retenido

miento adicional de ultrafiltracioacuten pormembranas 3K el antibioacutetico relacioacuten de recuperacioacuten fuemayor del 60 y la pureza del superior al 80

Li et al(2004)

La eliminacioacuten por oacutesmosis inversa y la nanofiltracioacuten con lamembranta tienen un factor aceptablemente alto gt 0990)

Kosutiacutecet al(2007)

La fotoacutelisis de la o oxitetraciclina siguioacute un modelo cineacuteticode primer orden Despueacutes de 240 minutos de irradiacioacutenuna tasa de inhibicioacuten de 47 se consiguioacute con 90 dedegradacioacuten y 14 de eliminacioacuten de TOC

Shaojunet al(2008)


72


Agua ultrapura

Ozonoacutelisis 11 mgL OpH= 3

La tetraciclina 10-50 mgL

agua destilada


MP UV (125 W)pH=60TiO2

anatasa rutilo= 41)1 y 04 g L decatalizadorrespectivamente

La tetraciclina 40 mgLAgua desionizada


UV a 254 365 nm ysolarium dispositivoen 300TiO2

05-1 g L catalizador

La tetraciclina 24 mgLPuntasdesuperficie delefluentey desionizadaagua

Photo-Fenton Luz negra (15 W)y la irradiacioacuten solar1-10 mM H020 mm ferrioxalateo Fe (NO

La tetraciclina 10-40 mgLAgua Ultrapura

fotoacutelisis directa ML UV at 365 nmpH=6


11 mgL O3

pH= 3-11HPLC-DAD CODBOD5 Toxicidadpor Fischeri

El rendimiento aumenta al aumentar el pH (100 ladegradacioacuten despueacutes de 20 min)DBO5DQO fue mayor de 03-biodegradables efluenteLos resultados mostraron que la toxicidad de lossubproductos (5-30 min) es mayor que el compuestooriginal

MP UV (125 W)pH=60

(100 o anatasaanatasa rutilo= 41)1 y 04 g L decatalizadorrespectivamente

HPLC-UV TOCAbsorbancia a200-500 nm

Degradacioacuten seguida de un seudo primero orden develocidad cineacuteticaDespueacutes de 5 h el 70 de tetraciclina se degradoacute porfotoacutelisis En la presencia de TiOfue oxidado dentro de aproximadamente 2 h Usando elTiO2 (anatasa rutilo) como atalizador la tetraciclina eratotalmente mineralizada mientras quutilizando 100 anatasa

UV a 254 365 nm ysolarium dispositivoen 300-400 nm

catalizador1 g L catalizador

HPLC-UV DBO5DQOTOCmicrobioloacutegicosensayo con Saureus

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de primer ordenLa degradacioacuten y la remosioacuten de COT fueron influenciadospor la fuente de luz (UV 254 nmgt Solariumgt UV 365 nm)Con 05 g L de TiO2 y despueacutes de 120 minutos s254 nm 100 degradacioacuten el 90 eliminacioacuten de TOCSolarium 100 de degradacioacuten 70 de remocioacuten de COTNm UV 365 50 de degradacioacuten 10 de remocioacuten de COTLos subproductos no son antibacterianos y eran maacutesbiodegradables que el el compues

Luz negra (15 W)y la irradiacioacuten solar

10 mM H2O2

020 mm ferrioxalateo Fe (NO3)3 pH=25

TOC HPLC-UV Foto-Fenton en la irradiacioacuten solar o artificial era muyeficiente logrando la degradacioacuten total despueacutes deaproximadamente 1 minuto Bajo la irradiacioacuten de luz negra una mayor eficiencia fueobtenida utilizando nitrato de hierro mientras que ladegradacioacuten solar se ve favoferrioxalato

ML UV at 365 nmpH=6

HPLC-UV TOCToxicidad porFischeri

La Fotoacutelisis siguioacute una cineacutetica de primer orden Tras 300minutos de irradiacioacuten soacutelo el 15 de reduccioacuten del COTocurrioacute a pesar de raacutepida conversioacuten de 73 de tetraciclinalo que sugiere que una mayoriacutea de este faacutermaco fuetransformado en productos intermedios sin mineralizacioacutencompleta La toxicidad aumentoacute con la irradi

El rendimiento aumenta al aumentar el pH (100 ladacioacuten despueacutes de 20 min)

biodegradables efluenteLos resultados mostraron que la toxicidad de los

30 min) es mayor que el compuesto

Li et al(2008)

Degradacioacuten seguida de un seudo primero orden develocidad cineacutetica

de 5 h el 70 de tetraciclina se degradoacute porfotoacutelisis En la presencia de TiO2 maacutes del 98 del faacutermacofue oxidado dentro de aproximadamente 2 h Usando el

(anatasa rutilo) como atalizador la tetraciclina eratotalmente mineralizada mientras que soacutelo 50 se observoacute

Addamoet al(2005)

La degradacioacuten siguioacute una cineacutetica de primer ordenLa degradacioacuten y la remosioacuten de COT fueron influenciadospor la fuente de luz (UV 254 nmgt Solariumgt UV 365 nm)

y despueacutes de 120 minutos se logroacute UV254 nm 100 degradacioacuten el 90 eliminacioacuten de TOCSolarium 100 de degradacioacuten 70 de remocioacuten de COTNm UV 365 50 de degradacioacuten 10 de remocioacuten de COTLos subproductos no son antibacterianos y eran maacutesbiodegradables que el el compuesto original

Reyeset al(2006)

diacioacuten solar o artificial era muyeficiente logrando la degradacioacuten total despueacutes deaproximadamente 1 minuto Bajo la irradiacioacuten de luz negra una mayor eficiencia fueobtenida utilizando nitrato de hierro mientras que ladegradacioacuten solar se ve favorecida por el uso de


La Fotoacutelisis siguioacute una cineacutetica de primer orden Tras 300adiacioacuten soacutelo el 15 de reduccioacuten del COT

ocurrioacute a pesar de raacutepida conversioacuten de 73 de tetraciclinalo que sugiere que una mayoriacutea de este faacutermaco fuetransformado en productos intermedios sin mineralizacioacutencompleta La toxicidad aumentoacute con la irradiacioacuten

Jiao etal2008)


73

La tetraciclina 20 mgL

agua destilada


Laacutempara de Xe (300800 nm)TiO2

catalizador 05gL TiOZnOpH=3pH=6


Laacutempara de Xe (300-800 nm)

y ZnO comocatalizador 05-15gL TiO2 02-15 gL

pH=3-10 (TiO2) opH=6-11 (ZnO)

Absorbancia a360 nm y 380 nmlosTOCantibacterianoprueba con Saureus

Las condiciones oacuteptimas fueron 15 g L y pH = 87 para TiOy 10 g L y pH = 11 para ZnO Despueacutes de la irradiacioacuten de15 min en ausencia de catalizadorse logroacute el 80 de ladegradacioacuten Despueacutes de 15 minutosantibioacutetico se eliminoacute por completo con TiOfue mineralizado (eliminacioacuten total de la actividadantibacteriana) En presencia de ZnO la degradacioacuten seconsigue despueacutes de 10 min y la mineralizacioacuten despueacutes de60 min

Las condiciones oacuteptimas fueron 15 g L y pH = 87 para TiO2

y 10 g L y pH = 11 para ZnO Despueacutes de la irradiacioacuten de15 min en ausencia de catalizadorse logroacute el 80 de ladegradacioacuten Despueacutes de 15 minutos de irradiacioacuten elantibioacutetico se eliminoacute por completo con TiO2 y maacutes del 50fue mineralizado (eliminacioacuten total de la actividadantibacteriana) En presencia de ZnO la degradacioacuten seconsigue despueacutes de 10 min y la mineralizacioacuten despueacutes de



74

312 Otros antibioacuteticos




El cloranfenicol 10-80 mgL

Aguadesionizada


UV a 320pH=5 0H2O2 TiOrutilo= 36or 100anatasa) TiO(100 anatasa) oZnOcatalizador 0catalizadorT= 3-57deg C

mitomicina C 179 mgmL

aguadestilada


Dos de Pt Irelectrodos NaClcomo electrolito 100mA de corriente

Trimetoprima 50 mgL

Aguadestiladay lasuperficieel agua delriacuteo

coagulacioacuten floculacioacuten sedimentacioacutenEl exceso de cal carbonato desodioreblandecimientoen polvoactivadoabsorcioacuten decarbonoLa cloracioacutenEl proceso deozonizacioacuten

coagulacioacutenAl2(SO0-170 mg L decoagulantetiempo detratamiento=3 h21El exceso de cal sodaablandamiento decenizascal=232 mg Lcomo CaCOLa ceniza de sosa=191 mg L





UV a 320-400 nmpH=5 0-600 mg L de

TiO2 (anatasa rutilo= 36or 100anatasa) TiO2Na(100 anatasa) o

catalizador 0-4 g Lcatalizador

57deg C

Absorbancia a2765 nm TOCa losantimicrobianosactividad de Ecoli

El pseudoprimero orden cineacutetico aumentoacute cuando seaumentoacute la concentracioacuten de la droga catalizador decarga y la concentracioacuten de HTemperatura ligeramente afectada el proceso de fotodegradacioacutenTiO2 (anatasa rutilo= 36 1) y los catalizadores de ZnOparecen ser los maacutes eficientes Se logroacute una completaeliminacioacuten del antibioacutetico despueacutes de 90 min con 70de la mineralizacioacuten


HPLC-UVmicrobioloacutegicoensayo con Saureuscitotoxicidad y losensayosmutageacutenicos



170 mg L decoagulantetiempo detratamiento=

El exceso de cal

ablandamiento decenizascal=232 mg Lcomo CaCO3

La ceniza de sosa=191 mg L

HPLC-UV Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el excesode lima ablandamiento ceniza de soda fotoacutelisis directae ion de cambio fueron todos relativamente meacutetodosineficaces para el antibioacutetico a removerEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para PAC en dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten con ambos ozono y el cloro en las dosistiacutepicas era eficaces en la eliminacioacuten del antibioacuteticoestudiado (gt 90)La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con niveles de rechazo mayor que90 Sin embargo este proceso generalmente no eseconoacutemico

Referencias

en cineacutetico aumentoacute cuando seaumentoacute la concentracioacuten de la droga catalizador decarga y la concentracioacuten de H2O2Temperatura ligeramente afectada el proceso de foto-

(anatasa rutilo= 36 1) y los catalizadores de ZnOos maacutes eficientes Se logroacute una completa

eliminacioacuten del antibioacutetico despueacutes de 90 min con 70

Chatzitakis(2008)


Hiroseet al(2005)

Coagulacioacuten floculacioacuten La sedimentacioacuten el excesode lima ablandamiento ceniza de soda fotoacutelisis directa

ron todos relativamente meacutetodosineficaces para el antibioacutetico a removerEl porcentaje de eliminacioacuten de este antibioacutetico fuemayor que 90 para PAC en dosis de 50 mg LLa oxidacioacuten con ambos ozono y el cloro en las dosis

iminacioacuten del antibioacutetico

La oacutesmosis inversa fue eficaz en la eliminacioacuten delcompuesto estudiado con niveles de rechazo mayor que90 Sin embargo este proceso generalmente no es

Adamset al(2002)


75

DirectfotoacutelisisEl intercambiode ionesLa oacutesmosisinversa

como CaCOpH=113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC adsorbente0-50 mg L PACEl tiempo decontacto=4 hcloracioacuten10 mg L Cl(pH=75)El proceso deozonizacioacuten 71 mg L (pH OFotoacutelisis directaLP UV a 254 nm(pH=75)El intercambio deiones066 g de aacutecidofuerte catioacutenfuerteanionesresinas (pH=7)Oacutesmosis inversaacetato de celulosamembrana

Trimetoprima 02-06 mgL

Puntas deefluente STP



como CaCO3

pH=113AbsorcioacutenCalgon WPH PulvPAC adsorbente

50 mg L PACEl tiempo decontacto=4 hcloracioacuten10 mg L Cl2

(pH=75)El proceso deozonizacioacuten 71 mg L (pH O3=75)Fotoacutelisis directaLP UV a 254 nm(pH=75)El intercambio de

066 g de aacutecidofuerte catioacutenfuerte-base yanionesresinas (pH=7)Oacutesmosis inversaacetato de celulosamembrana

15 mgL O3 LC-MS La ozonizacioacuten es adecuada para oxidar este compuestoe inactivar microorganismos relevantes (85 dedegradacioacuten)

La ozonizacioacuten es adecuada para oxidar este compuestoe inactivar microorganismos relevantes (85 de

Terneset al(2003)


76

Trimetoprima 10 mgL


La oacutesmosisinversaLa nanofiltracioacuten


Trimetoprima COD=360o 590 mgL

Dosdiferentesefluentes delas plantasdetratamiento

primariotratamientoproyeccioacutengrano aireadoeliminacioacutenClarificadorEl tratamientosecundariode lodosactivadosmembranareactor(1) o en lechofijo-reactor (2)ClarificadorLa arena defiltracioacuten

Planta detratamiento 1 delodos activadostratamiento conV= 5600 mmembrana delreactorcon V=16 mEl filtro de arena conV=288 mPlanta detratamiento 2 delodos activadostratamiento conV= 9100 mReactor de lecho fijocon V=1500 mEl filtro de arena conV=360 m

Trimetoprima 50 mgL

aguadestilada

adsorcioacuten enalimentado ygranularcarbonoactivado

pH= 4-T= de 25deg C0-3 g L adsorbente



HPLC-DAD La eliminacioacuten del antibioacuteticos por osmosis inversa yutilizando la membrana de nanofiltracioacuten esaceptablemente alto (factor de rechazogt 0888)

Planta detratamiento 1 delodos activadostratamiento conV= 5600 m

3 t= 15 h

membrana delreactorcon V=16 m

3 t=13 h


3 t=25 min

Planta demiento 2 de

lodos activadostratamiento conV= 9100 m

3 t =31 h


3 t=1 h


3 t =6-8 h

LC-MS En la planta de tratamiento 1 preactivadoSe estudioacute el biorreactor que concompartimiento de agitacioacuten y una desnitrificacioacuten ynitrificacioacuten en cascada Se observaron eliminacionessimilares en el tratamiento secundario convencional desistemas de lodos activados y un reactor de lecho fijo Seobservoacute una ligera eliminacioacuten de hasta 20 por eltratamiento de lodos activados y el reactor de lecho fijo

-10T= de 25deg C

3 g L adsorbente

Luz UV a 278 nm La isoterma de adsorcioacuten en ambos carbonos activadospodriacutea ser equipada con la ecuacioacuten TothLa potencia del carboacuten activado era maacutes eficiente que elcarboacuten granular activado para eliminar la TrimetoprimaSin embargo la separacioacuten de solucioacuten acuosafaacutecil de modo que se utiliza en lugar el carboacuten granularactivado ( de remocioacutengt 90 despueacutes de 30 min a pH=4 y 20 g L de adsorbente)

La eliminacioacuten del antibioacuteticos por osmosis inversa yutilizando la membrana de nanofiltracioacuten es

chazogt 0888)

Ko suticet al(2007)

En la planta de tratamiento 1 pre-tratamiento con lodo

Se estudioacute el biorreactor que consistioacute en uncompartimiento de agitacioacuten y una desnitrificacioacuten ynitrificacioacuten en cascada Se observaron eliminacionessimilares en el tratamiento secundario convencional desistemas de lodos activados y un reactor de lecho fijo Se

iminacioacuten de hasta 20 por eltratamiento de lodos activados y el reactor de lecho fijo

Goumlbelet al(2007)

La isoterma de adsorcioacuten en ambos carbonos activadospodriacutea ser equipada con la ecuacioacuten TothLa potencia del carboacuten activado era maacutes eficiente que elcarboacuten granular activado para eliminar la TrimetoprimaSin embargo la separacioacuten de solucioacuten acuosa no fuefaacutecil de modo que se utiliza en lugar el carboacuten granularactivado ( de remocioacutengt 90 despueacutes de 30 min a pH=

Kimet al(2010)


77

Evaluacioacuten de las teacutecnicas de remediacioacuten

Las Teacutecnicas de remediacioacuten se emplean para

ambiente para la proteccioacuten general de la salud humana y los ecosistemas Como se mencionoacute

anteriormente en el capiacutetulo 3

revistas internacionales en esta aacuterea lo que ilustra las clases de antibioacuteticos maacutes estudiados En

base a este trabajo de investigacioacuten se comproboacute que

sulfonamidas fueron los maacutes estudiados

of Antimicrobial Consumption (2010)

Europa fueron los β-lactaacutemicos lincosamidas y los macroacutelidos

Conclusiones

La presencia y el destino de los antibioacuteticos en las matrices ambientales h

especial debido a su persistencia y resistencia a la biodegradacioacuten acumulaacutendose en el medio

ambiente produciendo efectos perjudiciales en los ecosistemas acuaacuteticos por eso se estudiaron

varios procesos de degradacioacuten eliminaci

La mayoriacutea de los tratamientos aplicados en las PTAR Y PTAP no tuvieron eacutexito en la eliminacioacuten de

estos compuestos (Vieno et al 2007 Adams et al 2002 Goumlbel y cols 2007) debido a la

naturaleza recalcitrante de los antibioacuteticos por esto surgen c

oxidacioacuten avanzada POA

Los meacutetodos maacutes probados son la oxidacioacuten de la ozonizacioacuten y Fenton que se han aplicado

tambieacuten a la clase maacutes recetada de antibioacuteticos

bull La Ozonizacioacuten puede ser aplicada a tasas de flujo y compos

embargo el costo del equipo y la energiacutea necesaria para abastecer el proceso son inconvenientes

Ademaacutes que se alcanzan bajas tasas de mineralizacioacuten y la ecotoxicidad se mantiene

praacutecticamente sin cambios

bull En la reaccioacuten Fenton

recuperar el catalizador disuelto constituye desventajas Cuando se utiliza radiacioacuten UV se logra

una degradacioacuten completa aumento del grado de mineralizacioacuten y una mejora en la

biodegradabilidad



Teacutecnicas de remediacioacuten se emplean para la eliminacioacuten de contaminantes del medio


en el capiacutetulo 3 proporciona una visioacuten general de los trabajos publicados en

en esta aacuterea lo que ilustra las clases de antibioacuteticos maacutes estudiados En

base a este trabajo de investigacioacuten se comproboacute que β-lactaacutemicos y las clases de antibioacuteticos

ron los maacutes estudiados Sin embargo de acuerdo con el Eureopean Surv

of Antimicrobial Consumption (2010) y Muller et al (2007) los antibioacuteticos maacutes prescritos en

lincosamidas y los macroacutelidos

La presencia y el destino de los antibioacuteticos en las matrices ambientales han recibido una atencioacuten



varios procesos de degradacioacuten eliminacioacuten



naturaleza recalcitrante de los antibioacuteticos por esto surgen como alternativa los procesos de



La Ozonizacioacuten puede ser aplicada a tasas de flujo y composiciones fluctuantes sin



la produccioacuten de oxihidroacutexidos precipitados y la necesidad de




la eliminacioacuten de contaminantes del medio


proporciona una visioacuten general de los trabajos publicados en las


lactaacutemicos y las clases de antibioacuteticos

Eureopean Surveillance

los antibioacuteticos maacutes prescritos en

an recibido una atencioacuten





omo alternativa los procesos de


iciones fluctuantes sin







78

La adsorcioacuten tambieacuten se ha reportado como alternativa aunque no ha sido aplicado a los

antibioacuteticos maacutes prescritos Es una teacutecnica eficiente aunque tiene la desventaja de

producir un nuevo residuo (filtrante) y al utilizar el carboacuten activado aumenta

proceso Para este proceso existe una falta de publicacioacuten de absorcioacuten con materiales

alternativos de bajo costo (caacutescara de frutos secos coco nuez almendra etc)

Los meacutetodos combinados no son una praacutectica muy comuacuten aunque sean uno de l

procesos maacutes potentes para la eliminacioacuten de los antibioacuteticos en el medio ambiente

reduciendo draacutesticamente la toxicidad de los efluentes tratados Un POA seguido de un

tratamiento bioloacutegico o por membrana e incluso por un proceso de adsorcioacuten es el

proceso de combinacioacuten maacutes habitual (Augugliaro et al 2005 Otker y Akmehmet

BalcLoglu 2005 Zhang et al 2006) Estos meacutetodos generalmente no se usan debido a su

complejidad altos costos de operacioacuten y por su impracticabilidad de ser utilizado como un

meacutetodo continuo

En esta revisioacuten muchos estudios han utilizado altas concentraciones iniciales estas se

encuentran lejos de las que hay en las matrices acuaacuteticas esto se produce porque la

mayoriacutea de los meacutetodos de anaacutelisis para cuantificar los antibi

deteccioacuten por lo tanto la literatura soacutelo ilustra situaciones especiacuteficas como aguas

residuales o aguas sinteacuteticas en la opinioacuten de los autores los resultados obtenidos podriacutean

ser diferentes si las concentraciones estuviera

ecosistema

Desde un punto de vista praacutectico los procesos combinados seriacutean la mejor solucioacuten para el

tratamiento de efluentes que contienen antibioacuteticos incluyendo aquellos que puedan usar

los recursos de energiacutea renovable y o materiales alternativos de bajo costo











oceso de combinacioacuten maacutes habitual (Augugliaro et al 2005 Otker y Akmehmet





mayoriacutea de los meacutetodos de anaacutelisis para cuantificar los antibioacuteticos tienen altos liacutemites de



ser diferentes si las concentraciones estuvieran cercanas a los valores detectadas en el



iacutea renovable y o materiales alternativos de bajo costo




producir un nuevo residuo (filtrante) y al utilizar el carboacuten activado aumenta el costo del



Los meacutetodos combinados no son una praacutectica muy comuacuten aunque sean uno de los









oacuteticos tienen altos liacutemites de



n cercanas a los valores detectadas en el





79

Bibliografiacutea

Abellaacuten MN Bayarri B Gimeacutenez J Costa J 2007

sulfamethoxazole in aqueous suspension of TiO2

Acero JL Benitez FJ Real FJ Roldan G 2010

pharmaceuticals and their elimination from water matrices Water Res

Adams C Asce M Wang Y Loftin K Meyer M 2002 Removal of antibiotics

distilled water in conventional water treatment processes

Addamo M Augugliaro V Di Paola A Graciacutea

2005 Removal of drugs in aqueous systems by photoassiste

35 765-774

Andreozzi R Caprio V Insola A Marotta R 1999

water purification and recovery

Paxeus N 2005 Antibiotic removal from

Mater 122 243-250

Ardejani FD Badii K Limaee NY Shafaei

80 dye from aqueous solution onto almond shells effect of pH

J Hazard Mater 151 730e737

Arikan OA 2008 Degradation and metabolization of chlortetracycli

digestion of manure from medicated calves J Hazard Mater 158

Arslan-Alaton I Caglayan AE 2005 Ozonation of pr

I Process optimization and kinetics Chemosphere 59 31

Arslan-Alaton I Caglayan AE 2006 Toxicity and

ozonated procaine penicillin G formulation ef

Arslan-Alaton I Dogruel S 2004 Pre

oxidation processes J Hazard Mater B112 105e113

Fenton-like and Fenton-like oxidation of

Photobiol A 165 165-175


Abellaacuten MN Bayarri B Gimeacutenez J Costa J 2007 Photocatalytic degradation of

sulfamethoxazole in aqueous suspension of TiO2 Appl Catal B 74 233-241

tez FJ Real FJ Roldan G 2010 Kinetics of aqueous chlorination of

pharmaceuticals and their elimination from water matrices Water Res 44 4158-4170

Adams C Asce M Wang Y Loftin K Meyer M 2002 Removal of antibiotics from s

distilled water in conventional water treatment processes J Environ Eng 128 253e260

Addamo M Augugliaro V Di Paola A Graciacutea-Loacutepez E Loddo V Marciacute G

Removal of drugs in aqueous systems by photoassisted degradation J Appl Electrochem

Andreozzi R Caprio V Insola A Marotta R 1999 Advanced oxidation processes

cation and recovery Catal Today 53 51-59 Andreozzi R Canterino M Marotta R

Paxeus N 2005 Antibiotic removal from wastewaters the ozonation of amoxicil

Ardejani FD Badii K Limaee NY Shafaei SZ Mirhabibi AR 2008 Adsorption

80 dye from aqueous solution onto almond shells effect of pH initial concentration and shell type

Arikan OA 2008 Degradation and metabolization of chlortetracycline during the

digestion of manure from medicated calves J Hazard Mater 158 485-490

Alaton I Caglayan AE 2005 Ozonation of procaine penicillin G formulation

nd kinetics Chemosphere 59 31-39

Alaton I Caglayan AE 2006 Toxicity and biodegradability assessment of

ozonated procaine penicillin G formulation effluent Ecotoxicol Environ Saf 63 131

Alaton I Dogruel S 2004 Pre-treatment of penicillin formulation effluent

oxidation processes J Hazard Mater B112 105e113 Arslan-Alaton I Gurses F 2004 Photo

like oxidation of Procaine Penicillin G formulation effluent J Photochem


Photocatalytic degradation of

tics of aqueous chlorination of some

4170

from surface and

J Environ Eng 128 253e260

Palmisano L

degradation J Appl Electrochem

Advanced oxidation processes (AOP) for

Andreozzi R Canterino M Marotta R

wastewaters the ozonation of amoxicillin J Hazard

rhabibi AR 2008 Adsorption of direct red

initial concentration and shell type

ne during the anaerobic

ocaine penicillin G formulation effluent Part

biodegradability assessment of raw and

Environ Saf 63 131-140

uent by advanced

Alaton I Gurses F 2004 Photo-

uent J Photochem


80

Arslan-Alaton I Dogruel S Baykal E Gerone

oxidation of penicillin formulation ef

Augugliaro V Gaacutercia-Loacutepez E Loddo V Malato

Molinari R Palmisano L 2005

photocatalysis and membrane separation

Bailoacuten-Peacuterez MI Garcia-Campantildea AM Cruces

determination of b-lactam antibiotics in environmental aqueous

preconcentration in capillary electrophoresis

Balcioglu IA Oumltker M 2003 Treatment of pharmaceutical wastewater containing

O3 and O3H2O2 processes Chemosphere 50 85

Bannister B 2000 Lincosaminides In Kirk ER

(Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John

Baquero F Martiacutenez J-L Cantoacuten R 2008

environments Curr Opin Biotechnol 19 260

Baran W Sochacka J Wardas W 20

products of their photocatalytic de

Batt AL Snow DD Aga DS 2006 Occurrence of

wells in Washington County Idaho USA Chemosphere 64

Batt AL Kim S Aga DS 2007 Comparison of the oc

wastewater treatment plants with varying designs and operations

Chemosphere 68 428e435 Bautit

photo-Fenton process e solar irradiation and matrix effect

Bautitz IR Nogueira RFP 2010 Photodegradation of lincomycin and diazepam in

treatment plant effluent by photo

Binnie C Kimber M Smethurst G 2002 Basic Wa

Bobu M Yediler A Siminiceanu I Schulte

ciprofloxacin on a pillared iron catalyst Appl Catal B 83 15


Alaton I Dogruel S Baykal E Gerone G 2004 Combined chemical and

oxidation of penicillin formulation effluent J Environ Manag 73 155-163

Loacutepez E Loddo V Malato-Rodriacuteguez S Maldonado I

Molinari R Palmisano L 2005 Degradation of lincomycin in aqueous medium coupling of solar

photocatalysis and membrane separation Sol Energy 79 402-408

Campantildea AM Cruces-Blanco C del Olmo Iruela M

lactam antibiotics in environmental aqueous samples using off-line and on

preconcentration in capillary electrophoresis J Chromatogr A 1185 273-280

ioglu IA Oumltker M 2003 Treatment of pharmaceutical wastewater containing

Chemosphere 50 85-95

Bannister B 2000 Lincosaminides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

eOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New York

L Cantoacuten R 2008 Antibiotics and antibiotic resistance in

Curr Opin Biotechnol 19 260-265

Baran W Sochacka J Wardas W 2006 Toxicity and biodegradability of sulfonamides

products of their photocatalytic degradation in aqueous solutions Chemosphere 65 1295e1299

Batt AL Snow DD Aga DS 2006 Occurrence of sulphonamide antimicrobials in

Washington County Idaho USA Chemosphere 64 1963-1971

Batt AL Kim S Aga DS 2007 Comparison of the occurrence of antibiotics in four


Bautitz IR Nogueira RFP 2007 Degradation of tetracycline by

process e solar irradiation and matrix effect J Photochem Photobiol A 187 33


uent by photo-Fenton process Catal Today 151 94-99

Binnie C Kimber M Smethurst G 2002 Basic Water Treatment third ed Thomas Telford Ltd

Bobu M Yediler A Siminiceanu I Schulte-Hostede S 2008 Degradation studies

catalyst Appl Catal B 83 15-23


G 2004 Combined chemical and biological

Rodriacuteguez S Maldonado I Marcigrave G

aqueous medium coupling of solar

Blanco C del Olmo Iruela M 2008 Trace

line and on-line

ioglu IA Oumltker M 2003 Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by

Howe-Grant M

Wiley amp Sons New York

tance in water

iodegradability of sulfonamides and

Chemosphere 65 1295e1299

sulphonamide antimicrobials in private water

currence of antibiotics in four full-scale

Degradation of tetracycline by

J Photochem Photobiol A 187 33-39

Bautitz IR Nogueira RFP 2010 Photodegradation of lincomycin and diazepam in sewage

ter Treatment third ed Thomas Telford Ltd

S 2008 Degradation studies of


81

Boreen AL Arnold WA McNeill K 2004 Photochem

environment sulfa drugs containing

3933-3940

Bound JP Voulvoulis N 2006 Predicted and measured concentrations for

pharmaceuticals in UK rivers implications for risk assessment Water

Boxall ABA Johnson P Smith EJ Sinclair CJ Stutt

medicines from soils into plants J Agric Food Chem 54 2288

Brimble MA 2003 Polyether antibiotics In Kirk ER Othmer DF

M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical

Britto JM Rangel MC 2008

efluentes industriais Quiacutem Nova 31 114

Brown KD Kulis J Thomson B Chapman TH Ma

antibiotics in hospital residential and dairy ef

New Mexico Sci Total Environ 366

Bulut Y Tez Z 2007 Adsorption studies on ground

Mater 149 34-41

Calza P Medana C Pazzi M Baiocchi C Pelizzetti E 2004

sulphonamides on titanium dioxide Appl Catal B 53

V Homem L Santos Journal of Environm

B Parenti F 2001 Glycopeptides (Dalbaheptides) In Kirk ER

Howe-Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia

York

Cha JM Yang S Carlson KH 20

water and urban wastewater using liquid chromatography combined

mass spectrometry J Chromatogr A 1115 46


Boreen AL Arnold WA McNeill K 2004 Photochemical fate of sulfa drugs in the

environment sulfa drugs containing five-membered heterocyclic groups Environ Sci Technol 38


pharmaceuticals in UK rivers implications for risk assessment Water Res 40 2885-

Boxall ABA Johnson P Smith EJ Sinclair CJ Stutt E Levy LS 2006 Uptake of

J Agric Food Chem 54 2288-2297

Brimble MA 2003 Polyether antibiotics In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New York

Britto JM Rangel MC 2008 Processos avanccedilados de oxidaccedilatildeo de compostos

Nova 31 114-122

Brown KD Kulis J Thomson B Chapman TH Mawhinney DB 2006 Occurr

antibiotics in hospital residential and dairy effluent municipal wastewater and the Rio Grande in

New Mexico Sci Total Environ 366 772-783

Bulut Y Tez Z 2007 Adsorption studies on ground shells of hazelnut and almond

Calza P Medana C Pazzi M Baiocchi C Pelizzetti E 2004 Photocatalytic transformations of

sulphonamides on titanium dioxide Appl Catal B 53 63-69

V Homem L Santos Journal of Environmental Management 92 (2011) 2304-2347 2344

B Parenti F 2001 Glycopeptides (Dalbaheptides) In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI

Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New

Cha JM Yang S Carlson KH 2006 Trace determination of b-lactam antibiotics in

water and urban wastewater using liquid chromatography combined with electrospray tandem

etry J Chromatogr A 1115 46-57


ical fate of sulfa drugs in the aquatic

ups Environ Sci Technol 38

Bound JP Voulvoulis N 2006 Predicted and measured concentrations for selected

-2892

LS 2006 Uptake of veterinary

Kroschwitz JI Howe-Grant

nology John Wiley amp Sons New York

Processos avanccedilados de oxidaccedilatildeo de compostos fenoacutelicos em

whinney DB 2006 Occurrence of

wastewater and the Rio Grande in

shells of hazelnut and almond J Hazard

transformations of

7 2344 Cavalleri

Othmer DF Kroschwitz JI

Chemical Technology John Wiley amp Sons New

lactam antibiotics in surface

with electrospray tandem


82

Chatzitakis A Berberidou C Paspaltsis I Kyriakou

Photocatalytic degradation and drug activity reduction of Chloramphenicol

394

Chelliapan S Wilby T Sallis PJ 2006 Performan

(UASR) in the treatment of pharmaceuti

Res 40 507-516

Chen W-R Huang C-H 2010 Adsorption and

aluminium oxide Chemosphere 79 779

Chiang L-C Chang J-E Wen T

treatment of landfill leachate Water Res 29 671

Choi K-J Son H-J Kim S

tetracycline classes of antibiotic Sci Total Enviro

Choi K-J Kim S-G Kim S-

activated carbon filtration J Hazard Mater 151 38

Cokgor EU Arslan-Alaton I Karahan O Dogruel S Orhon D 2004 Biological

raw and ozonated penicillin formulation ef

Constanzo SD Murby J Bates J 2005 Ecosystem response to antibiotics e

environment Mar Pollut Bull 51 218

Crisafully R Milhome MAL Cavalcante RM Silveira ER De Keukeleire D

2008 Removal of some polycyclic aromatic hydrocarbons

low-cost adsorbents of natural origin

Dantas RF Contreras S Sans C Esplugas S 2008

ozonation J Hazard Mater 150 790

Deborde M von Gunten U 2008

during water treatment e kinetics and mechanisms a critical

De Witte B Dewulf J Demeestere K Van Lang

oxidation by the peroxone process of cipro


Chatzitakis A Berberidou C Paspaltsis I Kyriakou G Slaviadis T Poulios I

Photocatalytic degradation and drug activity reduction of Chloramphenicol Water Res 42 386

Chelliapan S Wilby T Sallis PJ 2006 Performance of an up-flow anaerobic stage

(UASR) in the treatment of pharmaceutical wastewater containing macrolide antibiotics Water

H 2010 Adsorption and transformation of tetracycline antibiotics with

oxide Chemosphere 79 779-785

E Wen T-C 1995 Indirect oxidation effect in electrochemical

ll leachate Water Res 29 671-678

J Kim S-H 2007 Ionic treatment for removal of sulphonamide

tetracycline classes of antibiotic Sci Total Environ 387 247-256

-H 2008 Removal of antibiotics by coagulation and

tion J Hazard Mater 151 38-43

Alaton I Karahan O Dogruel S Orhon D 2004 Biological

raw and ozonated penicillin formulation effluent J Hazard Mater B116 159-166

Constanzo SD Murby J Bates J 2005 Ecosystem response to antibiotics entering

Mar Pollut Bull 51 218-223

Crisafully R Milhome MAL Cavalcante RM Silveira ER De Keukeleire D Nascimento RF

2008 Removal of some polycyclic aromatic hydrocarbons from petrochemical wastewater us

cost adsorbents of natural origin Bioresour Technol 99 4515-4519

Dantas RF Contreras S Sans C Esplugas S 2008 Sulfamethoxazole abatement

J Hazard Mater 150 790-794

Deborde M von Gunten U 2008 Reactions of chlorine with inorganic and organic

during water treatment e kinetics and mechanisms a critical review Water Res 42 13

De Witte B Dewulf J Demeestere K Van Langenhove H 2009 Ozonation and

peroxone process of ciprofloxacin in water J Hazard Mater 161 701


T Poulios I 2008

Water Res 42 386-

flow anaerobic stage reactor

antibiotics Water

antibiotics with

ation effect in electrochemical oxidation

oval of sulphonamide and

H 2008 Removal of antibiotics by coagulation and granular

Alaton I Karahan O Dogruel S Orhon D 2004 Biological treatability of

ntering the aquatic

Nascimento RF

from petrochemical wastewater using

Sulfamethoxazole abatement by means of

rine with inorganic and organic compounds

review Water Res 42 13-51

enhove H 2009 Ozonation and advanced

701-708


83

Diacuteaz-Cruz M Barceloacute D 2007

medicines in terrestrial environment

Diacuteaz-Cruz MS Loacutepez de Alda MJ Barceloacute D 2003

veterinary and human drugs in soils sediments and sludge Trends

Dickert C 2007 Ion exchange In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp

Kumar K Gupta SC 2007 Sulfa

Environ Qual 36 1224-1230

Eckenfelder Jr WW 2000 Industrial Water Control

WW 2007 Wastewater treatment In Kirk ER Othmer DF

(Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical

El-Desoky HS Ghoneim MM El

azo-dyes in industrial wastewater of textile dyeing by

Hazard Mater B 175 858-865

Elmolla E Chaudhuri M 2009a

wastewater by photo-Fenton pro

Elmolla E Chaudhuri M 2009b

ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueous solution J Hazard


in aqueous solution by the UVZnO photocatalytic process


in aqueous solution by photo-Fenton process J Hazard Mater

Elmolla E Chaudhuri M 2010c

cloxacillin antibiotics in aqueous solution using UVTiO2 and UV

Desalination 252 46-52


Cruz M Barceloacute D 2007 Recent advances in LCeMS residue analysis of veterinary

medicines in terrestrial environment Trends Anal Chem 26 637-646

z de Alda MJ Barceloacute D 2003 Environmental behavior and

veterinary and human drugs in soils sediments and sludge Trends Anal Chem 22 340

Dickert C 2007 Ion exchange In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe- Gra

KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New York

Kumar K Gupta SC 2007 Sulfamethazine uptake by plants from manure-amended soil

Industrial Water Control third ed McGraw-Hill Boston

WW 2007 Wastewater treatment In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

(Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New York

oky HS Ghoneim MM El-Sheikh R Zidan NM 2010 Oxidation of Leva

dyes in industrial wastewater of textile dyeing by electro-generated Fentonrsquos reagent J

Elmolla E Chaudhuri M 2009a Improvement of biodegradability of synthetic

Fenton process World Appl Sci J 5 53-58

Elmolla E Chaudhuri M 2009b Optimization of Fenton process for treatment of

ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueous solution J Hazard Mater 170 666-

M 2010a Degradation of amoxicillin ampicillin and cloxacillin

in aqueous solution by the UVZnO photocatalytic process J Hazard Mater 173 445

Elmolla E Chaudhuri M 2010b Degradation of amoxicillin ampicillin and cloxacil

Fenton process J Hazard Mater 172 1476-1481

Elmolla E Chaudhuri M 2010c Photocatalytic degradation of amoxicillin ampicillin

cloxacillin antibiotics in aqueous solution using UVTiO2 and UV H2O2TiO2 photocatalysis


Recent advances in LCeMS residue analysis of veterinary

Environmental behavior and analysis of

Anal Chem 22 340-351

Grant M (Eds)

Sons New York Dolliver HA

amended soil J

Hill Boston Eckenfelder

Kroschwitz JI Howe-Grant M

Technology John Wiley amp Sons New York

Levafix CA reactive

generated Fentonrsquos reagent J

f biodegradability of synthetic amoxicillin

Fenton process for treatment of amoxicillin

-672

lin ampicillin and cloxacillin antibiotics



tion of amoxicillin ampicillin and

O2TiO2 photocatalysis


84

Esplugas S Bila DM Krause LGT Dezotti M 2007

technologies to remove endocrine

care products (PPCPs) in water ef

Estevinho BN Martins I Ratola N Alves A Santos L 2007 Removal of 24

and pentachlorophenol from waters by sorption using coal

power plant J Hazard Mater 143 535

Estevinho BN Ribeiro E Alves A Santos L 2008

pentachlorophenol column sorption by almond shell residues Chem Eng J

European Union 1990 COUNCIL REGULATI

Community procedure for the establishment of maximum

products in foodstuffs of animal origin

Farreacute M Peacuterez S Kantiani L Ba

metabolites and transformation products in the aquatic environment

1007

Feitosa-Felizzola J Chiron S 2009 Occurrence and distr

Mediterranean stream (Arc River Southern France) J Hydrol

Ferdig M Kaleta A Buchberger W 2005

nine currently used (fluoro)quinolones with fluorescence and

environmental samples J Sep Sci 28

Fujishima A Zhang X Tryk DA 2007 Heterogen

applications in environmental cleanup Int J Hydrogen Energy 32

Gan S Lau EV Ng HK 2009 Remediation of soi

hydrocarbons (PAHs) J Hazard Mater 172 532

Ghauch A Tuqan A Assi HA 2009 Antibiotic removal from water elimination

and ampicillin by microscale and nanoscale iron particles


Esplugas S Bila DM Krause LGT Dezotti M 2007 Ozonation and advanced

technologies to remove endocrine disrupting chemicals (EDCs) and pharmaceuticals and personal

s) in water effluents J Hazard Mater 149 631-642

Estevinho BN Martins I Ratola N Alves A Santos L 2007 Removal of 24-

and pentachlorophenol from waters by sorption using coal fly ash from a Portuguese thermal


Estevinho BN Ribeiro E Alves A Santos L 2008 A preliminary feasibility study

pentachlorophenol column sorption by almond shell residues Chem Eng J 136 188

European Union 1990 COUNCIL REGULATION (EEC) No 237790 of 26 June 1990

Community procedure for the establishment of maximum residue limits of veterinary medicinal

in foodstuffs of animal origin Official J Eur Union L224 1-136

Farreacute M Peacuterez S Kantiani L Barceloacute D 2008 Fate and toxicity of emerging pollutants their

metabolites and transformation products in the aquatic environment Trends Anal Chem 27 991

Felizzola J Chiron S 2009 Occurrence and distribution of selected antibioti

Mediterranean stream (Arc River Southern France) J Hydrol 364 50-57

Ferdig M Kaleta A Buchberger W 2005 Improved liquid chromatographic determination of

fluoro)quinolones with fluorescence and mass spectrometric detection for

environmental samples J Sep Sci 28 1448-1456

Fujishima A Zhang X Tryk DA 2007 Heterogeneous photocatalysis from water

applications in environmental cleanup Int J Hydrogen Energy 32 2664-2672

Lau EV Ng HK 2009 Remediation of soils contaminated with polycyclic

Hs) J Hazard Mater 172 532-549


microscale and nanoscale iron particles Environ Pollut 157 1626


Ozonation and advanced oxidation

pharmaceuticals and personal

dichlorophenol

ash from a Portuguese thermal

A preliminary feasibility study for

136 188-194

ON (EEC) No 237790 of 26 June 1990 laying down a

residue limits of veterinary medicinal

pollutants their

Trends Anal Chem 27 991-

ibution of selected antibiotics in a small

determination of

tric detection for

eous photocatalysis from water photolysis to

ls contaminated with polycyclic aromatic

Ghauch A Tuqan A Assi HA 2009 Antibiotic removal from water elimination of amoxicillin

Environ Pollut 157 1626-1635


85

Giokas DL Vlessidis AG 2007 Application of a novel chemometric approach to

determination of aqueous photolysis rates of organic compounds in natural

288-295

Goumlbel A McArdell CS Joss A Siegrist H Giger

and trimethoprim in different wastewater treatment technologies

371

Gonzaacutelez O Sans C Esplugas S 2007

inhibition and biodegradability assessment of intermediates

Grote M Schwake-Anduschus C Michel R Stevens H Heyser W

T Freitag M 2007 Incorporation of veterinary

Agric Res 57 25-32

Guinea E Brillas E Centellas F Cantildeizares P

enrofloxacin with conductive-diamond electrochemic

a comparison Water Res 43 2131

Guinea E Garrido JA Rodriacuteguez RM Cabot P

Degradation of the fluoroquinolone enrofloxacin by electrochemical

based on hydrogen peroxide electrogeneration

Gunten U 2003 Ozonation of drinking water Part I Oxidation kinetics and

Water Res 37 1443-1467

Hao C Clement R Yang P 2007 Liquid chromato

bioactive pharmaceutical compounds in the aquatic environmentda

Bioanal Chem 378 1247-1257

Hernandez R Zappi M Colucci J Jones R 2002

advanced oxidation processes for treatment of acetone contaminated

33-50

Hernando MD Mezcua M Fernaacutendez

assessment of pharmaceutical residues

Talanta 69 334-342



determination of aqueous photolysis rates of organic compounds in natural waters Talanta 71

Goumlbel A McArdell CS Joss A Siegrist H Giger W 2007 Fate of sulfonamides

and trimethoprim in different wastewater treatment technologies Sci Total Environ 372 361

Gonzaacutelez O Sans C Esplugas S 2007 Sulfamethoxazole abatement by photo- Fenton Toxicity

inhibition and biodegradability assessment of intermediates J Hazard Mater 146 459

Anduschus C Michel R Stevens H Heyser W Langenkaumlmper G Betsche

M 2007 Incorporation of veterinary antibiotics into crops from manured soil

Guinea E Brillas E Centellas F Cantildeizares P Rodrigo MA Saacuteez C 2009

diamond electrochemical oxidation ozonation and Fenton oxidation

2131-2138

Guinea E Garrido JA Rodriacuteguez RM Cabot P-L Arias C Centellas F Brillas E

fluoroquinolone enrofloxacin by electrochemical advanced oxidation processes

based on hydrogen peroxide electrogeneration Electrochim Acta 55 2101-2115

Gunten U 2003 Ozonation of drinking water Part I Oxidation kinetics and product fo

P 2007 Liquid chromatographyetandem mass spectrometry

bioactive pharmaceutical compounds in the aquatic environmentda decadersquos activities

Hernandez R Zappi M Colucci J Jones R 2002 Comparing the performance of

advanced oxidation processes for treatment of acetone contaminated water J Hazard Mater 92

Hernando MD Mezcua M Fernaacutendez-Alba AR Barceloacute D 2006 Environmental

assessment of pharmaceutical residues in wastewater effluents surface waters and sediments


Giokas DL Vlessidis AG 2007 Application of a novel chemometric approach to the

waters Talanta 71

W 2007 Fate of sulfonamides macrolides

Sci Total Environ 372 361-

Fenton Toxicity


Langenkaumlmper G Betsche

antibiotics into crops from manured soil FAL

Rodrigo MA Saacuteez C 2009 Oxidation of

ozonation and Fenton oxidation

C Centellas F Brillas E 2010

vanced oxidation processes

product formation

graphyetandem mass spectrometry of

decadersquos activities Anal

formance of various

J Hazard Mater 92

vironmental risk

waters and sediments


86

Hirose J Kondo F Nakano T Kobayashi T Hi

Inactivation of antineoplastics in clinical wastewater by electrolysis

Hirsch R Ternes T Haberer K Kratz K

environment Sci Total Environ 225 109

Hu L Flanders PM Miller PL Strathmann TJ 2007 Oxidation of sulfamethoxazole

related antimicrobial agents by TiO2 photocatalysis Water Res

Huber MM Canonica S Park G

ozonation and advanced oxidation processes Environ Sci

Huber M Korhonen S Ternes T von Gunten U 2005a

water treatment with chlorine dioxide Water Res 39 3607

Huber MM Gbel A Joss A Hermann N Loumlf

Ternes TA von Gunten U 2005b Oxidation of pharmaceuticals

wastewater effluents a pilot study

Ikehata K Naghashkar NJ El

ozonation and advanced oxidation processes a review Ozone Sci

Jacobsen AM Halling-Soslashrensen B Ingerslev F Hansen SH 2004 Simultaneous

tetracycline macrolide and sulfonamide antibiotics from agricultural

extraction followed by solid

spectrometry J Chromatogr A 1038 157

Jara CC Fino D Specchia V Saracco G Spinelli P 2007

antibiotics from wastewater Appl Catal B 70 479

Jiao S Zheng S Yin D Wang L Chen L 2008 Aqu

of photocatalytic products to luminescent bacteria Chemosphere

Jones-Lepp T Stevens R 2007 Pharmaceuticals and personal care products in

sludge e the interface between analytical chemistry and

1173-1183


Hirose J Kondo F Nakano T Kobayashi T Hiro N Ando Y Takenaka H

Inactivation of antineoplastics in clinical wastewater by electrolysis Chemosphere 60

Hirsch R Ternes T Haberer K Kratz K-L 1999 Occurrence of antibiotics in the

t Sci Total Environ 225 109-118


ted antimicrobial agents by TiO2 photocatalysis Water Res 41 2612-2626

Huber MM Canonica S Park G-Y von Gunten U 2003 Oxidation of pharmaceuticals

ozonation and advanced oxidation processes Environ Sci Technol 37 1016-1024

uber M Korhonen S Ternes T von Gunten U 2005a Oxidation of pharmaceuticals

ne dioxide Water Res 39 3607-3617

Huber MM Gbel A Joss A Hermann N Loumlffler D McArdell CS Ried A

Ternes TA von Gunten U 2005b Oxidation of pharmaceuticals during ozonation of municipal

fluents a pilot study Ozone Sci Eng 39 4290-4299

Ikehata K Naghashkar NJ El-Din MG 2006 Degradation of aqueous pharmaceuticals

ozonation and advanced oxidation processes a review Ozone Sci Eng 28 353-414

Soslashrensen B Ingerslev F Hansen SH 2004 Simultaneous

tetracycline macrolide and sulfonamide antibiotics from agricultural soils using pressurised liquid

extraction followed by solid-phase extraction and liquid chromatographyetandem mass

J Chromatogr A 1038 157-170

Jara CC Fino D Specchia V Saracco G Spinelli P 2007 Electrochemical

tewater Appl Catal B 70 479-487

Jiao S Zheng S Yin D Wang L Chen L 2008 Aqueous photolysis of tetracycline

of photocatalytic products to luminescent bacteria Chemosphere 73 377-382

tevens R 2007 Pharmaceuticals and personal care products in biosolidssewage

sludge e the interface between analytical chemistry and regulation Anal Bioanal Ch


ro N Ando Y Takenaka H Sano K 2005


L 1999 Occurrence of antibiotics in the aquatic

Hu L Flanders PM Miller PL Strathmann TJ 2007 Oxidation of sulfamethoxazole and

3 Oxidation of pharmaceuticals during

Oxidation of pharmaceuticals during

D McArdell CS Ried A Siegrist H

during ozonation of municipal

tion of aqueous pharmaceuticals by

414

Soslashrensen B Ingerslev F Hansen SH 2004 Simultaneous extraction of

oils using pressurised liquid

extraction and liquid chromatographyetandem mass

Electrochemical removal of

eous photolysis of tetracycline and toxicity

biosolidssewage

regulation Anal Bioanal Chem 387


87

Kadow JF Barrett JF Beaulieu D Dougherty TJ Meanwell N

Ryan B 2002 Antibacterial agents quinolones In Kirk ER

Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia

Kaniou S Pitarakis K Barlagianni I Poulios I 20


Kazemipour M Ansari M Tajrobehkar S Majd

cadmium zinc and copper from industrial wastewater by

hazelnut almond pistachio shell and apricot

Kemper N 2008 Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment

1-13

Kim S-C Carlson K 2006 Occu

mixed-landscape watershed Water Res 40 2549

Kim SH Shon HK Ngo HH 2010 Adsorption characteristics of antibiotics

powered and granular activated carbon J Ind

Kinney C Furlong E Zaugg S Burkhardt M Werner S Cahill J Jorgensen G2006 Survey of

organic wastewater contaminants in biosolids destined for land

40 7207-7215

Kirst H 2001 Antibiotics macrolides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI


M Mantzavinos D Kassinos D 2009 Removal of residual pharmac

systems by advanced oxidation processes

Klauson D Babkina J Stepanova K Krichevskaya M Preis S 2010 Aqueous

oxidation of amoxicillin Catal Today 151 39

2007 Removal of antibiotic from model

244-249

Koyuncu I Arikan OA Wiesner MR Rice C 2008 Removal of hormones and

nanofiltration membranes J Membr Sci 309 94


Kadow JF Barrett JF Beaulieu D Dougherty TJ Meanwell NA Ohemeng

Ryan B 2002 Antibacterial agents quinolones In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New York

gianni I Poulios I 2005 Photocatalytic oxidation of sulf

Kazemipour M Ansari M Tajrobehkar S Majdzadeh M Kermani HR 2008 Removal of lead

cadmium zinc and copper from industrial wastewater by carbon developed fr

d pistachio shell and apricot stone J Hazard Mater 150 322-327


C Carlson K 2006 Occurrence of ionophore antibiotics in water and

landscape watershed Water Res 40 2549-2560

Kim SH Shon HK Ngo HH 2010 Adsorption characteristics of antibiotics trimethoprim on

powered and granular activated carbon J Ind Eng Chem 16 344-349


organic wastewater contaminants in biosolids destined for land application Environ Sci Technol

2001 Antibiotics macrolides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe


M Mantzavinos D Kassinos D 2009 Removal of residual pharmaceuticals

systems by advanced oxidation processes Environ Int 35 402-417


oxicillin Catal Today 151 39-45Kosutic K Dolar D A sperger D Kunst B

2007 Removal of antibiotic from model wastewater by RONF membrane Sep Purif Technol 53


J Membr Sci 309 94-101


A Ohemeng- Paratek KA

Othmer DF Kroschwitz JI Howe-

y John Wiley amp Sons New York

sulfamethazine

Removal of lead

rbon developed from walnut

327

Kemper N 2008 Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment Ecol Indic 8

sediments of a

trimethoprim on


Environ Sci Technol

Howe-Grant M

Wiley amp Sons New York Klavarioti

from aqueous

Klauson D Babkina J Stepanova K Krichevskaya M Preis S 2010 Aqueous photocatalytic

D A sperger D Kunst B

e Sep Purif Technol 53

Koyuncu I Arikan OA Wiesner MR Rice C 2008 Removal of hormones and antibiotics by


88

Kuumlmmerer K 2001 Drugs in the environment emission of drugs diagnostic aids

disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources e

45 957-969

Kuumlmmerer K 2009 Antibiotics i

417-434

Kumar K Gupta SC Baidoo SK Chander Y Rosen CJ 2005 Antibiotic uptake by

soil fertilized with animal manure J Environ Qual 34 2082

Lange F Cornelissen S Kubac D Sein MM von Sonntag J Hannich CB

Heipieper HJ Moumlder M von Sonntag C 2006 Degradation of

a mechanistic case study with clarithromycin

Li S-Z Li X-Y Wang D-Z 2004 Membrane (RO

treatment and recovery of antibiotics Sep Purif Technol 34

Li K Yediler A Yang M Schulte

and toxicological assessment of its oxidation by

Lin AY-C Lin C-F Chiou J

sulphonamide and macrolide antibiotics in wastewater J Hazard Mater 171

Lindberg R Jarnheimer P-Aring Olsen B Johansson M Tysklind M 2004 Determination

antibiotic substances in hospital sewage water using solid phase

chromatographymass spectrometry and group analogue

1479-1488

Lindner KR Bonner DP Koster WH 2000 Monobactams In Kirk ER

Kroschwitz JI Howe-Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia

Wiley amp Sons New York Lindsey M Me

sulfonamide and tetracycline antimicrobials in ground water and surface water using solidphase

extraction and liquid chromatographymass spectrometry Anal Chem

Lissemore L Hao C Yang P Sibley PK Mabury S Solomon KR 2006 An

assessment for selected pharmaceuticals within a watershed in

64 717-729



disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources e a review Chemosphere

Kuumlmmerer K 2009 Antibiotics in the aquatic environment e a review e Part I Chemosphere 75


ure J Environ Qual 34 2082-2085

ornelissen S Kubac D Sein MM von Sonntag J Hannich CB

Heipieper HJ Moumlder M von Sonntag C 2006 Degradation of macrolide antibiotics by ozone

a mechanistic case study with clarithromycin Chemosphere 65 17-23

Z 2004 Membrane (RO-UF) filtration for antibiotic

treatment and recovery of antibiotics Sep Purif Technol 34 109-114

Li K Yediler A Yang M Schulte-Hostede S Wong MH 2008 Ozonation of

and toxicological assessment of its oxidation by-products Chemosphere 72 473-478

F Chiou J-MP Hong KA 2009 O3 and O3H2O2 treatment of

sulphonamide and macrolide antibiotics in wastewater J Hazard Mater 171 452-458

Aring Olsen B Johansson M Tysklind M 2004 Determination

antibiotic substances in hospital sewage water using solid phase extraction and liquid

chromatographymass spectrometry and group analogue internal standards Chemosphere 57


Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John

Lindsey M Meyer M Thurman E 2001 Analysis of trace levels of

and tetracycline antimicrobials in ground water and surface water using solidphase

extraction and liquid chromatographymass spectrometry Anal Chem 73 4640-4646

Yang P Sibley PK Mabury S Solomon KR 2006 An

assessment for selected pharmaceuticals within a watershed in Southern Ontario


Kuumlmmerer K 2001 Drugs in the environment emission of drugs diagnostic aids and

a review Chemosphere

Chemosphere 75

Kumar K Gupta SC Baidoo SK Chander Y Rosen CJ 2005 Antibiotic uptake by plants from

ornelissen S Kubac D Sein MM von Sonntag J Hannich CB Golloch A

macrolide antibiotics by ozone

filtration for antibiotic wastewater

oxytetracycline

478

MP Hong KA 2009 O3 and O3H2O2 treatment of

458

Aring Olsen B Johansson M Tysklind M 2004 Determination of

extraction and liquid

ards Chemosphere 57

Othmer DF

Chemical Technology John

yer M Thurman E 2001 Analysis of trace levels of


4646

Yang P Sibley PK Mabury S Solomon KR 2006 An exposure

Southern Ontario Chemosphere


89

Lucas MS Peres JA 2006 Decolorization of the azo dye Reactive Black 5 b

Fenton oxidation Dyes Pigm 71 236

Martiacutenez JL 2009 Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic

determinants Environ Pollut 157 2893

Marzo A Bo LD 1998 Chromatography as an analytical

reappraisal addressed to pharmokinetic application J Chromatogr A

McArdell C Molnar E Suter MJF Giger W 2003 Occurrence and fate of macrolide

antibiotics in wastewater treatment plants a

Sci Technol 37 5479-5486

McGregor D 2000 Aminoglycosides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI


SAS Trovoacute AG Bautitz IR Nogueira RFP 2009

processos oxidativos avanccedilados Quim Nova 32 188

Meacutendez-Diacuteaz JD Prados-Joya G Rivera

Garciacutea MA Medelliacuten-Castillo NA 2010

antibiotics on activated carbons in aqueous phase

Meyer DE Williams M Bhattacharvya D 2003 Reverse


Wiley amp Sons New York Migliore L Cozzolino S Fiori M 2003 Phytotoxicity to and uptake of

enrofloxacin in crop plants Chemosphere 52 1233

Minh TB Leung HW Loi IH Chan WH So MK Mao JQ Choi D Lam JCW

Martin M Lee JHW Lam PKS Richardson BJ 2009 Antibiotics

metropolitan area ubiquitous distribution and fate in Victoria

1062

Molinari R Pirillo F Loddo V Palmisano L 2006

of pharmaceuticals in water by using polycristalline TiO2 and

Catal Today 118 205-213


Lucas MS Peres JA 2006 Decolorization of the azo dye Reactive Black 5 by Fenton and photo

Dyes Pigm 71 236-244



Marzo A Bo LD 1998 Chromatography as an analytical tool for selected antibiotic

reappraisal addressed to pharmokinetic application J Chromatogr A 812 17-34


antibiotics in wastewater treatment plants and in the Glatt Valley watershed Switzerland

McGregor D 2000 Aminoglycosides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe


SAS Trovoacute AG Bautitz IR Nogueira RFP 2009 Degradaccedilatildeo de faacutermacos

s avanccedilados Quim Nova 32 188-197

Joya G Rivera-Utrilla J Leyva-Ramos R Saacutenchez- Pol

Castillo NA 2010 Kinetic study of the adsorption of nitroimidazole

antibiotics on activated carbons in aqueous phase J Colloid Interf Sci 345 481-490

Meyer DE Williams M Bhattacharvya D 2003 Reverse osmosis In Kirk ER


Migliore L Cozzolino S Fiori M 2003 Phytotoxicity to and uptake of

nts Chemosphere 52 1233-1244


Martin M Lee JHW Lam PKS Richardson BJ 2009 Antibiotics in the Hong Kong

distribution and fate in Victoria Harbour Mar Pollut Bull 58 1052

Molinari R Pirillo F Loddo V Palmisano L 2006 Heterogeneous photocatalytic

of pharmaceuticals in water by using polycristalline TiO2 and a nanofiltration membrane


Fenton and photo-

Martiacutenez JL 2009 Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic resistance

tool for selected antibiotic classes a


watershed Switzerland Environ

Howe-Grant M

New York Melo

Degradaccedilatildeo de faacutermacos residuais por

Polo M Ferro-

adsorption of nitroimidazole

490

osmosis In Kirk ER Othmer DF



Minh TB Leung HW Loi IH Chan WH So MK Mao JQ Choi D Lam JCW Zheng G

in the Hong Kong

Mar Pollut Bull 58 1052-

Heterogeneous photocatalytic degradation

embrane reactor


90

Mompelat S LeBot B Thomas O 2009 Occurrence and fate of pharmaceutical

by-products from resource to drinking water Environ Int 35

Mor A 2001 Antimicrobial peptides In Ki


Coenen S Monnet DL Goossens H 2007 European Surveillance of

Consumption (ESAC) outpatient antibiotic use in Europe

Nagarale RK Gohil GS Shahi VK 2006 Recent developments on ion

and electro-membrane processes

Navalon S Alvaro M Garcia H 2008

pollutants products study of the reaction of three b

1935-1942

Ohno M Otsuka M Okamoto Y Yagisawa M Kondo S Oumlppinger H

D Hepner L Male C 2010 Antibiotics In Ullmann F

Industrial Chemistry Wiley-VCH Weinheim

Adsorption and degradation of enro

Mater 122 251-258

Palominos R Freer J Mondaca MA Mansilla HD 2008

during photocatalytic oxidation of the antibiotic

145

Palominos R Mondaca MA Giraldo A Pentildeeuela G Peacuterez

Photocatalytic oxidation of the antibiotic tetracycline on

144 100-105

Panizza M Cerisola G 2009 Direct a

Rev 109 6541-6569

Pehlivan E Altun T 2008 Biosorption of chromium (VI) ion from aqueous solutions

walnut hazelnut and almond shell J Hazard Mater 155 378



products from resource to drinking water Environ Int 35 803-814

Mor A 2001 Antimicrobial peptides In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe



outpatient antibiotic use in Europe 1998-2005 Euro Surveill 12

Nagarale RK Gohil GS Shahi VK 2006 Recent developments on ion-exchange

membrane processes Adv Colloid Interf Sci 119 97-130

Garcia H 2008 Reaction of chlorine dioxide with emergent

pollutants products study of the reaction of three b-lactams antibiotics with ClO2 Water Res 42

Ohno M Otsuka M Okamoto Y Yagisawa M Kondo S Oumlppinger H Hoffmann H Sukatsch

D Hepner L Male C 2010 Antibiotics In Ullmann F (Ed) Ullmannrsquos Encyclopedia of

VCH Weinheim Oumltker HM Akmehmet-Balcio glu I 2005

Adsorption and degradation of enrofloxacin a veterinary antibiotic on natural zeolite

Palominos R Freer J Mondaca MA Mansilla HD 2008 Evidence for hole

during photocatalytic oxidation of the antibiotic flumequine J Photochem Photobiol A 193 1

Palominos R Mondaca MA Giraldo A Pentildeeuela G Peacuterez-Moya M Mansilla HD 2009

Photocatalytic oxidation of the antibiotic tetracycline on TiO2 and ZnO suspensions

Panizza M Cerisola G 2009 Direct and mediated anodic oxidation of organic pollutants Chem


ell J Hazard Mater 155 378-384


Mompelat S LeBot B Thomas O 2009 Occurrence and fate of pharmaceutical products and

Howe-Grant M

Wiley amp Sons New York Muller A

Coenen S Monnet DL Goossens H 2007 European Surveillance of Antimicrobial

2005 Euro Surveill 12

exchange membranes

Reaction of chlorine dioxide with emergent water

with ClO2 Water Res 42

offmann H Sukatsch

(Ed) Ullmannrsquos Encyclopedia of

Balcio glu I 2005

ary antibiotic on natural zeolite J Hazard

Evidence for hole participation

hotochem Photobiol A 193 139-

Mansilla HD 2009

TiO2 and ZnO suspensions Catal Today

ollutants Chem

Pehlivan E Altun T 2008 Biosorption of chromium (VI) ion from aqueous solutions using


91

Pei R Kim SC Carlson KH Pruden A 2006 Effect of river landscape on the

concentrations of antibiotics and corresponding antibiotic resistance

2427-2435

Peacuterez-Moya M Graells M Castells G Amigoacute J Ortega E Buh

HD 2010 Characterization of the degradation performance of the

photo-Fenton process Water Res 44 2533

Petrovi c M Hernando MD Diacuteaz

mass spectrometry for the analysis of pharmaceutical residues

review J Chromatogr A 1067 1

Ponsford RJ 2000 Penicillins and other b

Howe-Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical

York Putra EK Pranowo R Sunarso J Indraswati N Ismadji S 2009 Performance of

activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater

isotherms and kinetics Water Res 43 2419

Qiang Z Adams C Surampalli R 2004 Determination of ozonation rate constants

Lincomycin and Spectinomycin Ozone S

Qui S Schideman L Marintildeas BJ Snoeyin

carbon adsorption of trace organic compounds from natural water

Radjenovic J Petrovi c M Ventura F Barceloacute D 2008

nanofiltration and reverse osmosis membrane drinking water treatment

3610

Reyes C Feacuternandez J Freer J Mondaca MA Zaror C Malato S Mansilla HD

Degradation and inactivation of tetracycline by TiO2 photocatalyst

184 141-146

Rivera-Utrilla J Prados-Joya G Saacutenchez

Removal of nitroimidazole antibiotics from aqueous solution by

activated carbon J Hazard Mater


Carlson KH Pruden A 2006 Effect of river landscape on the

concentrations of antibiotics and corresponding antibiotic resistance genes (ARG)

Moya M Graells M Castells G Amigoacute J Ortega E Buhigas G Peacuterez LM

Characterization of the degradation performance of the sulfamethazine antibiotic by

Water Res 44 2533-2540

Petrovi c M Hernando MD Diacuteaz-Cruz MS Barceloacute D 2005 Liquid chromatographyetandem

mass spectrometry for the analysis of pharmaceutical residues in environmental samples a


Ponsford RJ 2000 Penicillins and other b-lactams In Kirk ER Othmer DF

t M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp Sons New

Putra EK Pranowo R Sunarso J Indraswati N Ismadji S 2009 Performance of


d kinetics Water Res 43 2419-2430


Lincomycin and Spectinomycin Ozone Sci Eng 26 525-537

Qui S Schideman L Marintildeas BJ Snoeyink VL 2007 Simplification of the IAST

carbon adsorption of trace organic compounds from natural water Water Res 41 440

Radjenovic J Petrovi c M Ventura F Barceloacute D 2008 Rejection of pharmaceuticals

reverse osmosis membrane drinking water treatment Water Res 42 3601


Degradation and inactivation of tetracycline by TiO2 photocatalyst J Photochem

Joya G Saacutenchez-Polo M Ferro-Garciacutea MA Bautista- Toledo I 2009

Removal of nitroimidazole antibiotics from aqueous solution by adsorptionbioadsorption on

bon J Hazard Mater 170 298-305


Carlson KH Pruden A 2006 Effect of river landscape on the sediment

genes (ARG) Water Res 40

igas G Peacuterez LM Mansilla

sulfamethazine antibiotic by

atographyetandem

in environmental samples a

Kroschwitz JI

Technology John Wiley amp Sons New


activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater mechanism

Qiang Z Adams C Surampalli R 2004 Determination of ozonation rate constants for

fication of the IAST for activated

Water Res 41 440-448

Rejection of pharmaceuticals in

Water Res 42 3601-

Reyes C Feacuternandez J Freer J Mondaca MA Zaror C Malato S Mansilla HD 2006

J Photochem Photobiol A

Toledo I 2009

adsorptionbioadsorption on


92

Roberts J 2000 Cephalosporins In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe

(Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical Technology John Wiley amp

Rosenblatt-Farrel N 2009 The landscape of antibiotic

250

Rozas O Contreras D Mondaca MA Peacuterez

design of Fenton and photo-Fenton reactions for the treatment of

Mater 177 1025-1030

Ruthven D 2000 Fundamentals adsorption In Kirk ER Othmer DF

Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical

Sacher F Lange FT Braunch H

analytical methods and results of a monitoring program in

Chromatogr A 938 199-210

Saacutenchez-Polo M Rivera-Utrilla J Prados

Removal of pharmaceutical compounds nitroimidazoles from

systems Water Res 42 4163-4171

Saracco G Solarino L Aigotti R Specchia V Maja M 2000 Electrochemical

organic pollutants at low electrolyte concentrations Electrochim

Sarmah AK Meyer MT Boxall BA 2006 A global perspective on the use sales

pathways occurrence fate and effects of veterinary antibiotics (VAs)


Schwartz T Kohnen W Jansen B Obst U 2003 Detection of antibiotic

and their resistance genes in wastewater surface water and

Microbiol Ecol 43 325-335

Schwartz T Volkmann H Kirchen S Kohnen W Schon

Real-time PCR detection of Pseudomonas aeruginosa in clinical

genotyping of the ciprofloxacin-resistant




Farrel N 2009 The landscape of antibiotic resistance Environ HealthPersp 117 245

Rozas O Contreras D Mondaca MA Peacuterez-Moya M Mansilla HD 2010

Fenton reactions for the treatment of ampicillin solutio

Ruthven D 2000 Fundamentals adsorption In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe


Sacher F Lange FT Braunch H-J Blankenhorn I 2001 Pharmaceuticals in

analytical methods and results of a monitoring program in Baden-Wuumlrttemberg Germany

Utrilla J Prados-Joya G Ferro-Garciacutea MA Bautista- Toledo I 2008

Removal of pharmaceutical compounds nitroimidazoles from waters by using the ozonecarb

4171


trolyte concentrations Electrochim Acta 46 373-380


pathways occurrence fate and effects of veterinary antibiotics (VAs) in the e

Schwartz T Kohnen W Jansen B Obst U 2003 Detection of antibiotic-resistant

and their resistance genes in wastewater surface water and drinking water 494 bio

nn H Kirchen S Kohnen W Schon-Holz K Jansen B

time PCR detection of Pseudomonas aeruginosa in clinical and municipal wastewater and

resistant isolates FEMS Microbiol Ecol 57 158-167


Roberts J 2000 Cephalosporins In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe- Grant M

Sons New York

Persp 117 245-

Moya M Mansilla HD 2010 Experimental

ampicillin solutions J Hazard

Kroschwitz JI Howe-


groundwaters

Wuumlrttemberg Germany J

Toledo I 2008

waters by using the ozonecarbon

Saracco G Solarino L Aigotti R Specchia V Maja M 2000 Electrochemical oxidation of

380

Sarmah AK Meyer MT Boxall BA 2006 A global perspective on the use sales exposure

in the environment

resistant 493 bacteria

drinking water 494 biofilms FEMS

Obst U 2006

and municipal wastewater and

167


93

Seifrtovaacute M Pena A Lino CM Solich P 2008

hospital and municipal wastewaters in Coimbra by liquid chromatography

column and fluorescence detection Anal

Shan AY Ghazi TIM Rashid SA 2010 Immobilisation of titanium dioxide onto

materials in heterogeneous photocatalysis a review Appl Catal

Adoi101016japcata201008053

Shaojun J Shourong Z Daqiang Y Lianhong W

degradation and the toxicity change of degradation compounds

Environ Sci 20 806-813

Sharma VK 2008 Oxidative transformations of environmental pharmaceuticals

and Fe (VI) kinetics assessment Chemosphere 73 1379

Shemer H Kunukcu YK Linden KG 2006 Degradation of the pharmaceutical

via UV Fenton and photo-Fenton processes Chemosphere 63

Shenker M Harush D Ben-Ari J Chefetz B 2011 Uptake of carbamazepine by

plants e a case study related to irrigation with reclaimed wastewater

Sirtori C Zapata A Oller I Gernjak W Aguumlera A Malato S 2009

industrial pharmaceutical wastewater by combining solar photo


Smith AJ Balaam JL Ward A 2007 The development of a rapid screening

measure antibiotic activity in ef

1946

Southgate R Osborne NF 2000 Carbapenems and penems In Kirk ER


Wiley amp Sons New York Stackelberg PE Gibs J Furlong ET Meyer MT Zaugg SD

Lippincott RL 2007 Efficiency of conventional drinking

pharmaceuticals and other organic compounds Sci Total Environ 377

Stockinger H Heinzle E Kut O 1995 Removal of chloro and nitro aromatic

pollutants by ozonation and biotreatment Environ Sci Technol 29


ifrtovaacute M Pena A Lino CM Solich P 2008 Determination of fluoroquinolone

hospital and municipal wastewaters in Coimbra by liquid chromatography with a monolithic

fluorescence detection Anal Bioanal Chem 391 799-805




Shaojun J Shourong Z Daqiang Y Lianhong W Liangyan C 2008 Aqueous

degradation and the toxicity change of degradation compounds in photoirradiation process

Sharma VK 2008 Oxidative transformations of environmental pharmaceuticals by Cl2 ClO2

ssessment Chemosphere 73 1379-1386


Fenton processes Chemosphere 63 269-276

Ari J Chefetz B 2011 Uptake of carbamazepine by

plants e a case study related to irrigation with reclaimed wastewater Chemosphere 82 905

Sirtori C Zapata A Oller I Gernjak W Aguumlera A Malato S 2009 Decontamination

industrial pharmaceutical wastewater by combining solar photo-Fenton and biologica


measure antibiotic activity in effluents and surface water samples Mar Pollut Bull 54 1940



Stackelberg PE Gibs J Furlong ET Meyer MT Zaugg SD

ficiency of conventional drinking-water-treatment processes in removal of

pharmaceuticals and other organic compounds Sci Total Environ 377 255-272


pollutants by ozonation and biotreatment Environ Sci Technol 29 2016-2022


fluoroquinolone antibiotics in

with a monolithic

Shan AY Ghazi TIM Rashid SA 2010 Immobilisation of titanium dioxide onto supporting


oxytetracycline

in photoirradiation process J

by Cl2 ClO2 O3

Shemer H Kunukcu YK Linden KG 2006 Degradation of the pharmaceutical metronidazole

Ari J Chefetz B 2011 Uptake of carbamazepine by cucumber


Decontamination

and biological treatment

Smith AJ Balaam JL Ward A 2007 The development of a rapid screening technique to


Southgate R Osborne NF 2000 Carbapenems and penems In Kirk ER Othmer DF



treatment processes in removal of

Stockinger H Heinzle E Kut O 1995 Removal of chloro and nitro aromatic wastewater


94

Sum P-E 2004 Tetracyclines In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI How


Tamtam F Mercier F Le Bot B Eurin J Dinh QT Cleacutement M Chevreuil M

Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various h

Environ 393 84-95

Tekin H Bilkay O Ataberk SS Balta TH Ceribasi IH Sanin FD Dilek FB

Use of Fenton oxidation to improve the biodegradability of

Hazard Mater 136 258-265

Ternes TA 1998 Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and

32 3245-3260

Ternes TA Stuumlber J Herrmann N McDowell D Ried A Kampmann M

Ozonation a tool for removal of pharmaceuticals contrast

wastewater Water Res 37 1976

The European Surveillance of Antimicrobial Consumption (ESAC) project 2010

httpwwwesacuaacbe (accessed June 1 2010)

Trovoacute AG Melo SAS Nogueira RFP

pharmaceuticalsamoxicillin beza

application to sewage treatment plant ef

Trovoacute AG Nogueira RFP Aguumlera A Sirtori C Fernaacutendez

of sulfamethoxazole in various aqueous media persistence

assessment Chemosphere 77 1292

Uumlstuumln GE Solmaz SKA Birguumll A 2007 Regenerati

combination of Fenton process and ion exchange e a case

440

Vieno NM Hrkki H Tuhkanen T Kronberg L 2007 Occurrence of pharmaceuticals

water and their elimination in a pilot

41 5077-5084


E 2004 Tetracyclines In Kirk ER Othmer DF Kroschwitz JI Howe- Grant M (Eds)



Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various hydrological conditio


Use of Fenton oxidation to improve the biodegradability of a pharmaceutical wastewater J

Ternes TA 1998 Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers Water Res

Ternes TA Stuumlber J Herrmann N McDowell D Ried A Kampmann M Teiser B 2003

or removal of pharmaceuticals contrast media and musk fragrances from

wastewater Water Res 37 1976-1982



SAS Nogueira RFP 2008 Photodegradation of the

pharmaceuticalsamoxicillin bezafibrate and paracetamol by the photo-Fenton process

application to sewage treatment plant effluent J Photochem Photobiol A 198 215

P Aguumlera A Sirtori C Fernaacutendez-Alba AR 2009 Photodegradation

of sulfamethoxazole in various aqueous media persistence toxicity and photoproducts


Uumlstuumln GE Solmaz SKA Birguumll A 2007 Regeneration of industrial district wastewater using a

combination of Fenton process and ion exchange e a case study Resour Conserv Recycl 52 425


ir elimination in a pilot-scale drinking water treatment plant Environ


Grant M (Eds)

Tamtam F Mercier F Le Bot B Eurin J Dinh QT Cleacutement M Chevreuil M 2008

conditions Sci Total

Yetis U 2006

a pharmaceutical wastewater J

rivers Water Res

Teiser B 2003

media and musk fragrances from


2008 Photodegradation of the

Fenton process e

198 215-220

Photodegradation

toxicity and photoproducts

wastewater using a

esour Conserv Recycl 52 425-

Vieno NM Hrkki H Tuhkanen T Kronberg L 2007 Occurrence of pharmaceuticals in river

treatment plant Environ Sci Technol


95

Watkinson AJ Murby EJ Kolpin DW Constanzo SD 2009 The occurrence of

an urban watershed From wastewater to drinking water

Weidner-Wells MA Macielag MJ 2003 Antibacterial agents sulfonamides In

Othmer DF Kroschwitz JI Howe

Technology John Wiley amp Sons New Y

development and perspectiveJ Membr Sci 263 1

Xu W-H Zhang G Zou S-C Li X

the Victoria Harbour and the Pearl River

chromatographyeelectrospray ionization tandem mass

679

Yang Y Wang P Shi S Liu Y 2009 Microwave enhanced Fenton

treatment of high concentration pharmaceutical wastewater J Hazard

Yiruhan Wang Q-J Mo C-H Li Y

Determination of four fluoroquinolone antibiotics in tap water in

Pollut 158 2350-2358

Zhang G Ji S Xi B 2006 Feasibility study of treatment of amoxicillin wastewater

combination of extraction Fenton oxidation and reverse osmosis



an urban watershed From wastewater to drinking water Sci Total Environ 407 2711

Wells MA Macielag MJ 2003 Antibacterial agents sulfonamides In

Othmer DF Kroschwitz JI Howe-Grant M (Eds) KirkeOthmer Encyclopedia Chemical

Technology John Wiley amp Sons New York Xu T 2005 Ion exchange membranes state of their


C Li X-D Liu Y-C 2007 Determination of selected

the Victoria Harbour and the Pearl River South China using highperformance

chromatographyeelectrospray ionization tandem mass spectrometry Environ Pollut 145 672

Yang Y Wang P Shi S Liu Y 2009 Microwave enhanced Fenton-like process for

ation pharmaceutical wastewater J Hazard Mater 168 238

H Li Y-W Gao P Tai Y-P Zhang Y Ruan Z Xu J

fluoroquinolone antibiotics in tap water in Guangzhou and Macao E


combination of extraction Fenton oxidation and reverse osmosis Desalination 196 32


Watkinson AJ Murby EJ Kolpin DW Constanzo SD 2009 The occurrence of antibiotics in

Environ 407 2711-2723

Wells MA Macielag MJ 2003 Antibacterial agents sulfonamides In Kirk ER

Encyclopedia Chemical

Xu T 2005 Ion exchange membranes state of their

C 2007 Determination of selected antibiotics in

South China using highperformance liquid

etry Environ Pollut 145 672-

like process for the

Mater 168 238-245

P Zhang Y Ruan Z Xu J- W 2010

Guangzhou and Macao Environ

Zhang G Ji S Xi B 2006 Feasibility study of treatment of amoxicillin wastewater with a



2



3

A mis padres






A mi hermana Erika


A mis profesores


vivirla



Gracias











nsejos y su eterna





4


HPLC-UV

TOC

DBO5

COD

LC-MS

UV

mL

degC

g

L

h

T

Nm

Mg

pH

Min

m3

λ

cm2

EDAR

ETAP

POA

PTAR







Luz ultra violeta






Tempratura






Longitud de onda







luz ultra violeta




5


Iacutendice
































6

RESUMEN





































han sido estudiados








rocesos combinados



7

INTRODUCIOacuteN






































































Baquero et al 2008













8

Capiacutetulo I

ANTECEDENTES











































pero pueden ser









9











anillo









10









geno


minoaacutecidos







11













































se introducen en



12








































































de las industrias


ambientales En


y sulfamidas en un






(Watkinson et al






Lepp y Stevens 2007


13





















al 2008)







(Kuumlmmerer 2009)




















los medios acuosos


gL en los efluentes













Las propiedades




las dificultades



pero no hay una


14




Residuos

Disposicioacuten

Vertedero


Lixiviacioacuten

Excrecioacuten


Lodos

EDAR



Se vaciacutea hacia


Efluente

Aguas superficiales

ETAP

Lixiviacioacuten

Disposicioacuten

Agua potable




Excrecioacuten

Estieacutercol

Disposicioacuten

Suelo

Cadena Alimenticia


15

Capiacutetulo II



































































(Adams et al 2002















16


























un nuevo residuo











































17










toacutexicos




ܥ ଶ ଶܪ +ܥܪ



























+ ܥ ାܪ
























=095 V) (Sharma 2008)

(1)







eBorde y Gunten von



(Acero et al 2010






18




Sharma 2008)































































ntamente con ClO2






Se alcanzoacute una
















19


























ଷ ܪ ଶ ଶܪ

ଷ ଶܪ ଶܪ

lowast ଷlowast


lowast



















sis










En estos casos una


















(2)

(3)

(4)


20

ଶכ ଷ ଶ ଷ

כ

ଷכ ାܪ ଷܪ

lowast































(8)




















(5)

(6)

(7)













iones de cloro y





fue baja (asymp20)


entaron al aumentar


21

























ଶଶܪ ଶ + ܪ

ଷ ଶܪ ଷ

lowast

ଷ ଶܪ ଷ

lowast
























ሮ ଶଶܪ (9)

ାܪ (10)

ଷlowast ଶܪ

lowast (11)

ଷlowast ଶܪ

lowast (12)





a la velocidad de
















nte mecanismo


22


hidroxilo










ଷ ܪ ଶܪ +

ଷ ଶܪ lowastܪ



ଷ ଶlowast ଷ

lowast +













(13)







ଷାܪଶ

(14

+ ଶ (15

ଶlowast ଶ (16


ଶ (17

ଶ (18












)






14)

15)

16)


17)

18)



as concluyendo que



Alaton y Caglayan




23














































+ ܪ lowastܪ

ܨ ଶା(ଶܪ)

ଶܪlowast


ା ଶܪlowast ܪ







arga contaminante












y Gurses 2004

(19)

(20)

(21)

(22)

(23)

ଶሺʹ Ͷሻ




24


















Peres 2006)














lowastܪ














)ଶܪ












(25)













(26)


(El-Desoky et al







25






ଶଶܪʹ ଶܪʹ















y Nogueira 2007)














ଶ (27




ଶ (28

ଶ (29





















27)


(28) y (29)) y la

este hecho

28)

29)

30)




Gurses 2004 trovo

Shemer et al 2006)

ea et al 2009)


Fenton produce








26


















2223 Fotoacutelisis


























































de OH+ Como se








Estos oxidantes






27























































(Trovo et al 2009)






-compuesto la



























28


















ଶ






ଶ(ℎା) ܪ rarr



ଶכ ଶܪ ଶܪ

lowast + ܪ



















ℎା) (31



et al 1999)





ܪ (

(



encontraron que las













31)



32)

33)


(35)

(36)


29



ଶ() ଶଶܪ rarr





























como sigue

ଶ ܪ lowastܪ (


























(Shan et al 2010)


generando radicales

(37)


(38)









ndustrial de esta















30















cloranfenicol












































































31





















































































32


























































































coco (Crisafully



Algunos de estos






33









































































34





concentrada



















































































son usualmente


35






dos procesos






(50-80) y sulfamidas (11-20)















































36






































-NRH2+ -NR2H
































rmite el paso de

























37




detectadas



































































en los tratamientos














38












permeado









bioloacutegico














































39










Destilada










006-010mM O3

pH=2-9Absorbancia a





Referencias



Qianget al

(2004)


40

32 Antraciclinas



2 Antraciclinas











Referencias


Hiroseet al(2005)


41



Tratamiento


3β-Lactamicos

Amoxicilina 5x10-4

MAguadesionizada


M OpH= 25-72


mgLTOC=18925mgL


Combinacioacuten de




2+



efluentesSTP

Photo-Fenton



COD=790mgL


Photo-Fenton





M O3



O2


2


Luz negra a 365


ferrioxalato

3

TOC DOC HPLC-DAD



Luz UV (6W) aO2Fe

2+

orden= 10 - 100

HPLC-DAD CODBOD5 DO



Referencias









Zhanget al(2006)







2O2Fe2+






42

Amoxicilina 300 mgL





Aguadestilada




20 mgL

AguaDestilada


metalico




AguaDestilada


2+molar

Orden= 2 -



AguaDestilada

Photo-Fenton


2+molar



35 g deadsorbente


9 LP UV a


dotado con C y Fe


Fedeg (hierro

2gL hierro



molar- 150




COD molar25molar

150Luz UV (6 W)





Putraet al(2009)



Klausonet al(2010)




Ghauchet al(2009)






COD=15 H2O2Fe2+





43







AguaDestilada



50-300 mgL HpH= 3-11



AguaDestilada


Ampicilina 20 mgL

AguaDestilada

FentonPhoto-Fenton


2+




Luz UV (6 W) a365 nm 02-20



Luz UV (6 W) a365 nm 05-20

300 mgL H2O2



orden molar



57 230-O2 53-

2+

Luz UV (20 W) a

HPLC-UV TOCCOD














Navalonet al(2008)



2+ 454 microM



Rozaset al(2010)


44













2+


3 g(h L) O3

100 microM H2O2





40 mM H2O2





115

LP UV a 254 nm

40 mM H2O2


o Fe3+




Fe3+



















45








2000-8000mgL Fe2(SO


Formula deefluente




Formula deefluente


pH= 3-12



Microondas=500 W


19000

2

8000(SO4)3



Luz Negra (125

40 mM H2O2

5 mM Fe3+







Cokgoret al(2004)






Yanget al(2009)











46


Formula deefluente









O2



nolisis 3 g(h


100 mM














47





Bleomicina 446 mgL

Agua Destilada










Referencias


Hiroseet al(2005)


48

35 Imidazoles



5 Imidazoles










150mgL

Agua Destilada



Levamisol 10 mgL








9050 gL




T= 25 degC11





activado






Referencias











Ko suticet al(2007)


49

Metronidazol

1mgL

Aguadeionizada



2+



400 nm

50 mgL H2O2


294 mM H2O2

11762+






2+



Shemeret al(2006)


50

36 Lincosamidas



6 Lincosamidas

Lincomicina 1 mM

Agua Destilada



Agua Destilada


Catalizador deTiO2



Agua Destilada




Agua Destilada








Catalizador de



MP UV (125 W)






Ta2O5

o 3D GAC como




Referencias


Qianget al(2004)




xidado dentro de


Addamoet al(2005)



Jara etal(2007)


51

Lincomicina 25 mgL





020 mMferrioxalato

Fe(NO3)3

10 mM H2O2

TOC DOCHPLC-DAD







52

37 Macroacutelidos




COD= 7000mgL





COD=360 or590 mgL














3


3


3


3


3

8 h



3

pH=7


Referencias






Goumlbelet al(2007)



Huberet al(2005)


53

Laclaritromicina

1x10-4

M

Agua destilada



Efluente ETAP





40 mgL



proporcioacuten 05

Roxitromicina 05mM




1x10- 5

M O3







pH= 3-11



2 mgL O3





Langeet al(2006)







Lin etal(2009)


Huberet al(2003)


54

38 Quinolonas



8 Las quinolonas


Agua Ultrapura




Aguadeionizada






HP UV a 280y 260 nmpH= 3-10

60 mM H2O2

Lap-RDcatalizador

15 gLcatalizador

TOC COD HPLC-DAD



-3680 mg Lde O3


pH = 3-10T = 275degC

990 microM H2O2


Referencias



Bobuet al(2008)




DeWitteet al(2009)


55


30 ngL




2



200 gm3




2




Vienoet al(2007)


56







Enrofloxacin 10 mgL







pH= 7100 mM H2O2
















Vienoet al(2007)


57






Agua Ultrapura








05 mM Fe2+

pH=30T= de 35 degC







Guineaet al(2009)









Guineaet al(2010)


58


Agua destilada




45 mgL

Agua destilada




ofloxacina 5-10 mgL

Agua Ultrapura


LP UV (125 W)TiO2



Lampara UV (20

pH=3-1015 gL TiO2

-083 mM

2



Solar photo-Fenton

pH 26-2820 mgL Fe

2+

200-400 mgL

2






LP UV (125 W)como
















Sirtoriet al(2009)




Molinariet al(2006)


59


Agua destilada









15-400 Am2

actual





Jara etal(2007)


60





El carbadox 50 mgL







coagulacioacuten

2 (SO4) 3 Fe2

(SO4)3



como CaCO3





Referencias




Adamset al(2002)


61





62

310 Sulfonamidas



10 sulfonamidas


01 mM

Agua destilada




10 mgL

El aguadesionizada








25 gL






Referencias



Baranet al(2006)




Choiet al(2007)


63


50 mgL
















Adamset al(2002)


64


10 mgL




2 mgL




15 mgL

Agua destilada




10 mgL









2de area)

T= 20 C



5 mgL O3








11 H2O2O3




Koyuncuet al(2008)


Huberet al(2005)



Calzaet al(2004)


Ko suticet al(2007)



Linet al(2009)


65






2+










UV a 350-400 nm48

800 mg L de H2O2


4 g L catalizador




pH=3 176-1024 mg LO2

68 mg L





al 3040 mM Fe

2+








Kaniouet al(2005)


50 mg l Fe2+






Boreenet al(2004)



Huberet al(2003)


Terneset al(2003)


66










Luz UV a 324-400 nm11


1 gL catalyst


Luz UV a 240-310 nm-11

Catalizador TiO2

2 gL de catalizador




10 mgL Fe2+

pH=28






Hu etal(2007)









67





COD= 360o 590 mgL









3 min



3 t=15h


3 t=13 h


3


3 t=31h


3 t =1 h


3 t=6-8 h







Goumlbelet al(2007)


68







15 gL O3




3 h de caudal

del flujo356 m

3 h El flujo de


3 h de flujo de







Dantaset al(2008)




69





Solar foto-Fenton


2+





210 mgL de H2O2

104 mgL











70

311 Tetraciclinas





10 microgL

El aguadesionizada











Agua del riacuteo













2area)

pH= 7 T=20 C




Referencias



Choi etal(2007)



Koyuncuet al(2008)




Choi etal(2008)


71


20-110 microM

Agua destilada


08-35 gL Al










Agua ultrapura





7450Membrana NTR-

7459Area= 155 cm

2-







reduccioacuten=10









ChenandHuang(2010)




Li et al(2004)




Shaojunet al(2008)


72


Agua ultrapura



agua destilada













11 mgL O3



MP UV (125 W)pH=60









10 mM H2O2



ML UV at 365 nmpH=6






Li et al(2008)




Addamoet al(2005)



Reyeset al(2006)





Jiao etal2008)


73


agua destilada







pH=3-10 (TiO2) opH=6-11 (ZnO)







74






Aguadesionizada




aguadestilada



Trimetoprima 50 mgL








UV a 320-400 nmpH=5 0-600 mg L de



57deg C








El exceso de cal




Referencias




Chatzitakis(2008)


Hiroseet al(2005)





Adamset al(2002)


75







como CaCO3







Terneset al(2003)


76

Trimetoprima 10 mgL








Trimetoprima 50 mgL

aguadestilada







3 t= 15 h


3 t=13 h


3 t=25 min



3 t =31 h


3 t=1 h


3 t =6-8 h


-10T= de 25deg C

3 g L adsorbente



chazogt 0888)

Ko suticet al(2007)




Goumlbelet al(2007)


Kimet al(2010)


77










Conclusiones


















biodegradabilidad
















































78




















ecosistema

















































79

Bibliografiacutea









35 765-774




Mater 122 243-250








































4170

from surface and


Palmisano L











uent by advanced


uent J Photochem


80





























































line and on-line


Howe-Grant M


tance in water











81



3933-3940













Mater 149 34-41






York














Nova 31 114-122

















-2892








transformations of

7 2344 Cavalleri






82



394



Res 40 507-516

















































T Poulios I 2008

Water Res 42 386-


antibiotics Water

antibiotics with





ntering the aquatic

Nascimento RF






701-708


83





















































Grant M (Eds)


amended soil J




Levafix CA reactive




-672







84














1007








































dichlorophenol



136 188-194



pollutants their



determination of

tric detection for






85



288-295



371





Agric Res 57 25-32








Water Res 37 1443-1467






33-50



Talanta 69 334-342












2131-2138













waters Talanta 71



Fenton Toxicity








product formation



formance of various

J Hazard Mater 92

vironmental risk



86


























1173-1183





































414






biosolidssewage



87










1-13







40 7207-7215








244-249































sulfamethazine

Removal of lead


327


sediments of a

trimethoprim on


Environ Sci Technol

Howe-Grant M


from aqueous






88



45 957-969


417-434















1479-1488








64 717-729





























Chemosphere 75





oxytetracycline

478


458



ards Chemosphere 57

Othmer DF




4646




89
























1062






























Fenton and photo-





Howe-Grant M

New York Melo


Polo M Ferro-


490





in the Hong Kong



embrane reactor


90











1935-1942





Mater 122 251-258



145



144 100-105


Rev 109 6541-6569



























Howe-Grant M




exchange membranes



offmann H Sukatsch


Balcio glu I 2005




Mansilla HD 2009


ollutants Chem



91



2427-2435


















3610



184 141-146









Water Res 44 2533-2540

























atographyetandem


Kroschwitz JI








Water Res 42 3601-



Toledo I 2009



92




250



Mater 177 1025-1030
































4171












Sons New York

Persp 117 245-



Kroschwitz JI Howe-


groundwaters


Toledo I 2008



380


in the environment



Obst U 2006


167


93





















1946




































with a monolithic



oxytetracycline


by Cl2 ClO2 O3




Decontamination










94





Environ 393 84-95





32 3245-3260














440



41 5077-5084

























Grant M (Eds)



Yetis U 2006


rivers Water Res

Teiser B 2003




Fenton process e

198 215-220

Photodegradation


wastewater using a





95










679





Pollut 158 2350-2358





















Environ 407 2711-2723








Mater 168 238-245






3

A mis padres






A mi hermana Erika


A mis profesores


vivirla



Gracias











nsejos y su eterna





4


HPLC-UV

TOC

DBO5

COD

LC-MS

UV

mL

degC

g

L

h

T

Nm

Mg

pH

Min

m3

λ

cm2

EDAR

ETAP

POA

PTAR







Luz ultra violeta






Tempratura






Longitud de onda







luz ultra violeta




5


Iacutendice
































6

RESUMEN





































han sido estudiados








rocesos combinados



7

INTRODUCIOacuteN






































































Baquero et al 2008













8

Capiacutetulo I

ANTECEDENTES











































pero pueden ser









9











anillo









10









geno


minoaacutecidos







11













































se introducen en



12








































































de las industrias


ambientales En


y sulfamidas en un






(Watkinson et al






Lepp y Stevens 2007


13





















al 2008)







(Kuumlmmerer 2009)




















los medios acuosos


gL en los efluentes













Las propiedades




las dificultades



pero no hay una


14




Residuos

Disposicioacuten

Vertedero


Lixiviacioacuten

Excrecioacuten


Lodos

EDAR



Se vaciacutea hacia


Efluente

Aguas superficiales

ETAP

Lixiviacioacuten

Disposicioacuten

Agua potable




Excrecioacuten

Estieacutercol

Disposicioacuten

Suelo

Cadena Alimenticia


15

Capiacutetulo II



































































(Adams et al 2002















16


























un nuevo residuo











































17










toacutexicos




ܥ ଶ ଶܪ +ܥܪ



























+ ܥ ାܪ
























=095 V) (Sharma 2008)

(1)







eBorde y Gunten von



(Acero et al 2010






18




Sharma 2008)































































ntamente con ClO2






Se alcanzoacute una
















19


























ଷ ܪ ଶ ଶܪ

ଷ ଶܪ ଶܪ

lowast ଷlowast


lowast



















sis










En estos casos una


















(2)

(3)

(4)


20

ଶכ ଷ ଶ ଷ

כ

ଷכ ାܪ ଷܪ

lowast































(8)




















(5)

(6)

(7)













iones de cloro y





fue baja (asymp20)


entaron al aumentar


21

























ଶଶܪ ଶ + ܪ

ଷ ଶܪ ଷ

lowast

ଷ ଶܪ ଷ

lowast
























ሮ ଶଶܪ (9)

ାܪ (10)

ଷlowast ଶܪ

lowast (11)

ଷlowast ଶܪ

lowast (12)





a la velocidad de
















nte mecanismo


22


hidroxilo










ଷ ܪ ଶܪ +

ଷ ଶܪ lowastܪ



ଷ ଶlowast ଷ

lowast +













(13)







ଷାܪଶ

(14

+ ଶ (15

ଶlowast ଶ (16


ଶ (17

ଶ (18












)






14)

15)

16)


17)

18)



as concluyendo que



Alaton y Caglayan




23














































+ ܪ lowastܪ

ܨ ଶା(ଶܪ)

ଶܪlowast


ା ଶܪlowast ܪ







arga contaminante












y Gurses 2004

(19)

(20)

(21)

(22)

(23)

ଶሺʹ Ͷሻ




24


















Peres 2006)














lowastܪ














)ଶܪ












(25)













(26)


(El-Desoky et al







25






ଶଶܪʹ ଶܪʹ















y Nogueira 2007)














ଶ (27




ଶ (28

ଶ (29





















27)


(28) y (29)) y la

este hecho

28)

29)

30)




Gurses 2004 trovo

Shemer et al 2006)

ea et al 2009)


Fenton produce








26


















2223 Fotoacutelisis


























































de OH+ Como se








Estos oxidantes






27























































(Trovo et al 2009)






-compuesto la



























28


















ଶ






ଶ(ℎା) ܪ rarr



ଶכ ଶܪ ଶܪ

lowast + ܪ



















ℎା) (31



et al 1999)





ܪ (

(



encontraron que las













31)



32)

33)


(35)

(36)


29



ଶ() ଶଶܪ rarr





























como sigue

ଶ ܪ lowastܪ (


























(Shan et al 2010)


generando radicales

(37)


(38)









ndustrial de esta















30















cloranfenicol












































































31





















































































32


























































































coco (Crisafully



Algunos de estos






33









































































34





concentrada



















































































son usualmente


35






dos procesos






(50-80) y sulfamidas (11-20)















































36






































-NRH2+ -NR2H
































rmite el paso de

























37




detectadas



































































en los tratamientos














38












permeado









bioloacutegico














































39










Destilada










006-010mM O3

pH=2-9Absorbancia a





Referencias



Qianget al

(2004)


40

32 Antraciclinas



2 Antraciclinas











Referencias


Hiroseet al(2005)


41



Tratamiento


3β-Lactamicos

Amoxicilina 5x10-4

MAguadesionizada


M OpH= 25-72


mgLTOC=18925mgL


Combinacioacuten de




2+



efluentesSTP

Photo-Fenton



COD=790mgL


Photo-Fenton





M O3



O2


2


Luz negra a 365


ferrioxalato

3

TOC DOC HPLC-DAD



Luz UV (6W) aO2Fe

2+

orden= 10 - 100

HPLC-DAD CODBOD5 DO



Referencias









Zhanget al(2006)







2O2Fe2+






42

Amoxicilina 300 mgL





Aguadestilada




20 mgL

AguaDestilada


metalico




AguaDestilada


2+molar

Orden= 2 -



AguaDestilada

Photo-Fenton


2+molar



35 g deadsorbente


9 LP UV a


dotado con C y Fe


Fedeg (hierro

2gL hierro



molar- 150




COD molar25molar

150Luz UV (6 W)





Putraet al(2009)



Klausonet al(2010)




Ghauchet al(2009)






COD=15 H2O2Fe2+





43







AguaDestilada



50-300 mgL HpH= 3-11



AguaDestilada


Ampicilina 20 mgL

AguaDestilada

FentonPhoto-Fenton


2+




Luz UV (6 W) a365 nm 02-20



Luz UV (6 W) a365 nm 05-20

300 mgL H2O2



orden molar



57 230-O2 53-

2+

Luz UV (20 W) a

HPLC-UV TOCCOD














Navalonet al(2008)



2+ 454 microM



Rozaset al(2010)


44













2+


3 g(h L) O3

100 microM H2O2





40 mM H2O2





115

LP UV a 254 nm

40 mM H2O2


o Fe3+




Fe3+



















45








2000-8000mgL Fe2(SO


Formula deefluente




Formula deefluente


pH= 3-12



Microondas=500 W


19000

2

8000(SO4)3



Luz Negra (125

40 mM H2O2

5 mM Fe3+







Cokgoret al(2004)






Yanget al(2009)











46


Formula deefluente









O2



nolisis 3 g(h


100 mM














47





Bleomicina 446 mgL

Agua Destilada










Referencias


Hiroseet al(2005)


48

35 Imidazoles



5 Imidazoles










150mgL

Agua Destilada



Levamisol 10 mgL








9050 gL




T= 25 degC11





activado






Referencias











Ko suticet al(2007)


49

Metronidazol

1mgL

Aguadeionizada



2+



400 nm

50 mgL H2O2


294 mM H2O2

11762+






2+



Shemeret al(2006)


50

36 Lincosamidas



6 Lincosamidas

Lincomicina 1 mM

Agua Destilada



Agua Destilada


Catalizador deTiO2



Agua Destilada




Agua Destilada








Catalizador de



MP UV (125 W)






Ta2O5

o 3D GAC como




Referencias


Qianget al(2004)




xidado dentro de


Addamoet al(2005)



Jara etal(2007)


51

Lincomicina 25 mgL





020 mMferrioxalato

Fe(NO3)3

10 mM H2O2

TOC DOCHPLC-DAD







52

37 Macroacutelidos




COD= 7000mgL





COD=360 or590 mgL














3


3


3


3


3

8 h



3

pH=7


Referencias






Goumlbelet al(2007)



Huberet al(2005)


53

Laclaritromicina

1x10-4

M

Agua destilada



Efluente ETAP





40 mgL



proporcioacuten 05

Roxitromicina 05mM




1x10- 5

M O3







pH= 3-11



2 mgL O3





Langeet al(2006)







Lin etal(2009)


Huberet al(2003)


54

38 Quinolonas



8 Las quinolonas


Agua Ultrapura




Aguadeionizada






HP UV a 280y 260 nmpH= 3-10

60 mM H2O2

Lap-RDcatalizador

15 gLcatalizador

TOC COD HPLC-DAD



-3680 mg Lde O3


pH = 3-10T = 275degC

990 microM H2O2


Referencias



Bobuet al(2008)




DeWitteet al(2009)


55


30 ngL




2



200 gm3




2




Vienoet al(2007)


56







Enrofloxacin 10 mgL







pH= 7100 mM H2O2
















Vienoet al(2007)


57






Agua Ultrapura








05 mM Fe2+

pH=30T= de 35 degC







Guineaet al(2009)









Guineaet al(2010)


58


Agua destilada




45 mgL

Agua destilada




ofloxacina 5-10 mgL

Agua Ultrapura


LP UV (125 W)TiO2



Lampara UV (20

pH=3-1015 gL TiO2

-083 mM

2



Solar photo-Fenton

pH 26-2820 mgL Fe

2+

200-400 mgL

2






LP UV (125 W)como
















Sirtoriet al(2009)




Molinariet al(2006)


59


Agua destilada









15-400 Am2

actual





Jara etal(2007)


60





El carbadox 50 mgL







coagulacioacuten

2 (SO4) 3 Fe2

(SO4)3



como CaCO3





Referencias




Adamset al(2002)


61





62

310 Sulfonamidas



10 sulfonamidas


01 mM

Agua destilada




10 mgL

El aguadesionizada








25 gL






Referencias



Baranet al(2006)




Choiet al(2007)


63


50 mgL
















Adamset al(2002)


64


10 mgL




2 mgL




15 mgL

Agua destilada




10 mgL









2de area)

T= 20 C



5 mgL O3








11 H2O2O3




Koyuncuet al(2008)


Huberet al(2005)



Calzaet al(2004)


Ko suticet al(2007)



Linet al(2009)


65






2+










UV a 350-400 nm48

800 mg L de H2O2


4 g L catalizador




pH=3 176-1024 mg LO2

68 mg L





al 3040 mM Fe

2+








Kaniouet al(2005)


50 mg l Fe2+






Boreenet al(2004)



Huberet al(2003)


Terneset al(2003)


66










Luz UV a 324-400 nm11


1 gL catalyst


Luz UV a 240-310 nm-11

Catalizador TiO2

2 gL de catalizador




10 mgL Fe2+

pH=28






Hu etal(2007)









67





COD= 360o 590 mgL









3 min



3 t=15h


3 t=13 h


3


3 t=31h


3 t =1 h


3 t=6-8 h







Goumlbelet al(2007)


68







15 gL O3




3 h de caudal

del flujo356 m

3 h El flujo de


3 h de flujo de







Dantaset al(2008)




69





Solar foto-Fenton


2+





210 mgL de H2O2

104 mgL











70

311 Tetraciclinas





10 microgL

El aguadesionizada











Agua del riacuteo













2area)

pH= 7 T=20 C




Referencias



Choi etal(2007)



Koyuncuet al(2008)




Choi etal(2008)


71


20-110 microM

Agua destilada


08-35 gL Al










Agua ultrapura





7450Membrana NTR-

7459Area= 155 cm

2-







reduccioacuten=10









ChenandHuang(2010)




Li et al(2004)




Shaojunet al(2008)


72


Agua ultrapura



agua destilada













11 mgL O3



MP UV (125 W)pH=60









10 mM H2O2



ML UV at 365 nmpH=6






Li et al(2008)




Addamoet al(2005)



Reyeset al(2006)





Jiao etal2008)


73


agua destilada







pH=3-10 (TiO2) opH=6-11 (ZnO)







74






Aguadesionizada




aguadestilada



Trimetoprima 50 mgL








UV a 320-400 nmpH=5 0-600 mg L de



57deg C








El exceso de cal




Referencias




Chatzitakis(2008)


Hiroseet al(2005)





Adamset al(2002)


75







como CaCO3







Terneset al(2003)


76

Trimetoprima 10 mgL








Trimetoprima 50 mgL

aguadestilada







3 t= 15 h


3 t=13 h


3 t=25 min



3 t =31 h


3 t=1 h


3 t =6-8 h


-10T= de 25deg C

3 g L adsorbente



chazogt 0888)

Ko suticet al(2007)




Goumlbelet al(2007)


Kimet al(2010)


77










Conclusiones


















biodegradabilidad
















































78




















ecosistema

















































79

Bibliografiacutea









35 765-774




Mater 122 243-250








































4170

from surface and


Palmisano L











uent by advanced


uent J Photochem


80





























































line and on-line


Howe-Grant M


tance in water











81



3933-3940













Mater 149 34-41






York














Nova 31 114-122

















-2892








transformations of

7 2344 Cavalleri






82



394



Res 40 507-516

















































T Poulios I 2008

Water Res 42 386-


antibiotics Water

antibiotics with





ntering the aquatic

Nascimento RF






701-708


83





















































Grant M (Eds)


amended soil J




Levafix CA reactive




-672







84














1007








































dichlorophenol



136 188-194



pollutants their



determination of

tric detection for






85



288-295



371





Agric Res 57 25-32








Water Res 37 1443-1467






33-50



Talanta 69 334-342












2131-2138













waters Talanta 71



Fenton Toxicity








product formation



formance of various

J Hazard Mater 92

vironmental risk



86


























1173-1183





































414






biosolidssewage



87










1-13







40 7207-7215








244-249































sulfamethazine

Removal of lead


327


sediments of a

trimethoprim on


Environ Sci Technol

Howe-Grant M


from aqueous






88



45 957-969


417-434















1479-1488








64 717-729





























Chemosphere 75





oxytetracycline

478


458



ards Chemosphere 57

Othmer DF




4646




89
























1062






























Fenton and photo-





Howe-Grant M

New York Melo


Polo M Ferro-


490





in the Hong Kong



embrane reactor


90











1935-1942





Mater 122 251-258



145



144 100-105


Rev 109 6541-6569



























Howe-Grant M




exchange membranes



offmann H Sukatsch


Balcio glu I 2005




Mansilla HD 2009


ollutants Chem



91



2427-2435


















3610



184 141-146









Water Res 44 2533-2540

























atographyetandem


Kroschwitz JI








Water Res 42 3601-



Toledo I 2009



92




250



Mater 177 1025-1030
































4171












Sons New York

Persp 117 245-



Kroschwitz JI Howe-


groundwaters


Toledo I 2008



380


in the environment



Obst U 2006


167


93





















1946




































with a monolithic



oxytetracycline


by Cl2 ClO2 O3




Decontamination










94





Environ 393 84-95





32 3245-3260














440



41 5077-5084

























Grant M (Eds)



Yetis U 2006


rivers Water Res

Teiser B 2003




Fenton process e

198 215-220

Photodegradation


wastewater using a





95










679





Pollut 158 2350-2358





















Environ 407 2711-2723








Mater 168 238-245






4


HPLC-UV

TOC

DBO5

COD

LC-MS

UV

mL

degC

g

L

h

T

Nm

Mg

pH

Min

m3

λ

cm2

EDAR

ETAP

POA

PTAR







Luz ultra violeta






Tempratura






Longitud de onda







luz ultra violeta




5


Iacutendice
































6

RESUMEN





































han sido estudiados








rocesos combinados



7

INTRODUCIOacuteN






































































Baquero et al 2008













8

Capiacutetulo I

ANTECEDENTES











































pero pueden ser









9











anillo









10









geno


minoaacutecidos







11













































se introducen en



12








































































de las industrias


ambientales En


y sulfamidas en un






(Watkinson et al






Lepp y Stevens 2007


13





















al 2008)







(Kuumlmmerer 2009)




















los medios acuosos


gL en los efluentes













Las propiedades




las dificultades



pero no hay una


14




Residuos

Disposicioacuten

Vertedero


Lixiviacioacuten

Excrecioacuten


Lodos

EDAR



Se vaciacutea hacia


Efluente

Aguas superficiales

ETAP

Lixiviacioacuten

Disposicioacuten

Agua potable




Excrecioacuten

Estieacutercol

Disposicioacuten

Suelo

Cadena Alimenticia


15

Capiacutetulo II



































































(Adams et al 2002















16


























un nuevo residuo











































17










toacutexicos




ܥ ଶ ଶܪ +ܥܪ



























+ ܥ ାܪ
























=095 V) (Sharma 2008)

(1)







eBorde y Gunten von



(Acero et al 2010






18




Sharma 2008)































































ntamente con ClO2






Se alcanzoacute una
















19


























ଷ ܪ ଶ ଶܪ

ଷ ଶܪ ଶܪ

lowast ଷlowast


lowast



















sis










En estos casos una


















(2)

(3)

(4)


20

ଶכ ଷ ଶ ଷ

כ

ଷכ ାܪ ଷܪ

lowast































(8)




















(5)

(6)

(7)













iones de cloro y





fue baja (asymp20)


entaron al aumentar


21

























ଶଶܪ ଶ + ܪ

ଷ ଶܪ ଷ

lowast

ଷ ଶܪ ଷ

lowast
























ሮ ଶଶܪ (9)

ାܪ (10)

ଷlowast ଶܪ

lowast (11)

ଷlowast ଶܪ

lowast (12)





a la velocidad de
















nte mecanismo


22


hidroxilo










ଷ ܪ ଶܪ +

ଷ ଶܪ lowastܪ



ଷ ଶlowast ଷ

lowast +













(13)







ଷାܪଶ

(14

+ ଶ (15

ଶlowast ଶ (16


ଶ (17

ଶ (18












)






14)

15)

16)


17)

18)



as concluyendo que



Alaton y Caglayan




23














































+ ܪ lowastܪ

ܨ ଶା(ଶܪ)

ଶܪlowast


ା ଶܪlowast ܪ







arga contaminante












y Gurses 2004

(19)

(20)

(21)

(22)

(23)

ଶሺʹ Ͷሻ




24


















Peres 2006)














lowastܪ














)ଶܪ












(25)













(26)


(El-Desoky et al







25






ଶଶܪʹ ଶܪʹ















y Nogueira 2007)














ଶ (27




ଶ (28

ଶ (29





















27)


(28) y (29)) y la

este hecho

28)

29)

30)




Gurses 2004 trovo

Shemer et al 2006)

ea et al 2009)


Fenton produce








26


















2223 Fotoacutelisis


























































de OH+ Como se








Estos oxidantes






27























































(Trovo et al 2009)






-compuesto la



























28


















ଶ






ଶ(ℎା) ܪ rarr



ଶכ ଶܪ ଶܪ

lowast + ܪ



















ℎା) (31



et al 1999)





ܪ (

(



encontraron que las













31)



32)

33)


(35)

(36)


29



ଶ() ଶଶܪ rarr





























como sigue

ଶ ܪ lowastܪ (


























(Shan et al 2010)


generando radicales

(37)


(38)









ndustrial de esta















30















cloranfenicol












































































31





















































































32


























































































coco (Crisafully



Algunos de estos






33









































































34





concentrada



















































































son usualmente


35






dos procesos






(50-80) y sulfamidas (11-20)















































36






































-NRH2+ -NR2H
































rmite el paso de

























37




detectadas



































































en los tratamientos














38












permeado









bioloacutegico














































39










Destilada










006-010mM O3

pH=2-9Absorbancia a





Referencias



Qianget al

(2004)


40

32 Antraciclinas



2 Antraciclinas











Referencias


Hiroseet al(2005)


41



Tratamiento


3β-Lactamicos

Amoxicilina 5x10-4

MAguadesionizada


M OpH= 25-72


mgLTOC=18925mgL


Combinacioacuten de




2+



efluentesSTP

Photo-Fenton



COD=790mgL


Photo-Fenton





M O3



O2


2


Luz negra a 365


ferrioxalato

3

TOC DOC HPLC-DAD



Luz UV (6W) aO2Fe

2+

orden= 10 - 100

HPLC-DAD CODBOD5 DO



Referencias









Zhanget al(2006)







2O2Fe2+






42

Amoxicilina 300 mgL





Aguadestilada




20 mgL

AguaDestilada


metalico




AguaDestilada


2+molar

Orden= 2 -



AguaDestilada

Photo-Fenton


2+molar



35 g deadsorbente


9 LP UV a


dotado con C y Fe


Fedeg (hierro

2gL hierro



molar- 150




COD molar25molar

150Luz UV (6 W)





Putraet al(2009)



Klausonet al(2010)




Ghauchet al(2009)






COD=15 H2O2Fe2+





43







AguaDestilada



50-300 mgL HpH= 3-11



AguaDestilada


Ampicilina 20 mgL

AguaDestilada

FentonPhoto-Fenton


2+




Luz UV (6 W) a365 nm 02-20



Luz UV (6 W) a365 nm 05-20

300 mgL H2O2



orden molar



57 230-O2 53-

2+

Luz UV (20 W) a

HPLC-UV TOCCOD














Navalonet al(2008)



2+ 454 microM



Rozaset al(2010)


44













2+


3 g(h L) O3

100 microM H2O2





40 mM H2O2





115

LP UV a 254 nm

40 mM H2O2


o Fe3+




Fe3+



















45








2000-8000mgL Fe2(SO


Formula deefluente




Formula deefluente


pH= 3-12



Microondas=500 W


19000

2

8000(SO4)3



Luz Negra (125

40 mM H2O2

5 mM Fe3+







Cokgoret al(2004)






Yanget al(2009)











46


Formula deefluente









O2



nolisis 3 g(h


100 mM














47





Bleomicina 446 mgL

Agua Destilada










Referencias


Hiroseet al(2005)


48

35 Imidazoles



5 Imidazoles










150mgL

Agua Destilada



Levamisol 10 mgL








9050 gL




T= 25 degC11





activado






Referencias











Ko suticet al(2007)


49

Metronidazol

1mgL

Aguadeionizada



2+



400 nm

50 mgL H2O2


294 mM H2O2

11762+






2+



Shemeret al(2006)


50

36 Lincosamidas



6 Lincosamidas

Lincomicina 1 mM

Agua Destilada



Agua Destilada


Catalizador deTiO2



Agua Destilada




Agua Destilada








Catalizador de



MP UV (125 W)






Ta2O5

o 3D GAC como




Referencias


Qianget al(2004)




xidado dentro de


Addamoet al(2005)



Jara etal(2007)


51

Lincomicina 25 mgL





020 mMferrioxalato

Fe(NO3)3

10 mM H2O2

TOC DOCHPLC-DAD







52

37 Macroacutelidos




COD= 7000mgL





COD=360 or590 mgL














3


3


3


3


3

8 h



3

pH=7


Referencias






Goumlbelet al(2007)



Huberet al(2005)


53

Laclaritromicina

1x10-4

M

Agua destilada



Efluente ETAP





40 mgL



proporcioacuten 05

Roxitromicina 05mM




1x10- 5

M O3







pH= 3-11



2 mgL O3





Langeet al(2006)







Lin etal(2009)


Huberet al(2003)


54

38 Quinolonas



8 Las quinolonas


Agua Ultrapura




Aguadeionizada






HP UV a 280y 260 nmpH= 3-10

60 mM H2O2

Lap-RDcatalizador

15 gLcatalizador

TOC COD HPLC-DAD



-3680 mg Lde O3


pH = 3-10T = 275degC

990 microM H2O2


Referencias



Bobuet al(2008)




DeWitteet al(2009)


55


30 ngL




2



200 gm3




2




Vienoet al(2007)


56







Enrofloxacin 10 mgL







pH= 7100 mM H2O2
















Vienoet al(2007)


57






Agua Ultrapura








05 mM Fe2+

pH=30T= de 35 degC







Guineaet al(2009)









Guineaet al(2010)


58


Agua destilada




45 mgL

Agua destilada




ofloxacina 5-10 mgL

Agua Ultrapura


LP UV (125 W)TiO2



Lampara UV (20

pH=3-1015 gL TiO2

-083 mM

2



Solar photo-Fenton

pH 26-2820 mgL Fe

2+

200-400 mgL

2






LP UV (125 W)como
















Sirtoriet al(2009)




Molinariet al(2006)


59


Agua destilada









15-400 Am2

actual





Jara etal(2007)


60





El carbadox 50 mgL







coagulacioacuten

2 (SO4) 3 Fe2

(SO4)3



como CaCO3





Referencias




Adamset al(2002)


61





62

310 Sulfonamidas



10 sulfonamidas


01 mM

Agua destilada




10 mgL

El aguadesionizada








25 gL






Referencias



Baranet al(2006)




Choiet al(2007)


63


50 mgL
















Adamset al(2002)


64


10 mgL




2 mgL




15 mgL

Agua destilada




10 mgL









2de area)

T= 20 C



5 mgL O3








11 H2O2O3




Koyuncuet al(2008)


Huberet al(2005)



Calzaet al(2004)


Ko suticet al(2007)



Linet al(2009)


65






2+










UV a 350-400 nm48

800 mg L de H2O2


4 g L catalizador




pH=3 176-1024 mg LO2

68 mg L





al 3040 mM Fe

2+








Kaniouet al(2005)


50 mg l Fe2+






Boreenet al(2004)



Huberet al(2003)


Terneset al(2003)


66










Luz UV a 324-400 nm11


1 gL catalyst


Luz UV a 240-310 nm-11

Catalizador TiO2

2 gL de catalizador




10 mgL Fe2+

pH=28






Hu etal(2007)









67





COD= 360o 590 mgL









3 min



3 t=15h


3 t=13 h


3


3 t=31h


3 t =1 h


3 t=6-8 h







Goumlbelet al(2007)


68







15 gL O3




3 h de caudal

del flujo356 m

3 h El flujo de


3 h de flujo de







Dantaset al(2008)




69





Solar foto-Fenton


2+





210 mgL de H2O2

104 mgL











70

311 Tetraciclinas





10 microgL

El aguadesionizada











Agua del riacuteo













2area)

pH= 7 T=20 C




Referencias



Choi etal(2007)



Koyuncuet al(2008)




Choi etal(2008)


71


20-110 microM

Agua destilada


08-35 gL Al










Agua ultrapura





7450Membrana NTR-

7459Area= 155 cm

2-







reduccioacuten=10









ChenandHuang(2010)




Li et al(2004)




Shaojunet al(2008)


72


Agua ultrapura



agua destilada













11 mgL O3



MP UV (125 W)pH=60









10 mM H2O2



ML UV at 365 nmpH=6






Li et al(2008)




Addamoet al(2005)



Reyeset al(2006)





Jiao etal2008)


73


agua destilada







pH=3-10 (TiO2) opH=6-11 (ZnO)







74






Aguadesionizada




aguadestilada



Trimetoprima 50 mgL








UV a 320-400 nmpH=5 0-600 mg L de



57deg C








El exceso de cal




Referencias




Chatzitakis(2008)


Hiroseet al(2005)





Adamset al(2002)


75







como CaCO3







Terneset al(2003)


76

Trimetoprima 10 mgL








Trimetoprima 50 mgL

aguadestilada







3 t= 15 h


3 t=13 h


3 t=25 min



3 t =31 h


3 t=1 h


3 t =6-8 h


-10T= de 25deg C

3 g L adsorbente



chazogt 0888)

Ko suticet al(2007)




Goumlbelet al(2007)


Kimet al(2010)


77










Conclusiones


















biodegradabilidad
















































78




















ecosistema

















































79

Bibliografiacutea









35 765-774




Mater 122 243-250








































4170

from surface and


Palmisano L











uent by advanced


uent J Photochem


80





























































line and on-line


Howe-Grant M


tance in water











81



3933-3940













Mater 149 34-41






York














Nova 31 114-122

















-2892








transformations of

7 2344 Cavalleri






82



394



Res 40 507-516

















































T Poulios I 2008

Water Res 42 386-


antibiotics Water

antibiotics with





ntering the aquatic

Nascimento RF






701-708


83





















































Grant M (Eds)


amended soil J




Levafix CA reactive




-672







84














1007








































dichlorophenol



136 188-194



pollutants their



determination of

tric detection for






85



288-295



371





Agric Res 57 25-32








Water Res 37 1443-1467






33-50



Talanta 69 334-342












2131-2138













waters Talanta 71



Fenton Toxicity








product formation



formance of various

J Hazard Mater 92

vironmental risk



86


























1173-1183





































414






biosolidssewage



87










1-13







40 7207-7215








244-249































sulfamethazine

Removal of lead


327


sediments of a

trimethoprim on


Environ Sci Technol

Howe-Grant M


from aqueous






88



45 957-969


417-434















1479-1488








64 717-729





























Chemosphere 75





oxytetracycline

478


458



ards Chemosphere 57

Othmer DF




4646




89
























1062






























Fenton and photo-





Howe-Grant M

New York Melo


Polo M Ferro-


490





in the Hong Kong



embrane reactor


90











1935-1942





Mater 122 251-258



145



144 100-105


Rev 109 6541-6569



























Howe-Grant M




exchange membranes



offmann H Sukatsch


Balcio glu I 2005




Mansilla HD 2009


ollutants Chem



91



2427-2435


















3610



184 141-146









Water Res 44 2533-2540

























atographyetandem


Kroschwitz JI








Water Res 42 3601-



Toledo I 2009



92




250



Mater 177 1025-1030
































4171












Sons New York

Persp 117 245-



Kroschwitz JI Howe-


groundwaters


Toledo I 2008



380


in the environment



Obst U 2006


167


93





















1946




































with a monolithic



oxytetracycline


by Cl2 ClO2 O3




Decontamination










94





Environ 393 84-95





32 3245-3260














440



41 5077-5084

























Grant M (Eds)



Yetis U 2006


rivers Water Res

Teiser B 2003




Fenton process e

198 215-220

Photodegradation


wastewater using a





95










679





Pollut 158 2350-2358





















Environ 407 2711-2723








Mater 168 238-245






5


Iacutendice
































6

RESUMEN





































han sido estudiados








rocesos combinados



7

INTRODUCIOacuteN






































































Baquero et al 2008













8

Capiacutetulo I

ANTECEDENTES











































pero pueden ser









9











anillo









10









geno


minoaacutecidos







11













































se introducen en



12








































































de las industrias


ambientales En


y sulfamidas en un






(Watkinson et al






Lepp y Stevens 2007


13





















al 2008)







(Kuumlmmerer 2009)




















los medios acuosos


gL en los efluentes













Las propiedades




las dificultades



pero no hay una


14




Residuos

Disposicioacuten

Vertedero


Lixiviacioacuten

Excrecioacuten


Lodos

EDAR



Se vaciacutea hacia


Efluente

Aguas superficiales

ETAP

Lixiviacioacuten

Disposicioacuten

Agua potable




Excrecioacuten

Estieacutercol

Disposicioacuten

Suelo

Cadena Alimenticia


15

Capiacutetulo II



































































(Adams et al 2002















16


























un nuevo residuo











































17










toacutexicos




ܥ ଶ ଶܪ +ܥܪ



























+ ܥ ାܪ
























=095 V) (Sharma 2008)

(1)







eBorde y Gunten von



(Acero et al 2010






18




Sharma 2008)































































ntamente con ClO2






Se alcanzoacute una
















19


























ଷ ܪ ଶ ଶܪ

ଷ ଶܪ ଶܪ

lowast ଷlowast


lowast



















sis










En estos casos una


















(2)

(3)

(4)


20

ଶכ ଷ ଶ ଷ

כ

ଷכ ାܪ ଷܪ

lowast































(8)




















(5)

(6)

(7)













iones de cloro y





fue baja (asymp20)


entaron al aumentar


21

























ଶଶܪ ଶ + ܪ

ଷ ଶܪ ଷ

lowast

ଷ ଶܪ ଷ

lowast
























ሮ ଶଶܪ (9)

ାܪ (10)

ଷlowast ଶܪ

lowast (11)

ଷlowast ଶܪ

lowast (12)





a la velocidad de
















nte mecanismo


22


hidroxilo










ଷ ܪ ଶܪ +

ଷ ଶܪ lowastܪ



ଷ ଶlowast ଷ

lowast +













(13)







ଷାܪଶ

(14

+ ଶ (15

ଶlowast ଶ (16


ଶ (17

ଶ (18












)






14)

15)

16)


17)

18)



as concluyendo que



Alaton y Caglayan




23














































+ ܪ lowastܪ

ܨ ଶା(ଶܪ)

ଶܪlowast


ା ଶܪlowast ܪ







arga contaminante












y Gurses 2004

(19)

(20)

(21)

(22)

(23)

ଶሺʹ Ͷሻ




24


















Peres 2006)














lowastܪ














)ଶܪ












(25)













(26)


(El-Desoky et al







25






ଶଶܪʹ ଶܪʹ















y Nogueira 2007)














ଶ (27




ଶ (28

ଶ (29





















27)


(28) y (29)) y la

este hecho

28)

29)

30)




Gurses 2004 trovo

Shemer et al 2006)

ea et al 2009)


Fenton produce








26


















2223 Fotoacutelisis


























































de OH+ Como se








Estos oxidantes






27























































(Trovo et al 2009)






-compuesto la



























28


















ଶ






ଶ(ℎା) ܪ rarr



ଶכ ଶܪ ଶܪ

lowast + ܪ



















ℎା) (31



et al 1999)





ܪ (

(



encontraron que las













31)



32)

33)


(35)

(36)


29



ଶ() ଶଶܪ rarr





























como sigue

ଶ ܪ lowastܪ (


























(Shan et al 2010)


generando radicales

(37)


(38)









ndustrial de esta















30















cloranfenicol












































































31





















































































32


























































































coco (Crisafully



Algunos de estos






33









































































34





concentrada



















































































son usualmente


35






dos procesos






(50-80) y sulfamidas (11-20)















































36






































-NRH2+ -NR2H
































rmite el paso de

























37




detectadas



































































en los tratamientos














38












permeado









bioloacutegico














































39










Destilada










006-010mM O3

pH=2-9Absorbancia a





Referencias



Qianget al

(2004)


40

32 Antraciclinas



2 Antraciclinas











Referencias


Hiroseet al(2005)


41



Tratamiento


3β-Lactamicos

Amoxicilina 5x10-4

MAguadesionizada


M OpH= 25-72


mgLTOC=18925mgL


Combinacioacuten de




2+



efluentesSTP

Photo-Fenton



COD=790mgL


Photo-Fenton





M O3



O2


2


Luz negra a 365


ferrioxalato

3

TOC DOC HPLC-DAD



Luz UV (6W) aO2Fe

2+

orden= 10 - 100

HPLC-DAD CODBOD5 DO



Referencias









Zhanget al(2006)







2O2Fe2+






42

Amoxicilina 300 mgL





Aguadestilada




20 mgL

AguaDestilada


metalico




AguaDestilada


2+molar

Orden= 2 -



AguaDestilada

Photo-Fenton


2+molar



35 g deadsorbente


9 LP UV a


dotado con C y Fe


Fedeg (hierro

2gL hierro



molar- 150




COD molar25molar

150Luz UV (6 W)





Putraet al(2009)



Klausonet al(2010)




Ghauchet al(2009)






COD=15 H2O2Fe2+





43







AguaDestilada



50-300 mgL HpH= 3-11



AguaDestilada


Ampicilina 20 mgL

AguaDestilada

FentonPhoto-Fenton


2+




Luz UV (6 W) a365 nm 02-20



Luz UV (6 W) a365 nm 05-20

300 mgL H2O2



orden molar



57 230-O2 53-

2+

Luz UV (20 W) a

HPLC-UV TOCCOD














Navalonet al(2008)



2+ 454 microM



Rozaset al(2010)


44













2+


3 g(h L) O3

100 microM H2O2





40 mM H2O2





115

LP UV a 254 nm

40 mM H2O2


o Fe3+




Fe3+



















45








2000-8000mgL Fe2(SO


Formula deefluente




Formula deefluente


pH= 3-12



Microondas=500 W


19000

2

8000(SO4)3



Luz Negra (125

40 mM H2O2

5 mM Fe3+







Cokgoret al(2004)






Yanget al(2009)











46


Formula deefluente









O2



nolisis 3 g(h


100 mM














47





Bleomicina 446 mgL

Agua Destilada










Referencias


Hiroseet al(2005)


48

35 Imidazoles



5 Imidazoles










150mgL

Agua Destilada



Levamisol 10 mgL








9050 gL




T= 25 degC11





activado






Referencias











Ko suticet al(2007)


49

Metronidazol

1mgL

Aguadeionizada



2+



400 nm

50 mgL H2O2


294 mM H2O2

11762+






2+



Shemeret al(2006)


50

36 Lincosamidas



6 Lincosamidas

Lincomicina 1 mM

Agua Destilada



Agua Destilada


Catalizador deTiO2



Agua Destilada




Agua Destilada








Catalizador de



MP UV (125 W)






Ta2O5

o 3D GAC como




Referencias


Qianget al(2004)




xidado dentro de


Addamoet al(2005)



Jara etal(2007)


51

Lincomicina 25 mgL





020 mMferrioxalato

Fe(NO3)3

10 mM H2O2

TOC DOCHPLC-DAD







52

37 Macroacutelidos




COD= 7000mgL





COD=360 or590 mgL














3


3


3


3


3

8 h



3

pH=7


Referencias






Goumlbelet al(2007)



Huberet al(2005)


53

Laclaritromicina

1x10-4

M

Agua destilada



Efluente ETAP





40 mgL



proporcioacuten 05

Roxitromicina 05mM




1x10- 5

M O3







pH= 3-11



2 mgL O3





Langeet al(2006)







Lin etal(2009)


Huberet al(2003)


54

38 Quinolonas



8 Las quinolonas


Agua Ultrapura




Aguadeionizada






HP UV a 280y 260 nmpH= 3-10

60 mM H2O2

Lap-RDcatalizador

15 gLcatalizador

TOC COD HPLC-DAD



-3680 mg Lde O3


pH = 3-10T = 275degC

990 microM H2O2


Referencias



Bobuet al(2008)




DeWitteet al(2009)


55


30 ngL




2



200 gm3




2




Vienoet al(2007)


56







Enrofloxacin 10 mgL







pH= 7100 mM H2O2
















Vienoet al(2007)


57






Agua Ultrapura








05 mM Fe2+

pH=30T= de 35 degC







Guineaet al(2009)









Guineaet al(2010)


58


Agua destilada




45 mgL

Agua destilada




ofloxacina 5-10 mgL

Agua Ultrapura


LP UV (125 W)TiO2



Lampara UV (20

pH=3-1015 gL TiO2

-083 mM

2



Solar photo-Fenton

pH 26-2820 mgL Fe

2+

200-400 mgL

2






LP UV (125 W)como
















Sirtoriet al(2009)




Molinariet al(2006)


59


Agua destilada









15-400 Am2

actual





Jara etal(2007)


60





El carbadox 50 mgL







coagulacioacuten

2 (SO4) 3 Fe2

(SO4)3



como CaCO3





Referencias




Adamset al(2002)


61





62

310 Sulfonamidas



10 sulfonamidas


01 mM

Agua destilada




10 mgL

El aguadesionizada








25 gL






Referencias



Baranet al(2006)




Choiet al(2007)


63


50 mgL
















Adamset al(2002)


64


10 mgL




2 mgL




15 mgL

Agua destilada




10 mgL









2de area)

T= 20 C



5 mgL O3








11 H2O2O3




Koyuncuet al(2008)


Huberet al(2005)



Calzaet al(2004)


Ko suticet al(2007)



Linet al(2009)


65






2+










UV a 350-400 nm48

800 mg L de H2O2


4 g L catalizador




pH=3 176-1024 mg LO2

68 mg L





al 3040 mM Fe

2+








Kaniouet al(2005)


50 mg l Fe2+






Boreenet al(2004)



Huberet al(2003)


Terneset al(2003)


66










Luz UV a 324-400 nm11


1 gL catalyst


Luz UV a 240-310 nm-11

Catalizador TiO2

2 gL de catalizador




10 mgL Fe2+

pH=28






Hu etal(2007)









67





COD= 360o 590 mgL









3 min



3 t=15h


3 t=13 h


3


3 t=31h


3 t =1 h


3 t=6-8 h







Goumlbelet al(2007)


68







15 gL O3




3 h de caudal

del flujo356 m

3 h El flujo de


3 h de flujo de







Dantaset al(2008)




69





Solar foto-Fenton


2+





210 mgL de H2O2

104 mgL











70

311 Tetraciclinas





10 microgL

El aguadesionizada











Agua del riacuteo













2area)

pH= 7 T=20 C




Referencias



Choi etal(2007)



Koyuncuet al(2008)




Choi etal(2008)


71


20-110 microM

Agua destilada


08-35 gL Al










Agua ultrapura





7450Membrana NTR-

7459Area= 155 cm

2-







reduccioacuten=10









ChenandHuang(2010)




Li et al(2004)




Shaojunet al(2008)


72


Agua ultrapura



agua destilada













11 mgL O3



MP UV (125 W)pH=60









10 mM H2O2



ML UV at 365 nmpH=6






Li et al(2008)




Addamoet al(2005)



Reyeset al(2006)





Jiao etal2008)


73


agua destilada







pH=3-10 (TiO2) opH=6-11 (ZnO)







74






Aguadesionizada




aguadestilada



Trimetoprima 50 mgL








UV a 320-400 nmpH=5 0-600 mg L de



57deg C








El exceso de cal




Referencias




Chatzitakis(2008)


Hiroseet al(2005)





Adamset al(2002)


75







como CaCO3







Terneset al(2003)


76

Trimetoprima 10 mgL








Trimetoprima 50 mgL

aguadestilada







3 t= 15 h


3 t=13 h


3 t=25 min



3 t =31 h


3 t=1 h


3 t =6-8 h


-10T= de 25deg C

3 g L adsorbente



chazogt 0888)

Ko suticet al(2007)




Goumlbelet al(2007)


Kimet al(2010)


77










Conclusiones


















biodegradabilidad
















































78




















ecosistema

















































79

Bibliografiacutea









35 765-774




Mater 122 243-250








































4170

from surface and


Palmisano L











uent by advanced


uent J Photochem


80





























































line and on-line


Howe-Grant M


tance in water











81



3933-3940













Mater 149 34-41






York














Nova 31 114-122

















-2892








transformations of

7 2344 Cavalleri






82



394



Res 40 507-516

















































T Poulios I 2008

Water Res 42 386-


antibiotics Water

antibiotics with





ntering the aquatic

Nascimento RF






701-708


83





















































Grant M (Eds)


amended soil J




Levafix CA reactive




-672







84














1007








































dichlorophenol



136 188-194



pollutants their



determination of

tric detection for






85



288-295



371





Agric Res 57 25-32








Water Res 37 1443-1467






33-50



Talanta 69 334-342












2131-2138













waters Talanta 71



Fenton Toxicity








product formation



formance of various

J Hazard Mater 92

vironmental risk



86


























1173-1183





































414






biosolidssewage



87










1-13







40 7207-7215








244-249































sulfamethazine

Removal of lead


327


sediments of a

trimethoprim on


Environ Sci Technol

Howe-Grant M


from aqueous






88



45 957-969


417-434















1479-1488








64 717-729





























Chemosphere 75





oxytetracycline

478


458



ards Chemosphere 57

Othmer DF




4646




89
























1062






























Fenton and photo-





Howe-Grant M

New York Melo


Polo M Ferro-


490





in the Hong Kong



embrane reactor


90











1935-1942





Mater 122 251-258



145



144 100-105


Rev 109 6541-6569



























Howe-Grant M




exchange membranes



offmann H Sukatsch


Balcio glu I 2005




Mansilla HD 2009


ollutants Chem



91



2427-2435


















3610



184 141-146









Water Res 44 2533-2540

























atographyetandem


Kroschwitz JI








Water Res 42 3601-



Toledo I 2009



92




250



Mater 177 1025-1030
































4171












Sons New York

Persp 117 245-



Kroschwitz JI Howe-


groundwaters


Toledo I 2008



380


in the environment



Obst U 2006


167


93





















1946




































with a monolithic



oxytetracycline


by Cl2 ClO2 O3




Decontamination










94





Environ 393 84-95





32 3245-3260














440



41 5077-5084

























Grant M (Eds)



Yetis U 2006


rivers Water Res

Teiser B 2003




Fenton process e

198 215-220

Photodegradation


wastewater using a





95










679





Pollut 158 2350-2358





















Environ 407 2711-2723








Mater 168 238-245





“Métodos de remoción y degradación de antibióticos en ...

Documents

Transcript of “Métodos de remoción y degradación de antibióticos en ...