Primera edición en formato digital, 2022 

© Por la compilación: Germán Santacruz de León y María Teresa Alarcón Herrera 

© Todos los textos son propiedad de sus autores 

D. R. © El Colegio de San Luis 

Parque de Macul 155 

 Colinas del Parque 

 San Luis Potosí, S.L.P. 

C. P. 78294 

D.R. © El Colegio de Michoacán ​ 

Martinez de Navarrete 505 ​​ 

Colonia Las Fuentes​​Tlalpan, 

 Zamora, Michoacán, 

C.P. 59699​​ 

E-ISBN COLSAN: 978-607-8794-98-0 

E-ISBN COLMICH: 978-607-544-181-8 

Conversión a ePub: Página Seis, S.A. de C.V. 

 Hecho en México

PRÓLOGO

El Grupo Interdisciplinario del Agua (GIA) está integrado por investigadores de seis Centros Públicos de Investigación (CPI); en sus orígenes, se planteó como objetivo principal atender de forma integral (social, tecnológica y económicamente) los problemas relacionados con la calidad del agua para los diferentes usos. En la reunión del 9 al 13 de septiembre de 2019, de integración del GIA, en Guadalajara, Jalisco, se abordó la temática de los contaminantes emergentes (CE). Al analizar ésta, se observó, por un lado, la gran importancia que en el mundo tienen en la actualidad dichos contaminantes, debido a los diferentes avances tecnológicos y cambios en las formas de vida de la sociedad actual. Por otro lado, persiste un gran vacío de información existente en México sobre la presencia de estos contaminantes en los diferentes cuerpos de agua superficial; a nivel de cuerpos receptores de plantas de tratamiento, como de efluentes sin tratar; y a nivel de acuíferos, que en México constituyen la principal fuente de abastecimiento de agua para consumo humano.

Actualmente existe un creciente interés por los contaminantes emergentes (CE), ya que son compuestos de distinto origen y naturaleza química cuya presencia en el ambiente o sus posibles consecuencias han pasado inadvertidas en gran medida, y ahora causan efectos visibles en ecosistemas acuáticos, al tiempo de representar un gran riesgo para la salud humana. Por medio del presente libro, pretendemos contribuir a hacer visible la “pandemia invisible” que representa la contaminación del agua para los ecosistemas acuáticos y las consecuencias (incipientemente investigadas a la fecha) en la salud humana.

Dichos contaminantes se encuentran diseminados en el ambiente y se han detectado en efluentes de depuradoras, ríos, lagos y presas, que constituyen, en muchos lugares, las fuentes de abastecimiento de agua para las diferentes comunidades. Pero también en acuíferos, los cuales en México, principalmente en la zona centro y norte árido del país, son la única fuente de abastecimiento de agua de consumo para las comunidades. Son compuestos de los que relativamente se conoce poco en cuanto a su presencia, impacto y tratamiento. En la mayoría de los casos, son contaminantes no identificados ni regulados, que pueden ser candidatos a regulación futura, dependiendo de investigaciones sobre sus efectos potenciales en la salud y los datos de monitoreo con respecto a su incidencia; por tanto, son prioritariamente susceptibles de investigación.

La presencia en el ambiente de los CE contrasta con lo que el Comité de Derechos Económicos Sociales y Culturales (2003) define como derecho humano al agua, que implica que todos deben disponerla de manera suficiente, salubre, aceptable, accesible y asequible para el uso personal y doméstico. Es decir, no sólo tiene que ver con la cantidad suministrada, sino también con la calidad requerida para contar con “agua segura” que sea apta para el consumo humano y que preserve las condiciones de vida digna.

En México, en el contexto de esa discusión, el derecho humano al agua potable fue reconocido en el párrafo sexto del artículo cuarto de la constitución política, de manera que al Estado mexicano le corresponde velar y hacer efectivo este derecho en términos de equidad. El reconocimiento del derecho humano al agua, en el plano constitucional, es un gran avance. Sin embargo, las estadísticas oficiales muestran un panorama poco alentador. Por otro lado, para la Organización de las Naciones Unidas (ONU, 2010) el tener acceso al saneamiento constituye un derecho humano esencial para el pleno usufructo de la vida. Sobre todo si se considera que investigaciones científicas revelan que las enfermedades asociadas al agua contaminada son la causa de millones de muertes cada año, principalmente en niños con familias de ingresos bajos y medios (OPS, 2012).

En ninguna de las regulaciones señaladas se menciona de manera específica a los llamados contaminantes emergentes, que se caracterizan por una alta persistencia y baja o nula degradación en el ambiente, lo que se suma a que “los sistemas de tratamiento de aguas residuales que operan en México fueron diseñados para depurar sólidos, materia orgánica disuelta y nutrientes, por lo que muchos compuestos tóxicos pasan el proceso de tratamiento con poca o ninguna modificación en su concentración”. Lo mismo se puede decir para las plantas de potabilización. Es decir, el derecho humano al agua potable y el saneamiento debido a la presencia de estos contaminantes emergentes es letra muerta.

Los objetivos del libro son realizar un análisis de la presencia de los contaminantes emergentes en el agua, identificar y analizar las tecnologías de cuantificación/monitoreo de contaminantes emergentes en agua, identificar y presentar las tecnologías de remoción/degradación de contaminantes emergentes en agua, así como analizar los marcos normativos nacionales y plantear la necesidad de transitar hacia regulaciones jurídicas que consideren a los contaminantes emergentes.

Los temas que se abordan y que incluyen siete capítulos son un balance de contaminantes emergentes y efectos en la salud, metodologías y técnicas para la medición y monitoreo de contaminantes emergentes en agua, técnicas para la remoción/degradación/transformación de contaminantes emergentes y sus metabolitos en agua, así como un análisis detallado que busca incidir en la regulación jurídica de los contaminantes emergentes en México.

Como ya se apuntó, por medio del presente libro pretendemos contribuir a hacer visible la “pandemia invisible” que representa la contaminación del agua por los CE, así como despertar e incrementar el interés en la investigación sobre su presencia en los cuerpos de agua; revisión y desarrollo de estudios sobre las consecuencias en los ecosistemas acuáticos; y destacar la importancia de determinar su presencia en los cuerpos receptores de agua residual tratada, así como en los acuíferos, que constituyen una de las principales fuentes de abastecimiento de agua para consumo humano. Subsecuentemente, otro aspecto de alta importancia es la revisión y desarrollo de las opciones tecnológicas para la reducción o, deseablemente, la eliminación de dichos contaminantes y sus metabolitos, tanto en los procesos de depuración como en los de potabilización.

María Teresa Alarcón Herrera

Germán Santacruz de León

CAPÍTULO 1
CONTAMINANTES EMERGENTES (CE), PRESENCIA EN EL AGUA, IDENTIFICACIÓN Y RIESGO PARA LA SALUD

Liliana Reynoso Cuevas1

Luis Arturo Torres Castañón2

José Rafael Irigoyen Campuzano3

María Teresa Alarcón Herrera4

En la actualidad se han detectado compuestos que no siempre han estado presentes en el ambiente o cuya presencia había pasado desapercibida; sin embargo, el desarrollo tecnológico de los equipos analíticos, aunado a la diversificación e incremento en la sensibilidad de las técnicas que mejoran los niveles de detección, ha permitido su identificación y, en la mayoría de los casos, su cuantificación. A estos compuestos se les denomina contaminantes emergentes (CE).

Los CE han sido definidos como sustancias químicas de origen natural o sintético que se caracterizan por estar presentes en el ambiente (Lei et al., 2015). Representan un riesgo potencial para el ecosistema y la salud humana (Yadav et al., 2019), debido a su persistencia, tendencia a la bioacumulación, y a que no son monitoreados en los sistemas de tratamiento de agua, donde se ha identificado la mayor parte de ellos (Reinoso et al., 2017).

Farré et al. (2008) definieron a los CE como compuestos que no se encuentran regulados, que no se han estudiado con anterioridad y que pueden ser potencialmente peligrosos para los ecosistemas, para la salud y la seguridad de los seres humanos. No se trata necesariamente de compuestos “nuevos”, dado que pueden haber estado por décadas en los sistemas acuáticos; sin embargo, han sido descubiertos recientemente debido a los avances en las técnicas analíticas, y su impacto en el ambiente y la salud continúa en estudio. En Estados Unidos se transformó el nombre de contaminantes emergentes a contaminantes de interés emergente.

El desarrollo tecnológico, la actividad comercial e industrial, el crecimiento poblacional, el estilo de vida que se ha adoptado en las grandes ciudades, los requerimientos de alimentos y otros productos han incrementado la necesidad de fabricación de compuestos químicos en todo el mundo (Dey et al., 2019), lo que ha impactado fuertemente en todas las esferas ambientales. Primero, debido a la falta de un marco regulatorio mundial, y, segundo, debido a las dificultades técnicas para su identificación y cuantificación. En la Unión Europea, la industria química produjo 85 millones de toneladas de químicos peligrosos en 2017 y mantuvo su producción para 2018 (Eurostat, 2020). Las proyecciones indican que la producción global de sustancias potencialmente peligrosas se incrementará anualmente en 3.4 % hasta 2030, y los países no pertenecientes a la OCDE5 contribuirán todavía más a esta producción en el futuro (OCDE, 2008).

Los CE han despertado un interés creciente desde mediados de la década de 1990, ya que son compuestos cuya presencia en el ambiente ha pasado desapercibida y causado problemas ambientales y de salud. Estos compuestos están dispersos en el ambiente y se han encontrado en aguas superficiales, subterráneas y para consumo humano (Cortés y Montellano, 2018). Estudios realizados en ríos y aguas subterráneas alrededor del mundo han reportado la presencia de diversos CE. Éstos han sido encontrados en concentraciones de partes por billón (ppb)6 o partes por trillón (ppt) y con estructuras químicas diversas; potencialmente tóxicos y bioacumulables, los cuales han sido capaces de llegar hasta las fuentes de agua de consumo humano y ocasionan efectos negativos (feminización o hermafroditismo) en algunos organismos acuáticos (Geissen et al., 2015). Asimismo, estudios más recientes han reportado la presencia de algunos de estos compuestos en el aire y en el suelo, sobre todo en grandes ciudades.

Los CE pueden ser transportados y distribuidos en el ambiente a través de diversas rutas (Farré et al., 2008). Sin embargo, se ha identificado que las plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR) son la fuente principal de estos compuestos. Las PTAR reciben el agua residual doméstica, en la cual se han identificado productos de cuidado personal, fármacos y drogas (legales e ilegales); de igual forma, reciben en muchos casos el agua residual de las instalaciones hospitalarias, donde se utilizan grandes cantidades de fármacos y productos de desinfección; y, en algunas ocasiones, las aguas residuales de industrias que llegan a desechar sustancias químicas (Schwarzenbach et al., 2006). De acuerdo con la cantidad y relevancia de los compuestos que se utilizan, la segunda fuente de CE son los escurrimientos que se dan en las grandes ciudades y en las zonas rurales debido a actividades como la agricultura —por el uso de plaguicidas, herbicidas, fertilizantes, los cuales son lavados por el riego o el agua pluvial— y la ganadería —debido al uso de fármacos y hormonas—.

Por lo general, cuando se habla de los parámetros para evaluar la calidad del agua y la efectividad del tratamiento, los esfuerzos se enfocan en valorar la disminución de la carga microbiológica, la de carbono (demandas bioquímica y química de oxígeno), la remoción de nutrientes (nitrógeno y fósforo) de algunos metales y de contaminantes prioritarios (Vargas-Berrones et al., 2020). Sin embargo, debido a la falta de regulación, desconocimiento (en algunos casos) y métodos analíticos poco eficientes, determinar la presencia o ausencia de los CE no se encuentra dentro de los parámetros de calidad del agua convencionales actuales (véase capítulo 7).

Hasta ahora se conocen más de 900 compuestos, metabolitos y subproductos que se encuentran enlistados como CE en la norma Europea (www.norman-network.net). Estos compuestos incluyen una amplia variedad de sustancias químicas sintéticas (de uso mundial), como compuestos perfluorados, desinfectantes, aditivos, fármacos, nanomateriales y productos de cuidado personal, entre otros.

Al tratarse de compuestos recalcitrantes y bioacumulables, éstos se han encontrado de manera consistente en matrices como suelo, agua residual municipal, agua para consumo humano (de origen subterráneo y superficial), diversos ambientes acuáticos y alimentos (Patel M. et al., 2019). Muchos de estos compuestos no han sido estudiados, debido a que no se percibe la magnitud de su presencia, dado que no son monitoreados en los sistemas de abastecimiento y tratamiento de agua. Aunado a esto, las técnicas actuales de tratamiento de agua no son adecuadas para la eliminación de estos compuestos, por lo que resulta vital el desarrollo y aplicación de metodologías avanzadas de tratamiento que puedan adaptarse a los sistemas tradicionales de tratamiento de agua (Reinoso et al., 2017).

Aun cuando la presencia de estos contaminantes no puede considerarse como de reciente aparición en el entorno, los estudios sobre sus efectos en el ambiente y la salud humana son recientes, por lo que en la mayor parte de América Latina no existe normativa o marco legal adecuado para su regulación. En Estados Unidos y la Unión Europea, mediante sus agencias reguladoras ambientales, se han aplicado sobresalientes medidas de monitoreo continuo y regulación de los límites máximos permisibles de CE en matrices ambientales (Vargas-Berrones et al., 2020). La Agencia para la Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA)7 integró la Lista de Contaminantes Candidatos (CCL), la cual contiene 109 nuevos CE para consideración regulatoria (Vargas-Berrones et al., 2020). Por otro lado, la Unión Europea ha establecido una lista de 45 sustancias prioritarias, de las cuales 21 son identificadas como peligrosas (Gaffney et al., 2014), además cuenta con una red europea de monitoreo que evalúa alrededor de 1036 CE (Vargas-Berrones et al., 2020). Actualmente, México y América Latina no tienen suficiente legislación sobre estos contaminantes (véase capítulo 7).

Para 2019, en América Latina se habían estudiado mayoritariamente compuestos farmacéuticos y productos de cuidado personal. De estos trabajos de investigación, se estima que sólo Brasil había realizado la mayoría (53 %), seguido por México (con el 15 %) (Peña-Guzmán et al., 2019). Si bien existen estudios sobre los CE (Arguello-Pérez et al., 2019; Lesser et al., 2018; Pérez-Álvarez et al., 2018), vemos que aún son escasos como para crear conciencia de sus efectos para la salud y el entorno, e incentivar normas regulatorias.

Hasta el momento se han realizado diversos abordajes al tratamiento de los CE en las plantas de tratamiento municipales, como el uso de biorreactores de membrana (MBR, por sus siglas en inglés), los cuales se han propuesto como pretratamiento aerobio para, posteriormente, aplicar procesos físicos de remoción, como ozonización, UV/H2O y ósmosis inversa. Sin embargo, este tipo de procesos acoplados requieren grandes cantidades de energía, por lo que el precio del tratamiento se convierte en el factor clave para la remoción de los CE en el ámbito municipal (Khan et al., 2020).

CLASIFICACIÓN Y CARACTERÍSTICAS PRINCIPALES

En el ámbito internacional, diversos grupos de científicos se han enfocado en definir los grupos de CE, dependiendo de sus características fisicoquímicas, propiedades y forma de uso, entre otros parámetros; todo con la finalidad de poder estudiarlos, generar información sobre su efecto ecotoxicológico, desarrollar los métodos adecuados para su análisis (detección y cuantificación) y, finalmente, para su remoción/degradación del ambiente.

En el libro Emerging Pollutants: Origin, Structure, and Properties, de Calvo-Flores et al. (2018), se agrupa a los CE en ocho grupos, entre los cuales se incluyen los fármacos, clasificados de acuerdo con su función terapéutica; drogas ilegales; plaguicidas, clasificados según sus grupos funcionales; productos denominados “de estilo de vida”; productos de cuidado personal, surfactantes; sustancias químicas empleadas en diversas industrias (retardantes de flama, por ejemplo); y subproductos originados de la desinfección de agua. Adicionalmente, se incluye la categoría de “otros”, en la cual se integran contaminantes como los microplásticos, metales y metaloides, toxinas, radionúclidos y nanopartículas. Sin embargo, Calvo-Flores et al. (2018) no incluyen en la clasificación a los disruptores endócrinos, los cuales han incrementado su concentración en los cuerpos de agua, lo que genera preocupación en todo el mundo.

Los CE agrupan un amplio espectro de sustancias químicas con diferentes propiedades fisicoquímicas y, por tanto, igual número de posibilidades de comportamiento en el ambiente. Propiedades como la solubilidad en agua, hidrofobicidad, volatilidad, constantes de disociación (pKa), coeficientes de distribución, coeficientes de partición octanol-agua (log Kow), entre otros, pueden afectar la sorción, fotodegradación e hidrólisis, y los procesos de biodegradación de éstos (Patel et al., 2019).

Cabe destacar que los CE de origen orgánico tienen estructuras complejas y presentan tasas de biodegradación muy bajas (tienden a permanecer por largos periodos en el medio, sin importar la matriz que haya sido la receptora de la contaminación), por lo que se consideran recalcitrantes.

La clasificación que se propone en este libro para el estudio de los CE es la siguiente: a) productos farmacéuticos; b) drogas legales e ilegales; c) plaguicidas; d) productos de estilo de vida, incluidos los productos de cuidado personal; e) químicos industriales; f) surfactantes; g) subproductos de la desinfección del agua; y, finalmente, h) otros CE de interés, un conjunto que comprende los CE que han sido de interés primordial en los últimos años.

Después de los años 1990, la presencia de fármacos en el ambiente ha cobrado relevancia (Patel et al., 2019). Los productos farmacéuticos se agrupan de acuerdo con su actividad terapéutica, encontrándose entre éstos los antibióticos, disruptores endócrinos (ej. hormonas), analgésicos (narcóticos y no narcóticos), antiinflamatorios (esteroideos y no esteroideos), antirreumáticos, -bloqueadores, reguladores de lípidos, antidiabéticos, antiepilépticos, simpaticomiméticos, citostáticos (anticancerígenos), antihelmínticos, antialérgicos, antivirales, antihipertensivos, sustancias utilizadas como medios de contraste para diagnóstico, entre otros. Entre los fármacos más prescritos en medicina humana se encuentran: los analgésicos, como el ibuprofeno, el paracetamol y el diclofenaco; los antiepilépticos, como la carbamazepina; y antibióticos, como la amoxicilina y el sulfametoxazol. A esta lista hay que agregar los fármacos destinados para el uso veterinario.

Las vías principales de liberación de productos farmacéuticos en el ambiente son mediante la excreción humana, la eliminación de los productos no utilizados y el uso agrícola. Una amplia gama de productos farmacéuticos ha sido detectada en aguas superficiales y subterráneas, asociada con las descargas de las aguas residuales en los cuerpos receptores. Estos residuos son transportados al ciclo del agua por diferentes rutas, siendo las plantas de tratamiento de aguas residuales ejemplo de una ruta de liberación de estos productos a los cuerpos de agua, porque muchos de estos compuestos no son degradados, transformados o retenidos en sus procesos y, además, porque muchos residuos farmacéuticos veterinarios son descargados directamente al ecosistema. En función de las propiedades fisicoquímicas específicas de los fármacos, sus metabolitos, sus productos de degradación y las características de los suelos, estos compuestos pueden contaminar los acuíferos o bien quedar retenidos en el suelo y acumularse, lo cual involucra el riesgo de afectar al ecosistema y a los humanos a través de la cadena trófica (González-Alonso et al., 2017).

En el caso de los estimulantes o drogas, éstos se clasifican en dos grandes subgrupos: legales e ilegales. En el primer subgrupo se encuentran estimulantes como la cafeína, la nicotina y algunas drogas utilizadas como anestésicos; en el segundo subgrupo se incluyen el cannabis, la cocaína, opiáceos, anfetaminas y alucinógenos, entre otros.

Los plaguicidas son productos químicos fabricados para el control de plagas de cualquier tipo, por lo cual juegan un papel importante en la productividad agrícola; sin embargo, pueden ser altamente tóxicos para otras formas de vida y su toxicidad se puede potenciar debido a su alta persistencia en el ambiente (Díaz y Betancourt, 2018). De forma general, los plaguicidas se pueden clasificar de acuerdo con su actividad, toxicidad y estructura química. Los grupos más importantes incluyen a los plaguicidas orgánicos, organoclorados, organofosforados, carbamatos, tiocarbamatos, piretrinas, piretoides, triazinas, uracilos y ureas, azoles y compuestos relacionados, bipiridinas, amidas, neonicotinoides, piridazinas, herbicidas nitrogenados y piridinas, por mencionar algunos.

Los compuestos que se incluyen en el grupo de estilo de vida y cuidado personal se generan como respuesta a los altos estándares de vida de la población, y la fuente principal de ellos en el ambiente son los rellenos sanitarios o la infiltración de aguas residuales no tratadas. Los subgrupos más representativos son los aditivos de alimentos, vitaminas y provitaminas, aminoácidos, minerales y elementos traza, estabilizantes, preservantes, antioxidantes, sustancias organolépticas, colorantes, endulzantes (naturales y artificiales), acidulantes, enzimas, suplementos dietéticos, antiespumantes, emulsificantes, además de fragancias, agentes en bloqueadores/pantallas solares, repelentes de insectos, triclosan, parabenos, entre otros (Calvo-Flores et al., 2018).

Muchos de los CE catalogados como químicos industriales son de reciente descubrimiento en el ambiente, la mayoría son persistentes y han sido clasificados como contaminantes prioritarios (Li et al., 2015). Algunos de los compuestos que integran esta clasificación son los plastificantes, alcanos policlorados, solventes, inhibidores de la corrosión, retardantes de flama, aditivos de combustibles, hidrocarburos aromáticos policíclicos, compuestos orgánicos volátiles, compuestos clorados y nitroaromáticos, entre otros.

Los surfactantes se clasifican de acuerdo con la estructura de su molécula y según la forma de disociación en el agua, en surfactantes aniónicos, no iónicos, catiónicos y, recientemente, los poliméricos. En el ambiente integran un grupo diverso, entre los que se incluyen compuestos como los ésteres, las grasas y los aceites etoxilados, el óxido de etileno, los alcoholes grasos, copolímeros óxidos de etileno-óxido de propileno, alquilfenoles etoxilados y otros (Holmberg, 2020).

Los subproductos de la desinfección del agua se forman debido al tipo de tratamiento o proceso que se lleva a cabo para la potabilización/desinfección del agua. Entre los compuestos que han ganado la atención mundial se encuentran las cloroaminas, el dióxido de cloro, los compuestos halogenados y los nitrogenados, etcétera.

Finalmente, como resultado del desarrollo tecnológico, la urbanización y el estilo de vida actual, se han generado otros CE de interés, y en este grupo se incluyen los microplásticos, nanomateriales, elementos traza y sus especies (como arsénico, cadmio, mercurio, manganeso, entre otros), radionúcleos, biotoxinas, micotoxinas y otras toxinas de origen marino y bacteriano (Richardson y Ternes, 2018). Los avances tecnológicos en el área de la química analítica y la instrumentación son los que han permitido la identificación y cuantificación de estos compuestos.

IDENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE LOS CONTAMINANTES EMERGENTES

El escenario actual fomenta el desarrollo de métodos analíticos confiables que permitan una determinación completa, directa, sensible y selectiva de estos contaminantes prioritarios y emergentes en muestras ambientales (Robles-Molina et al., 2014). Algunos de estos métodos son modificaciones de otros métodos ya estandarizados. Para fines de ensayo y monitoreo, se opta por los métodos estandarizados en los CE que aplican. Los más empleados son los de la USEPA y los métodos estandarizados para el análisis de agua y agua residual (Standard Methods for Wastewater for the Examination of Water and Wastewater) (Rice et al., 2012). Dentro de los métodos de la USEPA se pueden citar, para la determinación de herbicidas, plaguicidas, compuestos orgánicos volátiles, surfactantes y otros compuestos orgánicos, los métodos 425.1, 601a, 612, 524, 1624, entre otros (Environmental Protection Agency, n.d.).

La determinación de CE generalmente se realiza mediante cromatografía de gases (GC) o cromatografía líquida (LC) en combinación con espectrometría de masas (MS). La cromatografía líquida con espectrometría de masas (LC-MS) ofrece una mejora con respecto a la cromatografía de gases (GC-MS), ya que la derivación no es necesaria, y puede obtener límites de detección (LOD)8 por debajo de 1 ng L-1 con una preparación de muestra menos compleja, además de que permite una identificación de múltiples analitos, lo que favorece la aplicación de este tipo de técnicas (Petrović et al., 2005).

Riesgo para la salud

Los seres humanos, así como los diferentes organismos en los ecosistemas, estamos expuestos a diversos CE mediante su liberación posterior al consumo o disposición en agua, suelo y aire, o bien por las vías de acceso al organismo. Dichos contaminantes, dependiendo de sus características y toxicidad específicas, producen efectos crónicos y nuevos retos —emergentes y urgentes— para los organismos de los ecosistemas en los diferentes medios y, consecuentemente, en la salud humana.

Dentro de los CE de uso más frecuente, se incluyen diferentes tipos, como productos farmacéuticos humanos y veterinarios, plaguicidas, químicos industriales (que incluyen muchos tipos, entre éstos, los compuestos perfluorados), subproductos de desinfección del agua, aditivos de gasolina, nanomateriales manufacturados, microplásticos y filtros UV, entre otros.

Los riesgos para la salud causados por la contaminación del agua con CE son difíciles de precisar (carcinogenicidad, alteración endocrina [disruptores endocrinos], neurotoxicidad y otros efectos tóxicos sistémicos), ya que con frecuencia las dosis tóxicas o ambientalmente relevantes son muy pequeñas; el problema se complica aún más porque, en realidad, tanto los organismos acuáticos como otras formas de vida silvestre, y los humanos, estamos expuestos a mezclas de contaminantes (Cortés y Montellano, 2018).

A la fecha, se han reportado asociaciones no conclusivas, pero estadísticamente significativas para algunos contaminantes, así como riesgos de cáncer, reproducción y otros efectos no carcinogénicos. Sin embargo, debido a las contradicciones en los resultados de investigaciones y al número limitado de estudios publicados, se reporta en la bibliografía no tener evidencia suficiente para hacer conclusiones con respecto a la relación entre los efectos adversos en los humanos y los grados de exposición (Bornman et al., 2017; Patel et al., 2019; Wee y Aris, 2019).

Por su alto consumo mundial, los CE que suscitan gran preocupación y estudio en los últimos años son los fármacos, los contaminantes de cuidado personal y los disruptores endocrinos (DE). Dentro de esta inmensa variedad, en particular los antibióticos y fármacos con propiedades de disrupción o trastornos endocrinos son considerados de alta relevancia para su medición continua en el ambiente y estudio debido a su capacidad para inducir efectos fisiológicos en humanos a dosis bajas. Otra de las características de este grupo de contaminantes es que no necesitan persistir en el ambiente para causar efectos negativos, dado que sus altas tasas de transformación o remoción pueden ser compensadas por su continua introducción al ambiente mediante los residuos humanos, o bien los efluentes industriales de su fabricación (Martínez-Bueno et al., 2012; Peña-Guzmán et al., 2019; Reinoso et al., 2017).

Contaminantes emergentes (CE) con propiedades de alteración/disrupción endocrina (DC)

Hay muchos CE que actúan como disruptores endocrinos (CEDE). Los CEDE son compuestos que alteran las funciones normales de las hormonas y producen una variedad de efectos nocivos sobre la salud. Los CEDE pueden alterar los niveles hormonales que conducen a efectos reproductivos, pueden limitar o bloquear las hormonas o afectar su producción, su movimiento en todo el cuerpo o su metabolismo, así como afectar el desarrollo del sistema neurológico e inmunitario tanto en humanos como en vida silvestre (Wee y Aris, 2019).

La Organización Mundial de la Salud (OMS) define un CEDE como una sustancia o mezcla exógena que altera las funciones del sistema endocrino y, consecuentemente, causa efectos adversos para la salud en un organismo intacto y su progenie. La Agencia de Protección al Ambiente en Estados Unidos (EPA) define los CEDE ambientales como agentes exógenos que interfieren con la síntesis, secreción, transporte, ligantes o eliminación de hormonas naturales en el cuerpo que son responsables del mantenimiento de la homeostasis, reproducción, desarrollo o comportamiento. Los CEDE incluyen diferentes grupos de CE, entre éstos, fármacos humanos y veterinarios, plastificantes, retardantes de fuego, antioxidantes, desinfectantes, fumigantes, fragancias, detergentes, filtros solares, insecticidas/repelentes, nanomateriales y metales pesados (Patel et al., 2019).

Los efectos a la salud asociados a los CEDE potencialmente incluyen infertilidad, endometriosis, pubertad precoz, cáncer de mama y próstata, trastornos de la tiroides, enfermedad de Alzheimer y Parkinson, trastorno por déficit de atención con hiperactividad, obesidad, diabetes, asma, trastornos inmunes, entre otros (Reinoso et al., 2017). Se ha identificado que algunos CEDE tienen un efecto tóxico no convencional, es decir, a concentraciones altas no tienen efecto negativo, pero a concentraciones bajas, sí. En otras palabras, los efectos pueden ocurrir a partir de una concentración muy pequeña de una sustancia química, y éstos (efectos de dosis baja) pueden ser diferentes a los efectos de las dosis más altas. Por ello, el planteamiento de la hipótesis de que exposiciones continuas a bajas concentraciones pueden tener un efecto negativo en los organismos (Wee y Aris 2019). Además, los efectos sobre la salud pueden no aparecer hasta muchos años después de la exposición, lo que dificulta aún más la conexión de causa y efecto, y hace que los resultados sean difíciles de predecir (Evgenidou et al., 2015).

Contaminantes emergentes con características carcinogénicas

Muchos de los CE son capaces de inducir cáncer en los seres humanos o animales tras la exposición crónica o prolongada. El cáncer químicamente inducido, por lo general, se desarrolla muchos años después de la exposición a un agente tóxico. Diversas agencias internacionales han clasificado a los compuestos químicos y físicos en cinco grandes grupos, con base en las evidencias epidemiológicas, ensayos in vivo e in vitro. La clasificación estándar de la Agencia Internacional sobre Cáncer (IARC, por sus siglas en Inglés) considera los siguientes grupos: Grupo I, carcinógeno de humanos; Grupo II, los datos de estudios epidemiológicos son inadecuados para evaluar la carcinogenicidad, pero hay evidencias de carcinogenicidad suficientes en especies animales; Grupo III, los datos de estudios epidemiológicos indican asociación entre la exposición y el cáncer humano, pero las explicaciones alternativas tales como el azar, sesgo o confusores no pueden ser excluidos; Grupo IV, no clasificable como carcinógeno de humanos. Los datos de estudios epidemiológicos o en animales son inadecuados; Grupo V, evidencia de no carcinogenicidad en humanos. Hay diferentes bases de datos, las cuales agrupan a los compuestos presentes en el ambiente identificados como carcinógenos y sospechosos de serlo. En ambos grupos se encuentran considerados diferentes grupos de CE.9

Surfactantes

Entre los grupos de CE con características carcinogénicas se encuentran los surfactantes perfluorados, los cuales son compuestos de uso industrial en un amplio número de sectores y que han sido clasificados como contaminantes peligrosos y ampliamente distribuidos en el ambiente. El perfluorooctano sulfonato o PFOS y el ácido perfluorooctanoico o PFOA se usan como refrigerante, tensoactivo y polímero en fórmulas farmacéuticas, retardantes de flama, lubricantes, adhesivos, cosméticos, insecticidas y otros. Según estudios recientes, ambos compuestos son tóxicos y persistentes; el PFOA es además carcinogénico y el PFOS presenta una fuerte tendencia a la bioacumulación (Chang et al., 2016). En opinión de algunos científicos, la omnipresencia y problemática ambiental asociada a estos compuestos puede alcanzar dimensiones comparables a la provocada por los DDT, PCB, dioxinas y otros compuestos (Cortés y Montellano, 2018). Los compuestos perfluorados, sus sales de potasio, amonio, litio y dietanolamina, el PFOA y el amonio de perfluorooctano (APFO) han sido incluidos en la lista de sustancias prioritarias de atención mundial.

Los surfactantes incluyen detergentes, agentes adherentes, dispersantes, emulsificantes, solubilizantes y agentes espumantes, los cuales son usados en numerosas aplicaciones industriales (papel, y celulosa, textiles, recubrimientos, plaguicidas agrícolas, aceites combustibles y lubricantes, metales y plásticos). Diferentes estudios han evaluado la concentración de surfactantes en ríos, lagos y aguas costeras, y encontrado residuos de agentes tensoactivos. Estos compuestos se han detectado en sangre e hígado humano (en concentraciones de hasta mg ml-1 de sangre en estudios ocupacionales), en hígado y grasa de animales, y en aguas superficiales y subterráneas (Behera et al., 2011; Reinoso et al., 2017).

Hay dos grandes tipos de tensoactivos aromáticos, los tensoactivos aniónicos del tipo sulfonato alquilbenceno lineal (LAS) y catiónicos del tipo alquilfenolpolietoxilado (APEO). Los productos de descomposición de los catiónicos, principalmente nonil y octil fenoles, se absorben fácilmente en los sólidos suspendidos y presentan propiedades similares al estrógeno, además de características cancerígenas. Si bien existe bajo riesgo por los tensoactivo aniónicos de uso común, los tensoactivo catiónicos son mucho más tóxicos, y en la actualidad no se tiene suficiente información sobre su degradación y destino en el ambiente (Scott y Jones, 2000).

Subproductos de la desinfección

Los productos químicos de desinfección utilizados en la desinfección del agua para uso potable, así como para uso recreativo en las albercas/piscinas y otros múltiples usos, son compuestos indispensables para proteger a los humanos de las enfermedades transmitidas por los microorganismos patógenos presentes en el agua. Estos productos químicos, generalmente son agentes oxidantes poseedores de fuertes actividades químicas que no sólo eliminan los agentes patógenos, sino que reaccionan con la materia orgánica e inorgánica presente en el agua. Como resultado, se crean subproductos no deseados durante los procedimientos de desinfección, conocidos como subproductos de desinfección (DBP, por sus siglas en inglés). El uso generalizado y frecuente de estos químicos produce, particularmente, DBP clorados (CDBP) en agua potable, y una gran mayoría de los humanos estamos expuestos a estos químicos en las diferentes regiones, mediante el consumo de agua potable.

A la fecha se han identificado más de 600 productos de la desinfección, incluyendo entre ellos a los trihalometanos (THM), aldehídos, cetonas, halometanos, hidroxiácidos, ácidos carboxílicos, alcoholes, cetoácidos, ésteres e incluso nitrosaminas (Mashau et al., 2018; Williams et al., 2018). Los THM y los HAA son los dos tipos principales de DBP halogenados, que representan más del 80 % (Lei et al., 2015). Los efectos cancerígenos de los THM han sido confirmados por numerosos estudios, los cuales indican que los THM en el agua potable están asociados con la presencia de tumores colorrectales, BC y tumores de vejiga como resultado de toxicidad no genética (Evlampidou et al., 2020). Han sido asociados también con otros cánceres, como el de mama, páncreas, esófago, pulmón, riñón y cerebro. Se ha demostrado que varios DBP son genotóxicos in vitro. La Agencia Internacional de Investigación sobre el Cáncer (IARC) de la Organización Mundial de la Salud (OMS) clasifica el cloroformo y otros DBP generalizados como posibles carcinógenos humanos (Evlampidou et al., 2020; Lei et al., 2015).

La ozonización es otro método robusto para la desinfección del agua potable, pero puede transformar el bromuro en bromato, el cual también ha sido identificado como un carcinógeno tóxico en ratas (Peña-Guzmán et al., 2019).

Diferentes estudios han demostrado que, en contacto con el cloro acuoso, los fármacos pueden reaccionar generando subproductos de la desinfección, los cuales pueden ser más persistentes y tóxicos que sus precursores (Negreira et al., 2015; Olalla et al., 2018). Los DPB han sido reportados en diferentes estudios realizados con factores de riesgo de problemas reproductivos, como son infertilidad, pérdida fetal, larga duración de la gestación, crecimiento fetal deficiente y anomalías fetales. Sin embargo, a pesar del gran número de estudios de investigación realizados, no existe aún la evidencia científica suficiente para relacionar los riesgos reproductivos y de malformaciones congénitas con los niveles de exposición de los DPB (Evgenidou et al., 2015; Mashau et al., 2018; Olalla et al., 2018).

A pesar de que la desinfección genera cientos de sustancias en diferentes cantidades, en los estudios realizados sólo se ha evaluado y medido un pequeño número de estos contaminantes, lo que puede estar contribuyendo a que los resultados encontrados sean inconsistentes o negativos en su mayoría. La “Iniciativa internacional sobre la calidad del agua” de la Unesco10 (Unesco, 2015) reconoce el riesgo de los productos de la desinfección en el agua y las aguas residuales como amenazas potencialmente graves para la salud humana.

Nanomateriales

Las propiedades específicas y únicas de los nanomateriales ofrecen la promesa de grandes avances para una amplia gama de tecnologías. Sin embargo, la introducción de estos nuevos materiales en el entorno laboral y los productos de consumo requiere de la evaluación de la seguridad de su uso para prevenir los posibles impactos ambientales y de salud humana. Esto, debido principalmente al hecho de que, a partir de los efectos toxicológicos de sus homólogos más grandes de composición similar, no se pueden predecir los efectos de los nanomateriales en los diferentes ecosistemas.

Las nanopartículas experimentan migración, procesos de conversión y reacciones químicas complejas en el ambiente, mientras que absorben diversas moléculas inorgánicas y orgánicas en sus superficies. Como resultado, se forman nuevos contaminantes. En pruebas con animales y ensayos in vitro, los nanomateriales fabricados se han identificado como potenciales carcinogénicos y se han identificado asociaciones con efectos tóxicos para el desarrollo y la reproducción (Lei et al., 2015).

La exposición a dióxido de titanio (TiO2) ha sido asociada al cáncer de pulmón en humanos, pero no se ha demostrado tener resultados estadísticamente significativos. Sin embargo, las propiedades toxicológicas de nano TiO2 y ZnO siguen apareciendo en múltiples estudios epidemiológicos, en asociación con efectos genotóxicos/fotogenotóxicos (Besha et al., 2020; Schilling et al., 2010). A la fecha, los mecanismos subyacentes a la toxicidad para humanos y animales siguen siendo desconocidos. Por tanto, se debe realizar un mucho mayor número de estudios para determinar la seguridad ambiental de los nanomateriales fabricados en el ambiente, así como su relación con los efectos sobre la salud humana (Taheran et al., 2018).

Contaminantes farmacéuticos

El consumo de fármacos en países de alto ingreso económico se estima en cantidades de toneladas por año. A escala mundial, los fármacos más usados son analgésicos, antihipertensivos y antimicrobianos. De éstos, los antibióticos empleados en medicina humana y los empleados en medicina veterinaria son de alta preocupación (Lindim et al., 2016; Spataro et al., 2019). Ello debido a que los antibióticos son compuestos utilizados para contrarrestar la proliferación de bacterias y hongos patógenos en plantas y animales, incluido el humano.

En México y en otras partes del mundo, se han detectado antibióticos tanto en cuerpos de agua naturales (ríos, lagos, acuíferos) como en efluentes de plantas de tratamiento de agua residual. La presencia de antibióticos en los diferentes cuerpos de agua potencialmente ocasiona resistencia en microorganismos y puede generar microorganismos resistentes a los antibióticos con los que disponemos en el mercado en la actualidad (Peña-Guzmán et al., 2019).

Los fármacos que se han detectado en el ambiente acuático, ya sea directamente o sus metabolitos, incluyen analgésicos/antinflamatorios, antibióticos, antiepilépticos, -bloqueadores, reguladores de lípidos, medios de contraste en rayos X, anticonceptivos orales, esteroides y otros, como los citostáticos, los broncodilatadores, los tranquilizantes, etc. Un aspecto de alta preocupación ha sido la identificación de la presencia de fármacos y sus metabolitos en el agua destinada para consumo humano, como el paracetamol, diclofenaco, la carbamazepina o el ácido clofíbrico (Gil et al., 2012; Raúl et al., 2017).

Entre los grupos de fármacos considerados peligrosos tanto para los organismos acuáticos como para la salud humana, se tienen identificados los siguientes grupos:

Antibióticos: la mayoría de éstos son mal absorbidos tanto por humanos como por animales, por lo que son excretados sin alterar entre el 25 y 75 % de su ingesta, por ello son liberados por medio del drenaje a las plantas de tratamiento y hacia el ambiente. La degradabilidad en plantas de tratamiento convencional es baja, por ese motivo, el peligro se manifiesta en la alta posibilidad de que se desarrollen cepas bacterianas resistentes que hagan que estos compuestos resulten ineficaces para el que fueron diseñados (Yadav et al., 2019).

Medios de contraste en rayos X: los medios yodados son los más utilizados para la obtención de imágenes de órganos internos, vasos sanguíneos y tejidos blandos durante los procedimientos de diagnóstico radiológico y médico. Se administran por vía intravascular a altas dosis diarias (hasta 200 g d-1), son metabólicamente estables en el cuerpo y se eliminan rápidamente por la orina o las heces; por tanto, se detectan con frecuencia en aguas residuales a concentraciones elevadas (Verlicchi et al., 2012). Su peligro se incrementa debido a que son muy persistentes, no resultan eliminados en las plantas de tratamiento y alcanzan fácilmente las aguas subterráneas por percolación a través de suelos.

Citostáticos (fármacos anticáncer): debido a su gran potencia farmacológica, exhiben con frecuencia propiedades carcinogénicas, teratogénicas, mutagénicas o embriogénicas en diferentes organismos, dado que fueron diseñadas para interrumpir la proliferación celular, usualmente interfiriendo con la síntesis del DNA. Además, sus metabolitos podrían tener el mismo modo de acción o incluso una mayor actividad que los compuestos originales. Un ejemplo de éstos es el hidroxitamoxifeno (OH-TMX), un metabolito del tamoxifeno, el cual exhibe una mayor estrogenicidad que el compuesto original (Yadav et al., 2019). Desafortunadamente, estos compuestos presentan una eliminación negligible en los procesos de tratamiento de agua residual.

Estrógenos: los estudios sobre los efectos de los estrógenos en los seres humanos reconocen que son un factor de incremento del riesgo de cáncer de mama y uterino. Los desechos de los seres humanos y animales debido a las terapias hormonales son la fuente principal de estrógenos en el ambiente. Los estrógenos utilizados fundamentalmente como anticonceptivos y para el tratamiento de desórdenes hormonales tan frecuentes como la menopausia son los responsables en muchos casos de la aparición de fenómenos de feminización, hermafroditismo y disminución de la fertilidad (Ramírez Sánchez et al., 2015; Reinoso et al., 2017; Tejada et al., 2014).

Finalmente, dentro de los contaminantes más perjudiciales se encuentra el paracetamol, un analgésico ampliamente utilizado, presente comúnmente en los ambientes acuáticos, que en seres humanos puede causar lesión hepática, nefrotoxicidad, complicaciones gastrointestinales y hepatitis (Kosma et al., 2014).

REFERENCIAS

ARGUELLO-PÉREZ, M. Á., J. A. Mendoza-Pérez, A. Tintos-Gómez, E. Ramírez-Ayala, E. Godínez-Domínguez y F. de A. Silva-Bátiz (2019). “Ecotoxicological Analysis of Emerging Contaminants from Wastewater Discharges in the Coastal Zone of Cihuatlán (Jalisco, México)”, Water (Switzerland), vol. 11, núm. 7. <https://doi.org/10.3390/w11071386>.

BEHERA, S. K., H. K. Kim, J. E. Oh y H. S. Park (2011). “Occurrence and Removal of Antibiotics, Hormones and Several Other Pharmaceuticals in Wastewater Treatment Plants of the Largest Industrial City of Korea”, Science of the Total Environment, vol. 409, núm. 20, pp. 4351-4360. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2011.07.015>.

BESHA, A. T., Y. Liu, C. Fang, D. N. Bekele y R. Naidu (2020). “Assessing the Interactions Between Micropollutants and Nanoparticles in Engineered and Natural Aquatic Environments”, Critical Reviews in Environmental Science and Technology, vol. 50, núm. 2, pp. 135-215. <https://doi.org/10.1080/10643389.2019.1629799>.

BORNMAN, M. S., N. H. Aneck-Hahn, C. de Jager, G. M. Wagenaar, H. Bouwman, I. E. J. Barnhoorn, S. M. Patrick, L. N. Vandenberg, A. Kortenkamp, B. Blumberg, S. Kimmins, B. Jegou, J. Auger, J. DiGangi y J. J. Heindel (2017). “Endocrine Disruptors and Health Effects in Africa: A Call for Action”, Environmental Health Perspectives, vol. 125, núm. 8. 085005-1-085005–085010. <https://doi.org/10.1289/EHP1774>.

CALVO-FLORES, F. G., J. Isac-García y J. A. Dobado (2018). “Emerging Pollutants”, en F. G. Calvo-Flores, J. Isac-García y J. A. Dobado (eds.), Emerging Pollutants Origin, Structure and Properties. Wiley-VCH. <https://doi.org/10.1201/b10505-26>.

CHANG, E. T., H. O. Adami, P. Boffetta, H. J. Wedner y J. S. Mandel (2016). “A Critical Review of Perfluorooctanoate and Perfluorooctanesulfonate Exposure and Immunological Health Conditions in Humans”, Critical Reviews in Toxicology, vol. 46, núm. 4, pp. 279-331. <https://doi.org/10.3109/10408444.2015.1122573>.

CORTÉS MUÑOZ, J. E. y L. Montellano Palacios (2018). Desarrollo de un programa para la vigilancia en la evolución de contaminantes tóxicos persistentes en acuíferos y cuerpos de agua. Proyecto TC1802.1, Repositorio IMTA, Cuernavaca, Morelos, Mexico.

DEY, S., F. Bano y A. Malik (2019). “Pharmaceuticals and Personal Care Product (PPCP) Contamination. A Global Discharge Inventory”, Pharmaceuticals and Personal Care Products: Waste Management and Treatment Technology, pp. 1-26. <https://doi.org/10.1016/B978-0-12-816189-0.00001-9>.

DÍAZ, O. y C. R. Betancourt Aguilar (2018). “Los plaguicidas; clasificación, necesidad de un manejo integrado y alternativas para reducir su consumo indebido: una revisión / Pesticides; Classification, Need of an Integrated Management and Alternatives to Reduce its Undue Consumption: A Review”, Revista Científica Agroecosistemas, vol. 6, núm. 2, pp. 14-30. <http://aes.ucf.edu.cu/index.php/aes/index>.

EUROSTAT (2020). “Coal Production and Consumption Statistics. Statistics Explained”. Diciembre de 2019, pp. 1-8. <https://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index.php/Coal_production_and_consumption_statistics#Consumption_and_production_of_hard_coal>.

EVGENIDOU, E. N., I. K. Konstantinou y D. A. Lambropoulou (2015). “Occurrence and Removal of Transformation Products of PPCPs and Illicit Drugs in Wastewaters: A Review”, Science of the Total Environment, núm. 505, pp. 905-926. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.10.021>.

EVLAMPIDOU, I., L. Font-Ribera, D. Rojas-Rueda, E. Gracia-Lavedan, N. Costet, N. Pearce, P. Vineis, J. J. K. Jaakkola, F. Delloye, K. C. Makris, E. G. Stephanou, S. Kargaki, F. Kozisek, T. Sigsgaard, B. Hansen, J. Schullehner, R. Nahkur, C. Galey, C. Zwiener y C. M. Villanueva (2020). “Trihalomethanes in Drinking Water and Bladder Cancer Burden in the European Union”, Environmental Health Perspectives, vol. 128, núm. 1. <https://doi.org/10.1289/EHP4495>.

FARRÉ, M. la, S. Pérez, L. Kantiani y D. Barceló (2008). “Fate and Toxicity of Emerging Pollutants, their Metabolites and Transformation Products in the Aquatic Environment”, TrAC - Trends in Analytical Chemistry, vol. 27, núm. 11, pp. 991-1007. <https://doi.org/10.1016/j.trac.2008.09.010>.

GAFFNEY, V. J., V. V. Cardoso, A. Rodrigues, E. Ferreira, M. J. Benoliel y C. M. Almeida (2014). “Análise de fármacos em aguas por SPE-UPLC-ESI-MS/MS”, Quim. Nova, vol. 37, núm. 1, pp. 138-149.

GEISSEN, V., H. Mol, E. Klumpp, G. Umlauf, M. Nadal, M. van der Ploeg, S. E. A. T. M. van de Zee y C. J. Ritsema (2015). “Emerging Pollutants in the Environment: A Challenge for Water Resource Management”, International Soil and Water Conservation Research, vol. 3, núm. 1, pp. 57-65. <https://doi.org/10.1016/j.iswcr.2015.03.002>.

GIL, J. M., M. A. Soto, J. I. Usma y D. O. Gutiérrez (2012). Emerging Contaminants in Waters: Effects and Possible Treatments / Contaminantes emergentes em águas, efeitos e possíveis tratamentos, vol. 7, núm. 2.

GONZÁLEZ-ALONSO, S., L. M. Merino, S. Esteban, M. López de Alda, D. Barceló, J. J. Durán, J. López-Martínez, J. Aceña, S. Pérez, N. Mastroianni, A. Silva, M. Catalá e Y. Valcárcel (2017). “Occurrence of Pharmaceutical, Recreational and Psychotropic Drug Residues in Surface Water on the Northern Antarctic Peninsula Region”. Environmental Pollution, núm. 229, pp. 241-254. <https://doi.org/10.1016/j.envpol.2017.05.060>.

HOLMBERG, K. (2020). “Surfactants”, En Ullmann’s Encyclopedia of Industrial Chemistry. Wiley. <https://doi.org/10.1002/14356007.a25>.

KHAN, N. A., S. U. Khan, S. Ahmed, I. H. Farooqi, M. Yousefi, A. A. Mohammadi y F. Changani (2020). “Recent Trends in Disposal and Treatment Technologies of Emerging-Pollutants. A Critical Review”, TrAC - Trends in Analytical Chemistry, núm. 122. <https://doi.org/10.1016/j.trac.2019.115744>.

KOSMA, C. I., D. A. Lambropoulou y T. A. Albanis (2014). “Investigation of PPCPs in Wastewater Treatment Plants in Greece: Occurrence, Removal and Environmental Risk Assessment”, Science of the Total Environment, núms. 466-467, pp. 421-438. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2013.07.044>.

LEI, M., L. Zhang, J. Lei, L. Zong, J. Li, Z. Wu y Z. Wang (2015). “Overview of Emerging Contaminants and Associated Human Health Effects”, BioMed Research International. Hindawi [página electrónica], 2015. <https://doi.org/10.1155/2015/404796>.

LESSER, L. E., A. Mora, C. Moreau, J. Mahlknecht, A. Hernández-Antonio, A. I. Ramírez y H. Barrios-Piña (2018). “Survey of 218 Organic Contaminants in Groundwater Derived from the World’s Largest Untreated Wastewater Irrigation System: Mezquital Valley, Mexico”, Chemosphere, núm. 198, pp. 510-521. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.01.154>.

LI, H., Z. Dong, Q. Weng, C. Chang y B. Liu (2015). “Emerging Pollutants – Part I: Occurrence, Fate and Transport”. Water Environment Research, vol. 87, núm. 10, pp. 1849-1872. <https://doi.org/10.2175/106143015x14338845156425>.

LINDIM, C., J. van Gils, D. Georgieva, O. Mekenyan e I. T. Cousins (2016). “Evaluation of Human Pharmaceutical Emissions and Concentrations in Swedish River Basins”, Science of the Total Environment, núm. 572, pp. 508-519. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.08.074>.

MARTÍNEZ-BUENO, M. J., M. J. Gomez, S. Herrera, M. D. Hernando, A. Agüera y A. R. Fernández-Alba (2012). “Occurrence and Persistence of Organic Emerging Contaminants and Priority Pollutants in Five Sewage Treatment Plants of Spain: Two Years Pilot Survey Monitoring”, Environmental Pollution, núm. 164, pp. 267-273. <https://doi.org/10.1016/j.envpol.2012.01.038>.

MASHAU, F., E. J. Ncube y K. Voyi (2018). “Drinking Water Disinfection by-Products Exposure and Health Effects on Pregnancy Outcomes: A Systematic Review”, Journal of Water and Health, vol. 16, núm. 2, pp. 181-196. <https://doi.org/10.2166/wh.2018.167>.

NEGREIRA, N., J. Regueiro, M. López de Alda y D. Barceló (2015). “Degradation of the Anticancer Drug Erlotinib During Water Chlorination: Non-Targeted Approach for the Identification of Transformation Products”, Water Research, núm. 85, pp. 103-113. <https://doi.org/10.1016/j.watres.2015.08.005>.

OCDE (2008). “To 2030”, Outlook, pp. 1-14.

OLALLA, A., N. Negreira, M. López de Alda, D. Barceló e Y. Valcárcel (2018). “A Case Study to Identify Priority Cytostatic Contaminants in Hospital Effluents”, Chemosphere, núm. 190, pp. 417-430. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.09.129>.

PATEL, M., R. Kumar, K. Kishor, T. Mlsna, C. U. Pittman y D. Mohan (2019). “Pharmaceuticals of Emerging Concern in Aquatic Systems: Chemistry, Occurrence, Effects, and Removal Methods”, Chemical Reviews, vol. 119, núm. 6, pp. 3510-3673. <https://doi.org/10.1021/acs.chemrev.8b00299>.

PEÑA-GUZMÁN, C., S. Ulloa-Sánchez, K. Mora, R. Helena-Bustos, E. López-Barrera, J. Alvarez y M. Rodríguez-Pinzón (2019). “Emerging Pollutants in the Urban Water Cycle in Latin America: A Review of the Current Literature”, Journal of Environmental Management, núm. 237 (diciembre, 2018), pp. 408-423. <https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.02.100>.

PÉREZ-ÁLVAREZ, I., H. Islas-Flores, L. M. Gómez-Oliván, D. Barceló, M. López de Alda, S. Pérez Solsona, L. Sánchez-Aceves, N. San Juan-Reyes y M. Galar-Martínez (2018). “Determination of Metals and Pharmaceutical Compounds Released in Hospital Wastewater from Toluca, Mexico, and Evaluation of their Toxic Impact”, Environmental Pollution, núm. 240, pp. 330-341. <https://doi.org/10.1016/j.envpol.2018.04.116>.

PETROVIĆ, M., M. D. Hernando, M. S. Díaz-Cruz y D. Barceló (2005). “Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry for the Analysis of Pharmaceutical Residues in Environmental Samples: A Review”, Journal of Chromatography A, vol. 1067, núms. 1-2, pp. 1-14. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2004.10.110>.

RAMÍREZ SÁNCHEZ, I. M., P. Martínez Austria, M. A. Quiroz Alfaro y E. R. Bandala (2015). “Efectos de los estrógenos como contaminantes emergentes en la salud y el ambiente”, Tecnología y Ciencias del Agua, vol. 6, núm. 5, pp. 31-42.

RAÚL, A., B. Rosales y E. Cesar Valdez (2017). Contaminantes emergentes, Ciudad de México, Universidad Nacional Autónoma de México-Facultad de Ingeniería. <http://www.ptolomeo.unam.mx:8080/xmlui/bitstream/handle/132.248.52.100/12518/Tesis.pdf.pdf?sequence=3>.

REINOSO, J. del C., C. Y. Serrano y D. F. Orellana (2017). “Contaminantes emergentes y su impacto en la salud / Emerging Contaminants and its Impact on the Health”, Revista de la Facultad de Ciencias Médicas de la Universidad de Cuenca, vol. 35, núm. 2, pp. 55-59. <https://publicaciones.ucuenca.edu.ec/ojs/index.php/medicina/article/view/1723>.

RICE, E. W., R. B. Baird, A. D. Eaton y L. S. Clesceri (eds.) (2012). “Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (22nd ed.)”. American Public Health Association / American Water Works Association / Water Environment Federation.

RICHARDSON, S. D. y T. A. Ternes (2018). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, núm. 90, pp. 398-428. <https://doi.org/10.1021/acs.analchem.7b04577>.

ROBLES-MEDINA, J., F. J. Lara-Ortega, B. Gilbert-López, J. F. García-Reyes y A. Molina-Díaz (2014). “Multi-Residue Method for the Determination of Over 400 Priority and Emerging Pollutants in Water and Wastewater by Solid-Phase Extraction and Liquid Chromatography-Time-of-Flight Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, núm. 1350, pp. 30-43. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2014.05.003>.

SCHILLING, K., B. Bradford, D. Castelli, E. Dufour, J. F. Nash, W. Pape, S. Schulte, I. Tooley, J. Van Den Bosch y F. Schellauf (2010). “Human Safety review of ‘Nano’ Titanium Dioxide and Zinc Oxide”, Photochemical and Photobiological Sciences, vol. 9, núm. 4, pp. 495-509. <https://doi.org/10.1039/b9pp00180h>.

SCHWARZENBACH, R. P., B. I. Escher, K. Fenner, T. B. Hofstetter, C. A. Johnson, U. von Gunten y B. Wehrli (2006). “The Chanllenge of Micropollutants in Aquatic System”. Science, núm. 313 (agosto), pp. 1072-1077.

SCOTT, M. J. y M. N. Jones (2000). “The Biodegradation of Surfactants in the Environment”, Biochimica et Biophysica Acta - Biomembranes, vol. 1508, núms. 1-2, pp. 235-251. <https://doi.org/10.1016/S0304-4157(00)00013-7>.

SPATARO, F., N. Ademollo, T. Pescatore, J. Rauseo y L. Patrolecco (2019). “Antibiotic Residues and Endocrine Disrupting Compounds in Municipal Wastewater Treatment Plants in Rome, Italy”, Microchemical Journal, núm. 148 (mayo), pp. 634-642. <https://doi.org/10.1016/j.microc.2019.05.053>.

TAHERAN, M., M. Naghdi, S. K. Brar, M. Verma y R. Y. Surampalli (2018). “Emerging Contaminants: Here Today, There Tomorrow!”, Environmental Nanotechnology, Monitoring and Management, núm. 10 (febrero), pp. 122-126. <https://doi.org/10.1016/j.enmm.2018.05.010>.

TEJADA, C., E. Quiñones y M. Peña (2014). “Contaminantes emergentes en aguas: metabolitos de fármacos. Una revisión”, Universidad Militar Nueva Granada, vol. 10, núm. 2, pp. 1-48.

UNESCO (2015). “Iniciativa internacional sobre la calidad del agua”. <http://www.unesco.org/open-access/terms-use-ccbysa-en>.

VARGAS-BERRONES, K., L. Bernal-Jácome, L. Díaz de León-Martínez y R. Flores-Ramírez (2020). “Emerging Pollutants (EPs) in Latin América: A Critical Review of Under-Studied EPs, Case of Study -Nonylphenol-”, Science of the Total Environment, núm. 726, 138493. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.138493>.

VERLICCHI, P., M. Al Aukidy, A. Galletti, M. Petrovic y D. Barceló (2012). “Hospital Effluent: Investigation of the Concentrations and Distribution of Pharmaceuticals and Environmental Risk Assessment”, Science of the Total Environment, núm. 430, pp. 109-118. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2012.04.055>.

WEE, S.Y. y A.Z. Aris (2019) "Occurrence and public-perceived risk of endocrine disrupting compounds in drinking water", npj Clean Water 2, núm. 4. <https://doi.org/10.1038/s41545-018-0029-3>.

WILLIAMS, A. L., C. A. Bates, N. D. Pace, M. J. Leonhard, E. T. Chang y J. M. DeSesso (2018). “Impact of Chloroform Exposures on Reproductive and Developmental Outcomes: A Systematic Review of the Scientific Literature”, Birth Defects Research, vol. 110, núm. 17, pp. 1267-1313. <https://doi.org/10.1002/bdr2.1382>.

YADAV, S., N. B. Jadeja, N. A. Dafale, H. J. Purohit y A. Kapley (2019). “Pharmaceuticals and Personal Care Products Mediated Antimicrobial Resistance: Future Challenges”, en Pharmaceuticals and Personal Care Products: Waste Management and Treatment Technology Emerging Contaminants and Micro Pollutants (pp. 409-428). Elsevier [página electrónica] <https://doi.org/10.1016/B978-0-12-816189-0.00017-2>.

1 Cátedras CONACYT. Centro de Investigación en Materiales Avanzados, Calle Cimav 110, Ejido Arroyo Seco, Durango, 34147, México.

2 Departamento de Ingeniería Sustentable, Centro de Investigación en Materiales Avanzados, Calle Cimav 110, Ejido Arroyo Seco, Durango, 34147, México.

3 Id.

4 Id. Autor de correspondencia: teresa.alarcon@cimav.edu.mx.

5 Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico.

6 (Ppb), unidad de medida con la que se mide la concentración. Se refiere a la cantidad de unidades de una determinada sustancia que hay por cada mil millones de unidades del conjunto.

7 (USEPA), por sus siglas en inglés: United States Environmental Protection Agency.

8 Límite de detección, por sus siglas en inglés (LOD).

9 Véase <www.epa.gov/iris>; <http://www.scorecard.org>.

10 Organización de las Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la Cultura.

CAPÍTULO 2
ANÁLISIS, IDENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE CONTAMINANTES EMERGENTES (CE) EN AGUA

Liliana Reynoso Cuevas11

Luis Arturo Torres Castañón12

José Rafael Irigoyen Campuzano13

María Teresa Alarcón Herrera14

Como ya se describió en el capítulo 1, los CE han sido definidos por diferentes autores como aquellos que se presentan en el ambiente, en la mayoría de los casos, en concentraciones menores a una parte por millón (mg L-1). Estos compuestos o sustancias químicas tienen diferentes procedencias, de entre las cuales se han detectado principalmente compuestos farmacéuticos, drogas, plaguicidas, herbicidas, medicamentos, fertilizantes y productos para el cuidado personal, entre otros. La presencia de CE en cuerpos de agua (aguas residuales, ríos, arroyos, aguas subterráneas y ambientes marinos) ha sido demostrada en varios estudios, lo que ha llevado a un mayor entendimiento de las implicaciones que involucran la presencia de estos compuestos en el ambiente y en la salud humana. Los CE, por su naturaleza química (fuerte gradiente de disociación del agua lipídica y pobre biodegradación), han sobrepasado los procesos de depuración de las plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR) actuales (Robledo, 2014). Esto nos lleva a tener especial cuidado con el monitoreo de estos contaminantes en el ambiente.

Dada la magnitud de la concentración de muchos de estos compuestos, se presenta un escenario que fomenta el desarrollo de métodos analíticos confiables que permitan una determinación completa, directa, sensible y selectiva de estos contaminantes prioritarios y emergentes en muestras ambientales (Robles-Molina et al., 2014). Adicionalmente, uno de los avances que más ha aportado para la detección y cuantificación de productos químicos en lo tocante a traza son los métodos de extracción de estos compuestos de las matrices que los contienen (Peña-Álvarez y Castillo-Alanís, 2015).

A la fecha, en la literatura ambiental global no se reportan métodos estandarizados para el análisis de CE, por lo que se requiere realizar experimentación al respecto e ir adaptando metodologías ya estandarizadas para otras matrices y contaminantes de otro tipo en aguas, residuos y muestras ambientales (Gil Garzón et al., 2012).

Se opta por tomar como referencias a los métodos estandarizados en los CE que apliquen o que sean de naturalezas similares. Los más empleados son los métodos de la USEPA y los métodos estandarizados para el análisis de agua y agua residual (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater) (Rice et al., 2012). Dentro de los métodos de la USEPA se pueden citar, para la determinación de herbicidas, plaguicidas, compuestos orgánicos volátiles, surfactantes y otros compuestos orgánicos, los métodos 425.1, 601a 612, 524, 1624, entre otros (Environmental Protection Agency, n.d.). Muchos de estos métodos emplean la cromatografía.

Actualmente, la USEPA cuenta, en su página oficial, con catálogos de los métodos indexados por áreas de interés o por analito. Ésta última hace referencia al método para el analito de la USEPA, según el compendio Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, los métodos de la ASTM (American Society for Testing and Materials) e incluye también otros métodos y recomendaciones (Environmental Protection Agency, n.d.). En México, varios de nuestros métodos de prueba están referenciados a estos métodos, por ejemplo, la NMX-AA-039-SCFI-2001 (sustancias activas al azul de metileno) y la NMX-AA-071-SCFI-2018 (plaguicidas organoclorados).

PRINCIPALES CONSIDERACIONES PARA LA DETERMINACIÓN ANALÍTICA DE UN CE

El análisis de contaminantes emergentes en matrices ambientales requiere de una metodología integral que involucra la toma de la muestra, pretratamiento de la muestra, tratamiento de la muestra, análisis y calidad de los resultados. En la medida de lo posible, se debe minimizar el número de pasos en la preparación de la muestra, con la finalidad de reducir fuentes de error, disminuir costos y optimizar los tiempos de operación.

En numerosos casos, el muestreo representa la principal contribución de error en el proceso analítico; por ende, resulta una de las etapas más importantes para obtener resultados de calidad. La muestra recolectada deberá ser una alícuota representativa de la matriz y se deberá garantizar la integridad de las propiedades fisicoquímicas de los analitos durante el todo el proceso de muestreo, incluyendo transporte al laboratorio y almacenamiento hasta su análisis.

El almacenamiento juega también un papel importante, ya que se debe asegurar que los analitos no hayan sufrido cambios antes de su análisis. Para ello, se recomienda cuidar el cierre hermético y el material del envase, además de que se deberá proteger de radiación UV y conservar en refrigeración hasta su análisis. La adición de algún preservante se hará siempre y cuando no interfiera en la etapa de análisis. Además, puesto que el análisis dependerá de los recursos y la experiencia del analista, solamente se proporciona una directriz sobre cómo abordar el análisis. Un buen inicio en la experimentación para el desarrollo de las metodologías es iniciar con las recomendaciones de artículos relacionados, de los manuales de equipos y de referencias de cabecera (Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater y otros métodos normalizados).

Para poder llevar a cabo dicha experimentación de desarrollo de metodologías, se requerirá lo siguiente:

Determinar cuáles compuestos orgánicos de los CE se sospecha que existen en las muestras de agua y buscar la forma de adquirir las sustancias de referencia para probar si las técnicas mencionadas anteriormente pueden detectar dichos compuestos.

Preparar las soluciones de calibración de acuerdo con las concentraciones requeridas.

Inyectar al cromatógrafo las soluciones de calibración según el componente específico que se desea detectar e ir probando las diferentes concentraciones para determinar la especificidad, selectividad y concentración mínima detectable para cada compuesto.

Tomar las muestras de agua y conservarlas de acuerdo con las recomendaciones de los métodos de referencia.

Experimentar realizando extracciones de los CE de las muestras de agua.

Una vez realizada la extracción, se inyecta el extracto al equipo.

Se obtiene la señal y, si ésta es aceptable, se procederá a validar el método (linealidad, veracidad, precisión, selectividad, robustez, reproducibilidad, límites de detección, límites de cuantificación).

TÉCNICAS ANALÍTICAS APLICADAS EN LA DETERMINACIÓN DE CE

La presencia de CE en bajas concentraciones (de ng L-1 y μg L-1) requiere, para su detección, identificación y cuantificación del uso de metodologías y técnicas analíticas específicas que se caractericen por una alta sensibilidad y selectividad, tomando en cuenta que la gran mayoría de estas sustancias la constituyen compuestos orgánicos.

Por su baja concentración, actualmente las técnicas analíticas más utilizadas para llevar a cabo la determinación de CE en matrices ambientales acuosas requieren métodos de preconcentración de la muestra, tales como extracción en fase sólida (SPE) o extracción líquido-líquido (LLE), entre otras. La selección y optimización del procedimiento de preparación de la muestra influirá en la fiabilidad y la precisión del análisis, siendo éste un factor clave en el éxito final del análisis. Dicha preparación dependerá en gran medida de la naturaleza de los analitos, la matriz, el método del análisis instrumental seleccionado y la experiencia del analista (Robles et al., 2012). Considerando lo anterior, las técnicas cromatográficas se han destacado para estos análisis, y si bien no son las únicas, son las de mayor aplicación.

Las técnicas cromatográficas se pueden clasificar, según su fase móvil, en cromatografía de líquidos (LC), cromatografía de gases (GC) y cromatografía de fluidos supercríticos (SFC) (Skoog et al., 2001). También podemos clasificarlas según su interacción entre el soluto y la fase estacionaria (cromatografía de adsorción o cromatografía líquido-sólido; de partición; de intercambio iónico; de exclusión molecular, llamada también de permeación en gel), o según cómo se encuentra la fase estacionaria (cromatografía en columna, cromatografía de capa fina, en papel, etc.) (Luxminarayan et al., 2017). La ventaja que proporcionan estas técnicas es la versatilidad para acoplar el sistema de separación con diferentes detectores. En cromatografía de gases es común encontrar de ionización de flama (FID), de conductividad térmica (TCD), de captura de electrones (ECD), detectores de quimioluminiscencia del azufre (SCD), de emisión atómica (AED), termoiónicos (TID), de espectrometría de masas (MS), detectores de espectrofotometría de ultravioleta (UV) y de infrarrojo con transformada de Fourier (FTIR). La cromatografía de líquidos emplea comúnmente detectores de UV en diferentes arreglos, detectores de FTIR, detectores de fluorescencia (FLD), de índice de refracción (RI), de luz dispersada tras evaporación (ELSD); métodos electroquímicos como amperometría, voltamperometría, conductimetría o coulombimetría; y, como la técnica anterior, la espectrometría de masas (Skoog et al., 2001).

La determinación de CE generalmente se realiza mediante cromatografía de gases (GC) o cromatografía líquida (LC), en combinación con espectrometría de masas (MS). La cromatografía líquida con espectrometría de masas (LC-MS) ofrece una mejora con respecto a la cromatografía de gases (GC-MS), ya que la derivación no es necesaria y puede obtener límites de detección (LOD)15 por debajo de 1 ng L-1 con una preparación de muestra menos compleja, además de que permite una identificación de múltiples analitos, lo que favorece la aplicación de este tipo de técnicas, y puede ser empleada para la determinación de sustancias no volátiles o termolábiles (Petrović et al., 2005; Skoog et al., 2001).

No es el objetivo de este capítulo ahondar en la explicación de cada una de las técnicas mencionadas, por lo que las tablas que se incluyen al final de él presentan un breve listado de métodos aplicables en los equipos de LC–MS/MS y LC-MS (a modo de una pequeña orientación y ejemplo), desarrollados para la determinación de CE, utilizados regularmente en matrices ambientales acuosas.

Asimismo, se incluyen métodos espectrofotométricos en los casos en que es preferible emplear métodos estándar (surfactantes, por ejemplo). Si es de interés para el lector, la revista Analytical Chemistry ha publicado varios artículos de revisión sobre análisis de contaminantes emergentes en agua (Richardson, 2003, 2007; Richardson y Kimura, 2016, 2020; Richardson y Ternes, 2005, 2011, 2014, 2018) donde se abordan esta temática y otros aspectos de actualidad.

PERSPECTIVAS

Como se mencionó en el capítulo de introducción, no existe en México y en muchos otros países una regulación aplicable a CE, en parte por la falta de estudios, sobre todo en América Latina. Esto conlleva que no haya métodos estandarizados (y menos normalizados) para el análisis de estos compuestos.

Las metodologías de análisis empleadas parten de otras ya establecidas y que se han adecuado para detectar las concentraciones bajas de CE (μg L-1, ng L-1), donde la LC-MS/MS es la que predomina para este tipo de análisis. De igual forma, la selección del método de concentración del analito (extracción en fase sólida o extracción líquido-líquido) es un factor clave para garantizar la confiabilidad y mejorar los límites de detección.

Se requiere más trabajo en lo referente al monitoreo y desarrollo de métodos de análisis estandarizados para CE para que, en un futuro, sea posible que en México se comience a trabajar en modificaciones a las normas oficiales mexicanas (NOM) aplicables para que los CE en las descargas de aguas residuales tengan una regulación tanto a cuerpos receptores propiedad de la nación como a descargas al drenaje municipal. Esto incluiría trabajar en desarrollar normas mexicanas (NMX) de métodos de prueba para cada contaminante requerido.

LISTADO DE MÉTODOS PARA ALGUNOS CONTAMINANTES EMERGENTES (CE)

Tabla 1. Determinación de fármacos. Caso especial: antibióticos

Antibiótico

Pretratamiento

Técnica

Características de la técnica

LOD

(ng L-1)

LOQ

(ng L-1)

Referencia

Fluoroquinolona Sulfonamida Trimetoprima

Extracción en fase sólida

LC-MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por adición de estándar.

2.0-90

—

(Renew y Huang, 2004)

Macrólidos

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

11.5-26

34-77

(Pérez et al., 2017)

Cefalosporina,

Fluoroquinolona,

incosamida,

Macrólido,

Nitroimidazol,

Quinolona,

Sulfonamida

y Tetraciclina

Extracción en fase sólida /Filtracion

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

1.0-7,000

1.0-25,640

(Rashid et al., 2020)

Tetraciclina

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar externo.

3.0-20

10-100

(Škrášková et al., 2013)

Sulfamethazina

Sulfadimetoxina

Sulfametoxazol

Trimetoprima

Ciprofloxacina

Enrofloxacina

Tetraciclina

Oxitetraciclina

Clortetraciclina

Clindamicina

Eritromicina

Roxitromicina

Tilosina

Extracción en fase sólida

LC- IT MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno (isotópico).

27-190

100-650

(Batt y Aga, 2005)

Trimetoprima,

Sulfonamida,

Macrólido,

Quinolona

y Tetraciclina

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por adición de estándar.

0.5-6.0

1.0-32

(Ye et al., 2007)

Macrolidos,

Sulfonamida

Filtración/ Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar externo.

—

0.3-288

(Göbel et al., 004)

Penicilina,

Macrolido,

Cefalosporina

Fluoroquinolona

Lincosamida

Tetraciclina

Sulfonamida

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por externo.

0.2-73.5

0.8-245.1

(Rossmann et al., 2014)

Macrólidos,

Pleuromutilinas,

Tetraciclinas

Lincosamidas

ﬂuoroquinolonas

Sulfonamidas

Liofilización

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

0.1-6.5

0.3-19

(Hu et al., 2014)

Sulfonamidas

Fluoroquinolonas

Tetraciclinas

Macrólido

Cloranfenicoles

Filtración/EFS

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

0.001-2.16

0.003-6.74

(Wenhuan et al., 2015)

Betalactámico

Tetraciclinas

Lincosamidas

Glucopéptidos,

Sulfonamidas

-

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

10-70

30-700

(Do et al., 2020)

Macrolidos.

Penicilina

Penteclorofenoles

Fluoroquinolonas

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz fortificada.

0.15-5.0

-

(Borrull et al., 2020)

Cefaclor

Dilución/

Filtración

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

5.8

17

(Voigt et al., 2019)

Cefalexina

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

1.63

5.44

(Grujić et al., 2009)

Cefalexina

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

0.77-4.32

2.56-14.41

(Gros et al., 2013)

Cefalexina

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

0.77-4.32

2.56-14.41

(Harrabi et al., 2018)

Cefixima

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

10

20

(Mirzaei et al., 2018)

Cefixima

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

10

20

(Environmental Protection Agency, 2007)

Cefotaxima

Dilución/

Filtración

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

11

28

(Voigt et al., 2020)

Cefotaxima

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente. Calibración por estándar interno.

2.82-22.52

9.41-75.06

(Gros et al., 2013)

Ceftazidima

Dilución/

Filtración

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

33

78

(Voigt et al., 2020)

Cefuroxima

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

5.48-26.90

18.27-89.67

(Gros et al., 2013)

Tabla 2. Determinación de plaguicidas

Plaguicida

Pretratamiento

Técnica

Características de la técnica

LOD

(ng L-1)

LOQ

(ng L-1)

Referencia

Organofosforados,

Triazinas,

Bencimidazoles,

Carbamatos,

Carbamidas,

Neonicotinoides,

Metilureas, Fenilureas y Benzohidrazidas

MEFL

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz fortificada.

28-81

94-269

(Trtić-Petrović et al., 2010)

Organofosforados

Organoclorado

Carbamato

Bencimidazol

Triazol

Cloroacetamida

Fenilpirazol

Oxatiina

Pirazol

Quinazolina

Estrobilurina

Piretroide

MELL

GC-MS

EI+, programa de temperatura, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

3.2-17.4

9.6-52

(Tankiewicz y Biziuk, 2018)

Triazinas

Fenilureas,

Organofosforados,

Anilinas, Propanil,

Molinato

EFS

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

0.0004-2.8

0.011-7.4

(Kampioti et al., 2005)

Neonicotinoides,

Carbamatos

y derivados de Uracilo, Piridina,

Ácidos Benzoicos,

Ariloxicarboxílicos,

Triazinas, Triazinonas, Triazoles, Imidazoles,

Piridazinonas,

Derivados de urea

NA

LC-MS

ESI+, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno/adición de estándar.

10-10,000

—

(Amelin et al., 2018)

Acefato,

Difenoconazol,

Fenamidona,

Fluazifop, Fluazinam, Metamidofos

y Tiametoxam

EPBT

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

0.33-8.13

1.09-26.84

(De Barros et al., 2019)

Organoclorados

ELL

LC-MS

ESI+, elución por gradiente, no presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar fortificado.

710-910

—

(Muckoya et al., 2020)

Triazinas, Fenilureas,

Organofosforados

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

APCI+, elución por gradiente. Calibración por estándar interno/adición de estándar.

0.1-10

—

(Koal et al., 2003)

Triazinas,

Derivados de Urea

EFS/MEFS

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

—

0.2-1.2

(Mijangos et al., 2018)

Triazinas, derivados de Urea,

Neonicotinoide.

Carbamato

Filtración

LC-MS/MS

ESI+. No presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

—

0.1-2.0

(Borrull et al., 2019)

Triazinas.

Derivados de la Urea.

Neonicotinoide.

Carbamato

Organofosforado.

Semicarbozona

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente. No presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz fortificada.

0.15-10

—

(Borrull et al., 2020)

Triazinas.

Organofosforado.

Carbamatos.

Bencimidazoles

Extracción en fase sólida

LC-MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

—

0.2-12,658

(Robles-Molina et al., 2014)

Tabla 3. Determinación de productos de la vida diaria

Contaminante

Pretratamiento

Técnica

Características de la técnica

LOD

(ng L-1)

LOQ

(ng L-1)

Referencia

Estimulantes

Endulzantes

artificiales

EFS/MEFS

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

—

0.6-2.7

(Mijangos et al., 2018)

Estimulante

Filtración

LC-MS/MS

ESI+, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

5.0

—

(Borrull et al., 2019)

Parabenos

Filtración

LC-MS/MS

ESI+, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz pareada.

0.1-0.4

—

(Borrull et al., 2019)

Estimulante

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, no presenta efecto de la matriz. Calibración por matriz fortificada.

1.5

—

(Borrull et al., 2020)

Estimulantes

Extracción en fase sólida

LC-MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, presenta efecto de la matriz. Calibración por estándar interno.

-

0.6-11.8

(Robles-Molina et al., 2014)

Parabenos

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI-, elución por gradiente, calibración por estándar externo.

10

30-50

(Liu et al., 2019)

Parabenos

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI-, elución por gradiente.

0.1 (MDL)

—

(Sun et al., 2016)

Fragancia

Microextracción en fase sólida

GC/MS

Programa de temperatura, impacto electrónico positivo, calibración por estándar interno.

0.8

2.3-2.9

(Basaglia y Pietrogrande, 2012)

Fragancia

Microfiltración/ultrafiltración

LC-PDA

=280 nm, elución por gradiente.

—

—

(Benitez et al., 2013; Rodríguez et al., 2016)

Filtro UV

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

TSI +, elución por gradiente.

50

100

(Pompei et al., 2019)

Filtro UV

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+ y ESI-, elución por gradiente, calibración por estándar interno.

0.07-1.67

0.22-5.57

(Yang et al., 2020)

Filtro UV

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente.

0.1-0.5 (MDL)

—

(Sun et al., 2016)

Filtro UV

Microextracción en fase sólida

GC/MS

Programa de temperatura, impacto electrónico positivo, calibración por estándar interno.

2.0-9.0

13.4-36

(Basaglia y Pietrogrande, 2012)

Filtro UV

Extracción en fase sólida

LC-PDA

=254 nm, elución isocrática, calibración por estándar externo.

1480

1960

(Archana et al., 2016)

Biocidas

Extracción en fase sólida

LC-PDA

=280 nm, elución isocrática, calibración por estándar externo.

650

2190

(Archana et al., 2016)

Biocidas

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI-, elución por gradiente, calibración por estándar interno.

0.0128-0.0236

0.0427-0.0788

(Xu et al., 2019)

Biocidas

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente.

0.1 (MDL)

—

(Sun et al., 2016)

Biocidas

Microfiltración/ultrafiltración

LC-PDA

=280 nm, elución por gradiente.

—

—

Benitez et al., 2013; Rodríguez et al., 2016)

Biocidas

Microextracción en fase sólida

GC/MS

Programa de temperatura, impacto electrónico positivo, calibración por estándar interno.

2.5-7.0

13.7-26.4

(Basaglia y Pietrogrande, 2012)

Repelente de insectos

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

ESI+, elución por gradiente, calibración por adición de estándar.

0.0386

0.1286

(Xu et al., 2019)

Repelente de insectos

Microfiltración/ultrafiltración

LC-PDA

=250 nm, elución por gradiente.

—

—

(Benitez et al., 2013; Rodriguez et al., 2016)

Tabla 4. Determinación de contaminantes industriales

Contaminante

Pretratamiento

Técnica

Características de la técnica

LOD

(ng L-1)

LOQ

(ng L-1)

Referencia

Sustancias de

polifluoroalquilo

Extracción

en fase sólida

LC-MS/MS

ESI-, elución por gradiente, efecto de la matriz, calibración por estándar interno.

0.28-18

0.35-26

(Coggan et al., 2019)

Sustancias de

polifluoroalquilo.

Inhibidor de corrosión

Extracción

en fase sólida /MEFS

LC-MS/MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, efecto de la matriz, calibración por estándar interno.

-

0.3-8.7

(Mijangos et al., 2018)

Sustancias de

polifluoroalquilo.

Compuestos

Fenólicos.

Retardante de

llama bromado

Extracción

en fase sólida

LC-MS/MS

ESI-, elución por gradiente, efecto de la matriz, calibración por estándar interno.

0.20-21.7

0.97-72.2

(Martín et al., 2014)

Sustancias de polifluoroalquilo.

Retardante de llama

Plastificantes

Extracción

en fase sólida

LC-MS

ESI+, ESI-, elución por gradiente, efecto de la matriz, calibración por estándar interno.

-

5.16-27.48

(Robles-Molina et al., 2014)

Tabla 5. Determinación de surfactantes

Tipo de surfactante

Pretratamiento

Técnica

Característica de la técnica

Recuperación (%)

LOD

(µg L-1)

LOQ

(mg L-1)

Referencia

Aniónico

Extracción

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de metileno, calibración por estándar externo.

98.8

28

2

(Olkowska et al., 2015)

Aniónico

—

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de metileno

87

14

—

(Razak et al., 2015)

Aniónico

Extracción en fase sólida

LC-FLD

= 229 nm/ = 289 nm, calibración por estándar externo.

58-96

0.1-0.2

—

(Robert-
Peillard et al., 2014)

Aniónico

—

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de metileno, calibración por estándar externo.

—

—

—

(Ríos et al., 2017)

Aniónico

—

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de metileno, calibración por estándar externo.

—

220

0.73

(Jurado et al., 2002)

Aniónico

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

EIS-, elución por gradiente, calibración por adición de estándar

89-114

0.16-1.67

0.5-5.00

(Bergé et al., 2016)

Aniónico

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

EIS+, elución por gradiente, calibración por estándar externo.

92-113

0.1-1.01

0.1-1.01

(Sasi et al., 2018)

Catiónico

Extracción

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de disulfina, calibración por estándar externo.

83.6

17

1.5

(Olkowska et al., 2015)

Catiónico

—

Espectrofotometría UV-Vis

Sustancias activas al azul de disulfina, calibración por estándar externo.

89

16

—

(Razak et al., 2015)

Catiónico

Extracción en fase sólida

LC-MS

EIS+, elución por gradiente, calibración por adición de estándar.

94-102

<0.08

<0.24

(Bergé et al., 2016)

No iónico

Extracción en fase sólida

Espectrofotometría UV-Vis

Sal de potasio del tetrabromofenolftalein etil éster, calibración por estándar externo.

91.4

37

7.5

(Olkowska et al., 2015)

No iónico

-

Espectrofotometría UV-Vis

Método de antrona para alquilpoliglucósidos, calibración por estándar externo.

—

—

—

(Ríos et al., 2017)

No iónico

-

Espectrofotometría UV-Vis

Método yodo-yoduro (500 nm), calibración por estándar externo.

—

—

—

(Ríos et al., 2017)

No iónico

-

Espectrofotometría UV-Vis

Método yodo-yoduro (500 nm). Más de cinco moléculas. Calibración por estándar externo.

—

< 1000

—

(Jurado et al., 2002)

No iónico

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

EIS+, elución por gradiente, calibración por adición de estándar.

93-102

<0.08

<0.24

(Bergé et al., 2016)

No iónico

Extracción en fase sólida

LC-FLD

= 232 nm/ = 301 nm, calibración por estándar externo.

42-92

0.05-0.1

—

(Robert-
Peillard et al., 2014)

Anfotérico

Extracción en fase sólida

LC-MS/MS

EIS+, elución por gradiente, calibración por adición de estándar

104

<0.08

<0.24

(Bergé et al., 2016)

Tabla 6. Determinación de subproductos de la desinfección del agua

Tipo

Pretratamiento

Técnica

Característica

LOD

(ng L-1)

LOQ

(ng L-1)

Referencia

Subproductos halogenados (mono-4-hidroxibenzaldehídos, ácidos monohalo-4-hidroxibenzoicos, ácidos monohalo-salicílicos y mono/ di/trihalofenoles).

Extracción

líquido-líquido

LC-MS/MS

ESI (-), gradiente

—

—

(Huang

et al., 2018)

Subproductos halogenados (ácidos haloacéticos)

Extracción

GC/MS

Programa de

temperatura

—

—

(Plewa et al., 2017)

Subproductos halogenados (trihalometanos, haloacetonitrilos, ácidos haloacéticos, halocetonas, haloacetoaldehídos)

Extracción en fase sólida

GC/MS O GC-ECD

Métodos US EPA 551 y 552.2 Calibración por estándar interno.

—

—

(Le Roux et al., 2017)

Subproductos halogenados (trihalometanos)

—

HS-GC-MS

Programa de temperatura, detector modo impacto de electrones. Recuperación, 100 %. Calibración por estándar interno.

0.02-0.12

—

(Boudenne et al., 2017)

Subproductos halogenados (haloacetonitrilos, halonitrometanos, haloacetamidas, trihalometanos, haloacetoaldehídos)

Extracción líquido-líquido

GC/MS

Métodos US EPA 524.2. Calibración por estándar interno.

70-150

—

(Yao et al., 2018)

Subproductos halogenados (haloacetamidas y ácidos haloacéticos)

Extracción líquido-líquido

GC/ECD Y GC/MS

Programa de

temperatura.

300-3500

—

(Ding et al., 2018)

REFERENCIAS

AMELIN, V. G., D. S. Bol’shakov y A. M. Andoralov (2018). “Screening and Determination of Pesticides from Various Classes in Natural Water without Sample Preparation by Ultra HPLC-High-Resolution Quadrupole Time-of-Flight Mass Spectrometry”, Journal of Analytical Chemistry, vol. 73, núm. 3, pp. 257-265. <https://doi.org/10.1134/S1061934818030024>.

ARCHANA, G., R. Dhodapkar y A. Kumar (2016). “Offline Solid-Phase Extraction for Preconcentration of Pharmaceuticals and Personal Care Products in Environmental Water and their Simultaneous Determination Using the Reversed Phase High-Performance Liquid Chromatography Method”, Environmental Monitoring and Assessment. <https://doi.org/10.1007/s10661-016-5510-1>

BARROS, A. L. de, C. de Abreu y C. C. R. da Cunha (2019). “Method Development for Simultaneous Determination of Polar and Nonpolar Pesticides in Surface Water by Low-Temperature Partitioning Extraction (LTPE) Followed by HPLC-ESI-MS / MS”, Environmental Science and Pollution Research, núm. 26, pp. 31609-31622. <https://doi.org/10.1007/s11356-019-06286-5>.

BASAGLIA, G. y M. C. Pietrogrande (2012). “Optimization of a SPME / GC / MS Method for the Simultaneous Determination of Pharmaceuticals and Personal Care Products in Waters”, Chromatographia, núm. 75, pp. 361-370. <https://doi.org/10.1007/s10337-012-2207-7>.

BATT, A. L. y D. S. Aga (2005). “Simultaneous Analysis of Multiple Classes of Antibiotics by Ion Trap LC/MS/MS for Assessing Surface Water and Groundwater Contamination”, Analytical Chemistry, vol. 77, núm. 9, pp. 2940-2947. <https://doi.org/10.1021/ac048512+>.

BENITEZ, F. J., J. L. Acero, F. J. Real, G. Roldán y E. Rodríguez (2013). “The Effectiveness of Single Oxidants and AOPs in the Degradation of Emerging Contaminants in Waters: A Comparison Study”, Ozone: Science & Engineering, núm. 35 (agosto), pp. 263-272. <https://doi.org/10.1080/01919512.2013.794107>.

BERGÉ, A., B. Guiroud, B. Domenjoud, A. Gonzalez-Ospina y E. Vulliet (2016). “Development of a Multiple-Class Analytical Method Based on the use of Synthetic Matrices for the Simultaneous Determination of Commonly used Commercial Surfactants in Wastewater by Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, núm. 1450, pp. 64-75. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2016.04.078>.

BORRULL, J., A. Colom, J. Fabregas, F. Borrull y E. Pocurull (2020). “Liquid Chromatography Tandem Mass Spectrometry Determination of 34 Priority and Emerging Pollutants in Water from the Influent and Effluent of a Drinking Water Treatment Plant”, Journal of Chromatography A, vol. 1621, 461090. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2020.461090>.

BORRULL, J., A. Colom, J. Fabregas, E. Pocurull y F. Borrull (2019). “A Simple, Fast Method for the Analysis of 20 Contaminants of Emerging Concern in River Water Using Large-Volume Direct Injection Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 411, núm. 8, pp. 1601-1610. <https://doi.org/10.1007/s00216-019-01602-x>.

BOUDENNE, J., J. Parinet, C. Demelas, T. Manasfi y B. Coulomb (2017). “Monitoring and Factors Affecting Levels of Airborne and Water Bromoform in Chlorinated Seawater Swimming Pools”, Journal of Environmental Sciences, núm. 58, pp. 262-270. <https://doi.org/10.1016/j.jes.2017.05.022>.

COGGAN, T. L., T. Anumol, J. Pyke, J. Shimeta y B. O. Clarke (2019). “A Single Analytical Method for the Determination of 53 Legacy and Emerging Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS) in Aqueous Matrices”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 411, núm. 16, pp. 3507-3520. <https://doi.org/10.1007/s00216-019-01829-8>.

DING, S., W. Chu, S. W. Krasner, Y. Yu, C. Fang y B. Xu (2018). “The Stability of Chlorinated, Brominated, and Iodinated Haloacetamides in Drinking Water”, Water Research, núm. 142, pp. 490-500. <https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.06.024>.

DO, T. C. M. V., D. Q. Nguyen, T. D. Nguyen y P. H. Le (2020). “Development and Validation of a LC-MS/MS Method for Determination of Multi-Class Antibiotic Residues in Aquaculture and River Waters, and Photocatalytic Degradation of Antibiotics by TiO2 Nanomaterials”, Catalysts, vol. 10, núm. 3. <https://doi.org/10.3390/catal10030356>.

Environmental Protection Agency (2007). “Method 1694: Pharmaceuticals and Personal Care Products in Water, Soil, Sediment, and Biosolids by HPLC / MS / MS”.

Environmental Protection Agency (n.d.). “Environmental Measurements and Modeling-CollECtion of Methods”. <https://www.epa.gov/measurements-modeling/collECtion-methods>.

GIL GARZÓN, M., A. Soto, J. Usma Gutiérrez y O. Gutiérrez Florez (2012). “Contaminantes emergentes en aguas, efectos y posibles tratamientos”, Producción + Limpia, vol. 7, núm. 2, pp. 52-73.

GÖBEL, A., C. S. McArdell, M. J. F. Suter y W. Giger (2004). “Trace Determination of Macrolide and Sulfonamide Antimicrobials, a Human Sulfonamide Metabolite, and Trimethoprim in Wastewater Using Liquid Chromatography Coupled to Electrospray Tandem Mass Spectrometry”, Analytical Chemistry, vol. 76, núm. 16, pp. 4756-4764. <https://doi.org/10.1021/ac0496603>.

GROS, M., S. Rodríguez-Mozaz y D. Barceló (2013). “Rapid Analysis of Multiclass Antibiotic Residues and Some of their Metabolites in Hospital, Urban Wastewater and River Water by Ultra-High-Performance Liquid Chromatography Coupled to Quadrupole-Linear Ion Trap Tandem Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, núm. 1292, pp. 173-188. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2012.12.072>.

GRUJIĆ, S., T. Vasiljević y M. Laušević (2009). “Determination of Multiple Pharmaceutical Classes in Surface and Ground Waters by Liquid Chromatography-Ion Trap-Tandem Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, vol. 1216, núm. 25, pp. 4989-5000. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2009.04.059>.

HARRABI, M., S. Varela, D. Giustina, F. Aloulou, S. Rodriguez-Mozaz, D. Barceló y B. Elleuch (2018). “Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management Analysis of Multiclass Antibiotic Residues in Urban Wastewater in Tunisia”, Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management, núm. 10 (marzo), pp. 163-170. <https://doi.org/10.1016/j.enmm.2018.05.006>.

HU, F. Y., L. M. He, J. W. Yang, K. Bian, Z. N. Wang, H. C. Yang e Y. H. Liu (2014). “Determination of 26 Veterinary Antibiotics Residues in Water Matrices by Lyophilization in Combination with LC-MS/MS”, Journal of Chromatography B: Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, núms. 949-950, pp. 79-86. <https://doi.org/10.1016/j.jchromb.2014.01.008>.

HUANG, Y., H. Li, Q. Zhou, A. Li, C. Shuang y Q. Xian (2018). “New Phenolic Halogenated Disinfection Byproducts in Simulated Chlorinated Drinking Water: Identification, Decomposition, and Control by Ozone-Activated Carbon Treatment”, Water Research, núm. 146, pp. 298-306. <https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.09.031>.

JURADO, E., M. Fernández-Serrano, J. Núñez-Olea, G. Luzón y M. Lechuga (2002). “Comparison and use of Methods for the Determination of Non-Ionic Surfactants in Biodegradation Processes”, Tenside Surfactants Detergents, núm. 39 (septiembre), pp. 154-159.

KAMPIOTI, A. A., A. C. B. Da Cunha, M. L. de Alda y D. Barceló (2005). “Fully Automated Multianalyte Determination of Different Classes of Pesticides, at Picogram per Litre Levels in Water, by On-Line Solid-Phase Extraction-Liquid Chromatography-Electrospray-Tandem Mass Spectrometry”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 382, núm. 8, pp. 1815-1825. <https://doi.org/10.1007/s00216-005-3332-z>.

KOAL, T., A. Asperger, J. Efer y W. Engewald (2003). “Simultaneous Determination of a Wide Spectrum of Pesticides in Water by Means of Fast on-line SPE-HPLC-MS-MS - A Novel Approach”, Chromatographia, núm. 57 (supl.), pp. 93-101. <https://doi.org/10.1007/BF02492090>.

LE ROUX, J., M. J. Plewa, E. D. Wagner, M. Nihemaiti, A. Dad y J.-P. Croué (2017). “ScienceDirect Chloramination of Wastewater Effluent: Toxicity and Formation of Disinfection Byproducts”, Journal of Environmental Sciences, núm. 58, pp. 135-145. <https://doi.org/10.1016/j.jes.2017.04.022>.

LIU, M., H. Yin y Q. Wu (2019). “Ecotoxicology and Environmental Safety Occurrence and Health Risk Assessment of Pharmaceutical and Personal Care Products (PPCPs) in Tap Water of Shanghai”, Ecotoxicology and Environmental Safety, núm. 183 (abril), 109497. <https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2019.109497>.

LUXMINARAYAN, L., S. Neha, V. Amit y M. P. Khinchi (2017). “A Review on Chromatography Techniques”, Asian Journal of Pharmaceutical Research and Development, vol. 5, núm. 2, pp. 1-8.

MARTÍN, J., D. Camacho-Muñoz, J. L. Santos, I. Aparicio y E. Alonso (2014). “Determination of Emerging and Priority Industrial Pollutants in Surface Water and Wastewater by Liquid Chromatography-Negative Electrospray Ionization Tandem Mass Spectrometry Euroanalysis XVII”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 406, núm. 15, pp. 3709-3716. <https://doi.org/10.1007/s00216-014-7689-8>.

MIJANGOS, L., H. Ziarrusta, M. Olivares, O. Zuloaga, M. Möder, N. Etxebarria y A. Prieto (2018). “Simultaneous Determination of 41 Multiclass Organic Pollutants in Environmental Waters by Means of Polyethersulfone Microextraction Followed by Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 410, núm. 2, pp. 615-632. <https://doi.org/10.1007/s00216-017-0763-2>.

MIRZAEI, R., M. Yunesian, S. Nasseri, M. Gholami, E. Jalilzadeh, S. Shoeibi y A. Mesdaghinia (2018). “Occurrence and Fate of Most Prescribed Antibiotics in Different Water Environments of Tehran, Iran”, Science of the Total Environment, núms. 619-620, pp. 446-459. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.07.272>.

MUCKOYA, V. A., P. N. Nomngongo y J. C. Ngila (2020). “Determination of Organophosphorus Pesticides in Wastewater Samples Using Vortex - Assisted Dispersive Liquid – Liquid Microextraction with Liquid Chromatography – Mass Spectrometry”, International Journal of Environmental Science and Technology, núm. 17, 2325-2336. <https://doi.org/10.1007/s13762-020-02625-z>.

OLKOWSKA, E., Z. Polkowska, M. Ruman y J. Namiesnik (2015). “Similar Concentration of Surfactants in Rural and Urban Areas”, Environmental Chemistry Letters, núm. 13, pp. 97-104. <https://doi.org/10.1007/s10311-014-0485-z>.

PEÑA ÁLVAREZ, A. y A. Castillo-Alanís (2015). “Identificación y cuantificación de contaminantes emergentes en aguas residuales por microextracción en fase sólida-cromatografía de gases-espectrometría de masas (MEFS-CG-EM)”, TIP Revista Especializada en Ciencias Químico-Biológicas, vol. 18, núm. 1, pp. 29-42.

PÉREZ, R. A., B. Albero, M. Férriz y J. L. Tadeo (2017). “Analysis of Macrolide Antibiotics in Water by Magnetic Solid-Phase Extraction and Liquid Chromatography–Tandem Mass Spectrometry”, Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis, núm. 146, pp. 79-85. <https://doi.org/10.1016/j.jpba.2017.08.013>.

PETROVIĆ, M., M. D. Hernando, M. S. Díaz-Cruz y D. Barceló (2005). “Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry for the Analysis of Pharmaceutical Residues in Environmental Samples: A Review”, Journal of Chromatography A, vol. 1067, núms. 1-2, pp. 1-14. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2004.10.110>.

PLEWA, M. J., E. D. Wagner y S. D. Richardson (2017). “ScienceDirect TIC-Tox: A Preliminary Discussion on Identifying the Forcing Agents of DBP-Mediated Toxicity of Disinfected Water”, Journal of Environmental Sciences, núm. 58, pp. 208-216. <https://doi.org/10.1016/j.jes.2017.04.014>.

POMPEI, C. M. E., L. C. Campos, B. F. da Silva, J. C. Fogo y E. M. Vieira (2019). “Occurrence of PPCPs in a Brazilian Water Reservoir and their Removal Efficiency by Ecological Filtration”, Chemosphere, núm. 226, pp. 210-219. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2019.03.122>.

RASHID, A., S. H. Mazhar, Q. Zeng, C. Kiki, C. P. Yu y Q. Sun (2020). “Simultaneous Analysis of Multiclass Antibiotic Residues in Complex Environmental Matrices by Liquid Chromatography with Tandem Quadrupole Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography B, núm. 1145 (abril), 122103. <https://doi.org/10.1016/j.jchromb.2020.122103>.

RAZAK, I. S., M. T. Latif, S. A. Jaafar, M. F. Khan e I. Mushrifah (2015). “Surfactants in Atmospheric Aerosols and Rainwater Around Lake Ecosystem”, Environmental Science and Pollution Research, núm. 22, pp. 6024-6033. <https://doi.org/10.1007/s11356-014-3781-z>.

RENEW, J. E. y C. H. Huang (2004). “Simultaneous Determination of Fluoroquinolone, Sulfonamide, and Trimethoprim Antibiotics in Wastewater Using Tandem Solid Phase Extraction and Liquid Chromatography-Electrospray Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, vol. 1042, núms. 1-2, pp. 113-121. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2004.05.056>.

RICE, E. W., R. B. Baird, A. D. Eaton y L. S. Clesceri (eds.) (2012). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. Washington DC: American Public Health Association / American Water Works Association / Water Environment Federation.

RICHARDSON, S. D. (2007). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 79, núm. 12, pp. 4295-4324. <https://doi.org/10.1021/ac070719q>.

RICHARDSON, S. D. (2003). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 75, núm. 12, pp. 2831-2857. <https://doi.org/10.1021/ac0301301>.

RICHARDSON, S. D. y S. Y. Kimura (2020). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, núm. 92, pp. 473-505. <https://doi.org/10.1021/acs.analchem.9b05269>.

RICHARDSON, S. D. y S. Y. Kimura (2016). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 88, núms. 546-582. <https://doi.org/10.1021/acs.analchem.5b04493>.

RICHARDSON, S. D. y T. A. Ternes (2018). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, núm. 90, pp. 398-428. <https://doi.org/10.1021/acs.analchem.7b04577>.

RICHARDSON, S. D. y T. A. Ternes (2014). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 86, núm. 6, pp. 2813-2848. <https://doi.org/10.1021/ac500508t>.

RICHARDSON, S. D. y T. A. Ternes (2011). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, núm. 83, pp. 4614-4648. <https://doi.org/10.1021/ac200915r>.

RICHARDSON, S. D. y T. A. Ternes (2005). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 77, núm. 12, pp. 3807-3838. <https://doi.org/10.1021/ac058022x>.

RÍOS, F., A. Fernández-Arteaga, M. Lechuga y M. Fernández-Serrano (2017). “Ecotoxicological Characterization of Polyoxyethylene Glycerol Ester Non-Ionic Surfactants and their Mixtures with Anionic and Non-Ionic Surfactants”, Environmental Science and Pollution Research, núm. 24, pp. 10121-10130. <https://doi.org/10.1007/s11356-017-8662-9>.

ROBERT-PEILLARD, D., A. D. Syakti, B. Coulomb, P. Doumenq, L. Malleret, L. Asia y J. L. Boudenne (2014). “Occurrence and Fate of Selected Surfactants in Seawater at the Outfall of the Marseille Urban Sewerage System”, International Journal of Environmental Science & Technology. <https://doi.org/10.1007/s13762-014-0577-0>.

ROBLEDO, V. H. (2014). Identificación y cuantificación de contaminantes emergentes en aguas residuales en la ciudad de Morelia, Michoacán. Jiquilpan de Juárez: Instituto Politécnico Nacional.

ROBLES-MOLINA, J., F. J. Lara-Ortega, B. Gilbert-López, J. F. García-Reyes y A. Molina-Díaz (2014). “Multi-Residue Method for the Determination of Over 400 Priority and Emerging Pollutants in Water and Wastewater by Solid-Phase Extraction and Liquid Chromatography-Time-of-Flight Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, núm. 1350, pp. 30-43. <https://doi.org/10.1016/j.chroma.2014.05.003>.

ROBLES MOLINA, J., J. F. García Reyes, A. Molina Días, A. Rodríguez Fernándes-Alba, A. Agüera López, M. J. Gómez Ramos y S. Herrera López (2012). Protocolo de técnicas de muestreo y técnicas analíticas de contaminantes emergentes y prioritarios. Consolider Tragua.

RODRÍGUEZ, E., M. Campinas, J. L. Acero y M. J. Rosa (2016). “Investigating PPCP Removal from Wastewater by Powdered Activated Carbon / Ultrafiltration”, Water, Air & Soil Pollution. <https://doi.org/10.1007/s11270-016-2870-7>.

ROSSMANN, J., S. Schubert, R. Gurke, R. Oertel y W. Kirch (2014). “Simultaneous Determination of Most Prescribed Antibiotics in Multiple Urban Wastewater by SPE-LC-MS/MS”, Journal of Chromatography B: Analytical Technologies in the Biomedical and Life Sciences, núm. 969, pp. 162-170. <https://doi.org/10.1016/j.jchromb.2014.08.008>.

SASI, S., M. P. Rayaroth, C. T. Aravindakumar y U. K. Aravind (2018). “Identification of Surfactants and its Correlation with Physicochemical Parameters at the Confluence Region of Vembanad Lake in India”, Environmental Science and Pollution Research, núm. 25, pp. 20527-20539.

SKOOG, D. A., F. J. Holler y T. A. Nieman (2001). Principios de análisis instrumental. Ciudad de México: McGraw-Hill.

ŠKRÁŠKOVÁ, K., L. H. Santos, D. Šatínský, A. Pena, M. C. B. S. Montenegro, P. Solich y L. Nováková (2013). “Fast and Sensitive UHPLC Methods with Fluorescence and Tandem Mass Spectrometry Detection for the Determination of Tetracycline Antibiotics in Surface Waters”, Journal of Chromatography B, núm. 927, pp. 201-208. <https://doi.org/10.1016/j.jchromb.2012.12.032>.

SUN, Q., Y. Li, M. Li, M. Ashfaq, M. Lv, H. Wang y C. Yu (2016). “PPCPs in Jiulong River Estuary (China): Spatiotemporal Distributions, Fate, and their Use as Chemical Markers of Wastewater”, Chemosphere, núm. 150, pp. 596-604. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2016.02.036>.

TANKIEWICZ, M. y M. Biziuk (2018). “Fast, Sensitive and Reliable Multi-Residue Method for Routine Determination of 34 Pesticides from Various Chemical Groups in Water Samples by Using Dispersive Liquid-Liquid Microextraction Coupled with gas Chromatography-Mass Spectrometry”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 410, núm. 5, pp. 1533-1550. <https://doi.org/10.1007/s00216-017-0798-4>.

TRTIĆ-PETROVIĆ, T., J. Dordević, N. Dujaković, K. Kumrić, T. Vasiljević y M. Laušević (2010). “Determination of Selected Pesticides in Environmental Water by Employing Liquid-Phase Microextraction and Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry”, Analytical and Bioanalytical Chemistry, vol. 397, núm. 6, pp. 2233-2243. <https://doi.org/10.1007/s00216-010-3725-5>.

VOIGT, A. M., P. Ciorba, M. Döhla, M. Exner, C. Felder, E. Sib y H. A. Faerber (2020). “International Journal of Hygiene and the Investigation of Antibiotic Residues, Antibiotic Resistance Genes and Antibiotic-Resistant Organisms in a Drinking Water Reservoir System in Germany”, International Journal of Hygiene and Environmental Health, núm. 224 (diciembre, 2019), 113449. <https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2020.113449>.

VOIGT, A. M., D. Skutlarek, C. Timm, C. Schreiber, C. Felder, M. Exner y H. A. Faerber (2019). “Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry as a Fast and Simple Method for the Determination of Several Antibiotics in Different Aqueous Matrices”, Environmental Chemistry, núm. 17, pp. 54-74. <https://doi.org/10.1071/EN19115>.

WENHUAN, C., J. Lei, L. Ning, S. Xiaoyan, Y. Luo, L. Kuangfei y C. Changzheng (2015). “Development of a Method for Trace Level Determination of 23 Antibiotics in Drinking Water Sources by High Performance Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry”, Analytical Methods, núm. 7, pp. 1777-1787. <https://doi.org/https://doi.org/10.1039/C4AY01654H>.

XU, M., H. Huang, N. Li, F. Li, D. Wang y Q. Luo (2019). “Occurrence and Ecological Risk of Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs) and Pesticides in Typical Surface Watersheds, China”, Ecotoxicology and Environmental Safety, núm. 175 (octubre, 2018), pp. 289-298. <https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2019.01.131>.

YANG, H., G. Lu, Z. Yan, J. Liu, H. Dong y H. Bao (2020). “Residues, Bioaccumulation, and Trophic Transfer of Pharmaceuticals and Personal Care Products in Highly Urbanized Rivers Affected by Water Diversion”, Journal of Hazardous Materials, núm. 391 (diciembre, 2019), 122245. <https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.122245>.

YAO, D., W. Chu, T. Bond, S. Ding y S. Chen (2018). “Chemosphere Impact of ClO 2 Pre-Oxidation on the Formation of CX 3 R-Type DBPs from Tyrosine-Based Amino Acid Precursors During Chlorination and Chloramination”, Chemosphere, núm. 196, pp. 25-34. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.12.143>.

YE, Z., H. S. Weinberg y M. T. Meyer (2007). “Trace Analysis of Trimethoprim and Sulfonamide, Macrolide, Quinolone, and Tetracycline Antibiotics in Chlorinated Drinking Water Using Liquid Chromatography Electrospray Tandem Mass Spectrometry”, Analytical Chemistry, vol. 79, núm. 3, pp. 1135-1144. <https://doi.org/10.1021/ac060972a>.

11 Cátedras Conacyt. Centro de Investigación en Materiales Avanzados, calle Cimav 110, ejido Arroyo Seco, Durango, 34147, México. Autor de correspondencia: liliana.reynoso@cimav.edu.mx.

12 Departamento de Ingeniería Sustentable, Centro de Investigación en Materiales Avanzados, calle Cimav 110, ejido Arroyo Seco, Durango, 34147, México.

13 Id.

14 Id.

15 Límite de detección, por sus siglas en inglés (LOD).

CAPÍTULO 3
CONTRIBUCIÓN DE LA ACUICULTURA EN EL APORTE DE CONTAMINANTES ORGÁNICOS Y EMERGENTES AL AMBIENTE MARINO: REVISIÓN EN EL NOROESTE DE MÉXICO

Enrique Troyo Diéguez16

Lia Celina Méndez Rodríguez17

Rodolfo Garza Torres18

Alejandra Nieto Garibay19

ANTECEDENTES

La acuacultura reviste potencial para contribuir de manera significativa a la producción de alimentos, con posibilidades viables de atender, al menos parcialmente, la demanda de la población, sobre todo en zonas costeras y en regiones con disponibilidad de cuerpos de agua superficial. Sin embargo, con el propósito de lograrlo, los productores encaran nuevos retos, entre ellos la dispersión de agentes microbianos y enfermedades. Por lo común, el desarrollo de las actividades actividades acuícolas se intensifica de forma gradual en regiones productoras y requiere diversificarse, con la finalidad de producir nuevas especies, creando nuevos sistemas y prácticas de producción (Hernández Barraza et al., 2009). Los sistemas de producción de animales acuáticos, en particular aquellos basados en tecnologías de recirculación de agua, prometen ser una excelente alternativa —y más aún en regiones del norte de México, en donde el agua es escasa—, aunque deben basarse en estrategias y procedimientos sostenibles.

En México, la acuicultura ha experimentado en la última década avances importantes, en particular en la región noroeste, que es considerada la de mayor productividad biológica en el país debido a una combinación de procesos oceánicos que favorecen una alta productividad primaria, necesaria para el sostenimiento de recursos marinos y la existencia de ecosistemas diversos que propicien la presencia de una amplia diversidad de especies (Lluch y Hernández, 2006).

Las aguas costeras son especialmente vulnerables a la contaminación toda vez que reciben impactos ambientales a consecuencia del desarrollo de actividades que se realizan tanto tierra adentro como en el mar; en este caso, de la acuicultura. Además, el litoral costero suele ser el área de mayor desarrollo social, económico e industrial de numerosas regiones. En comparación con el mar abierto, los niveles de contaminación de las aguas costeras son sustancialmente superiores, ya que el efecto de dilución y autogeneración es mucho menor, en especial cuando el agua se encuentra estancada o semiencerrada, como en el caso de puertos, bahías y esteros, entre otros (Gimeno et al., 2004).

ZONA DE ESTUDIO

En la actualidad, sólo unas pocas especies son objeto de explotación, sea por los volúmenes de comercialización (como los pelágicos menores o el calamar), o bien por su alto valor en el mercado (como el camarón, la langosta y el abulón). En conjunto, en la región noroeste se explotan alrededor de 100 especies, distribuidas en diversos recursos de menor cuantía en términos de biomasa o de menor valor comercial, pero que sostienen la actividad pesquera, sobre todo de tipo artesanal. Por tanto, en la región existe un amplio potencial pesquero y acuícola (Avilés Quevedo y Vázquez Hurtado, 2006).

En el noroeste de México, la actividad acuícola (principalmente el cultivo de camarón) ha crecido en forma notoria en las dos últimas décadas. En este contexto, la producción acuícola desde 2009 ha sido de más de 130 000 toneladas anuales, lo cual ha colocado a México como el sexto productor mundial en la última década (FAO, 2012). Los estados con mayores volúmenes de producción son Sinaloa y Sonora, aunque en la última década la actividad muestra señales de crecimiento en Baja California y Baja California Sur (Figura 3.1).

Figura 3.1. Estados ubicados en la región noroeste de México

Fuente: <https://www.inegi.org.mx>.

El estado de Sonora, en el noroeste de México, contribuye con el 37 % de la producción acuícola, crecimiento que ha generado beneficios económicos y sociales importantes para la región, pero también ha causado impactos ambientales que hasta ahora no han sido evaluados de manera sistemática. En particular, el efecto de las descargas sobre la zona costera no ha sido estudiado a detalle. La magnitud de los efectos de las descargas acuícolas en la zona costera se ha exacerbado, sobre todo, donde dichas explotaciones se asocian con vastas áreas agrícolas —como en el Valle del Yaqui, Sonora—, las cuales acumulan extensas franjas de explotación acuícola en el sur de dicho estado (Figura 3.2) y norte del estado de Sinaloa (Figura 3.3).

Figura 3.2. Granjas acuícolas en el Valle del Yaqui, Sonora

Fuente: Google Earth.

Figura 3.3. Granjas acuícolas en el sur del estado de Sonora

Fuente: Google Earth.

Figura 3.4. Granjas acuícolas en el norte del estado de Sinaloa

Fuente: Google Earth.

IMPACTOS AMBIENTALES DE LA ACUICULTURA

El agua producida en las instalaciones acuícolas generalmente se descarga en cuerpos de aguas naturales. Sus efluentes están enriquecidos con nitrógeno, fósforo, materia orgánica y sólidos en suspensión porque se utilizan fertilizantes y alimentos para mejorar la producción por arriba de la productividad natural. En general, del 20 al 40 % del nitrógeno y el fósforo aplicado a los estanques de cultivo se recupera en los peces cosechados. En los estanques de camarones, la recuperación de fósforo es del 10 al 15 %, pero la recuperación de nitrógeno es casi la misma que en los estanques de peces. Los suelos del fondo adsorben fósforo, y la desnitrificación y volatilización del amoniaco también ocurren en los estanques. Por lo común, menos del 30 % de nitrógeno y el 10 % de fósforo aplicado a los estanques sale en el efluente. En el cultivo en canalizaciones, el nitrógeno y el fósforo en los alimentos y heces no consumidos pueden eliminarse parcialmente antes de que los efluentes entren en las aguas naturales. Sin embargo, en el cultivo en tanques, el nitrógeno y el fósforo que no se recuperan en los peces en la cosecha ingresan al cuerpo de agua de descarga. En consecuencia, instalaciones comerciales de acuicultura empresarial o practicada por grupos de pequeños acuicultores aportan cantidades considerables de nitrógeno, fósforo y otros contaminantes potenciales a las aguas receptoras. Las instalaciones y operación de la acuicultura contribuyen de manera particular a la eutrofización de los cuerpos de agua naturales. La eutrofización no es deseable para otros usuarios de agua, y además puede ser perjudicial para las mismas instalaciones de acuicultura, incluyendo las granjas conformadas por estanques y granjas de camarones que usan el mismo cuerpo de agua que el suministro de agua y el receptor de efluentes.

Contaminación hídrica y otros efectos ambientales de la acuicultura

La contaminación hídrica o acuática y otras modificaciones importantes del ambiente (por ejemplo, desviaciones del agua, dragado, relleno de terrenos costeros y otros) pueden afectar a la acuicultura de manera significativa, y por ello, cuando sea necesario, se deben tomar medidas adecuadas de control en la planificación de su desarrollo. En virtud de que los ambientes y entornos acuícolas se mantienen, con frecuencia, a un alto nivel de productividad utilizando aportes externos de energía, tienden a una mayor inestabilidad ecológica y a ser más fácilmente perturbados que los ecosistemas naturales. La contaminación puede ser causada por residuos agrícolas, agroacuícolas, urbanos o suburbanos, domésticos e industriales (Macías et al., 2005; Sommer, 2009).

La mayoría de los residuos orgánicos biodegradables en cantidades limitadas pueden servir como fertilizantes y colaborar a la productividad de las actividades acuícolas: en este principio se basa el empleo tradicional de residuos humanos y animales en la piscicultura. Sin embargo, el empleo de aguas de alcantarillado o de drenaje no tratadas pueden provocar riesgos para la salud, especialmente cuando se cultivan especies filtradoras. Por consiguiente, deben tomarse precauciones para asegurarse de que los residuos utilizados estén libres de microorganismos nocivos y de contaminantes emergentes. Los mayores problemas pueden ser causados por descargas excesivas de residuos orgánicos o de residuos industriales, que contienen sustancias tóxicas, en aguas dedicadas a la acuicultura (Zhang et al., 2015).

La sobrecarga de nutrientes puede causar afloramiento o explosión del crecimiento de algas, disminución de oxígeno, turbidez creciente y otros cambios en la calidad del agua, lo cual puede afectar negativamente la producción acuícola y originar mortandad a gran escala en el lote productivo del cultivo. Los efluentes de agua caliente de estaciones de energía, aunque son dañinos para la biota —por lo común en los climas tropicales y cuando se descargan sin control en aguas abiertas, cuando son manejadas adecuadamente en climas templados—, pueden utilizarse favorablemente para la piscicultura. El calor de dichos efluentes puede servir para mantener una temperatura óptima en las instalaciones de cultivo a un costo reducido, lo cual puede contribuir a sostener el crecimiento durante todo el año y ocasionar una producción mayor de las especies en cultivo (Maigual Enríquez, 2016; Sylvester, 1975).

A su vez, la acuicultura genera residuos y desechos que contaminan los cuerpos de agua receptores de las descargas, sean presas, lagunas o el mar. El impacto ambiental de un establecimiento acuícola, sea de agua del interior o marina, depende principalmente de la especie, del método de cultivo, de la densidad de población, así como del tipo de alimentación y de las condiciones hidrográficas (Borja, 2002). En el medio circundante de las instalaciones acuícolas y en las granjas abandonadas, el cambio fisicoquímico del suelo es el impacto negativo más importante que se ha observado, según varios autores (Kutty, 1997; Boyd y Massault, 1998). La acidificación (Stevenson, 1998; Primavera, 1997), causada por el uso de agua de mar, fertilizantes y residuos de alimentación, modifica los parámetros físicoquímicos, cuyo impacto negativo ha sido observado por Primavera (1993) y Stevenson (1998), que estimaron la inversión financiera necesaria para restaurar las condiciones naturales alteradas por la acidificación. Dicho efecto es una de las consecuencias principales del cambio en las características físicas de suelo y sedimento, que evita el crecimiento de la flora nativa y aumenta las áreas erosionadas.

FACTORES BIÓTICOS QUE AFECTAN LA ACUICULTURA: DISPERSIÓN DE ENFERMEDADES INFECCIOSAS

La principal amenaza para el desarrollo de la industria camaronera son las enfermedades infecciosas, especialmente las causadas por virus (Lightner, 1999). Aunque existen cerca de veinte virus reconocidos para camarones peneidos, cuatro de ellos revisten una mayor importancia económica para la industria acuícola: YHV (yellow head virus), WSSV (white spot syndrome virus o virus de la mancha blanca), IHHNV (infectious hematopoyetic hypodermic necrosis virus) y TSV (Taura syndrome virus) (Maldonado et al., 2004). La mancha blanca causada por el WSSV es hasta el momento la más devastadora enfermedad reportada para camarones peneidos cultivados (Lightner, 1996; Flegel, 1997).

CONTROL DE AGENTES MICROBIANOS Y CONTAMINANTES EMERGENTES

Las estrategias para prevenir y controlar los agentes infecciosos incluyen la aplicación de productos fármacos, los cuales generan residuos y contaminantes emergentes de efecto prolongado en el entorno ambiental. La lista de contaminantes emergentes incluye una amplia variedad de productos de uso diario con aplicaciones industriales y domésticas. Algunos de los más relevantes son fármacos (antiinflamatorios, analgésicos, antibióticos, psicofármacos, inhibidores de la bomba de protones, reguladores de lípidos, hormonas), productos de cuidado e higiene personal (filtros solares, conservantes, desinfectantes, fragancias), microplásticos, retardadores de crecimiento, aditivos industriales, nanopartículas, drogas de uso adictivo y otros. Dichos contaminantes se encuentran, en general, a bajas concentraciones (que pueden oscilar en intervalos de ng L‐1 y μg L‐1), pero, debido al incremento de su demanda y consumo, unido a la incapacidad de las plantas depuradoras para su completa eliminación, son introducidos de continuo en el ambiente y no necesitan ser persistentes para ocasionar efectos negativos (Petrović et al., 2003).

Entre las sustancias y contaminantes que emergen en la actualidad con mayor intensidad destacan los antibióticos, para los cuales el desarrollo de métodos de determinación cuantitativa ha recibido cada vez más atención (Wei-Po Lai et al., 2018). Los antibióticos son drogas de origen natural o sintético que tienen la capacidad de inhibir el crecimiento de microorganismos. Los antibióticos que no son tóxicos para el huésped se usan como agentes quimio-terapéuticos en el tratamiento de enfermedades infecciosas de humanos, animales y plantas. Sin embargo, se ha observado que dichos agentes químicos han persistido en el entorno ambiental durante periodos prolongados, aunque han ejercido un rol trascendental en la batalla entre el hombre y los microbios.

En el siglo pasado, el descubrimiento de nuevos antibióticos revolucionó los tratamientos de enfermedades infecciosas, lo que llevó a una reducción significativa en la morbilidad y mortalidad, y contribuyó de manera significativa a las mejoras en la salud de la población en general, de hatos y animales en cautiverio, entre otros beneficios. Los antibióticos se han utilizado cada vez más con fines veterinarios y médicos, pero el aumento en el uso de estos compuestos afecta tanto al ambiente como a la salud humana; en síntesis, las formas activas de los antibióticos se excretan del cuerpo por medio de la orina o las heces al ambiente. En consecuencia, el uso excesivo de dichos compuestos se manifiesta mediante la contaminación por dichos CE o sus metabolitos en los cuerpos de agua (Zou et al., 2011).

Los antibióticos de tetraciclina están incluidos en el tipo de productos farmacéuticos y de cuidado personal (PPCP), los cuales son contaminantes emergentes ampliamente distribuidos. Los PPCP se usan de manera generalizada en medicina veterinaria y zootecnia acuícola, y se excretan de manera frecuente hacia el entorno ambiental con una combinación de productos farmacéuticos intactos y metabolizados. La tetraciclina, entre otras formas de antibióticos, es uno de los antibióticos más aplicados en acuicultura y medicina veterinaria (Javid et al., 2016). El abuso de la tetraciclina u otros antibióticos en la industria de la acuicultura y la agricultura conlleva marcados riesgos a la salud, toda vez que pueden permanecer de manera residual en el agua y alimentos, con potencial de provocar síntomas alérgicos en humanos (Negrea et al., 2019). Los antibióticos de tetraciclina —incluida la tetraciclina, la oxitetraciclina, la clortetraciclina y la demeclociclina— se han utilizado extensivamente en acuicultura, sobre todo en el cultivo de camarones. Sin embargo, el abuso de dichos compuestos en actividades acuícolas ha afectado de forma negativa el ambiente y la salud humana. Además, las dificultades asociadas a la matriz de muestra de agua del cultivo de camarones alteran los resultados del análisis (Giang y Thanh Thien, 2019).

De hecho, el grupo de tetraciclina (tetraciclina, oxitetraciclina, clortetraciclina y demeclociclina) se ha utilizado ampliamente y con mayor intensidad entre los antibióticos. Varios estudios han demostrado que la existencia de tetraciclina en el suelo y el agua afecta de manera directa el crecimiento de bacterias en el ambiente natural, lo que los obliga a desarrollar resistencia a este compuesto (Kümmerer, 2009; Pena et al., 2010). Además, los residuos del grupo de tetraciclina se han detectado en aguas superficiales, subterráneas, aguas residuales de fábricas de tratamiento de aguas urbanas y hospitales (Yiruhan et al., 2010; Homem y Santos, 2010). Al respecto, se han utilizado antibióticos de tetraciclina (tetraciclina [TC], oxitetraciclina [OTC], clortetraciclina [CTC] y demeclociclina [DMC] en acuicultura y veterinaria) (Sarmah et al., 2006).

De manera particular, en relación con el cultivo de camarones, tales sustancias parecen ser indispensables durante el proceso de cultivo porque pueden inhibir la síntesis de proteínas de las bacterias, haciendo que las bacterias limiten la capacidad del metabolismo y finalmente se destruyan. En contraste, el uso excesivo de esta sustancia durante el proceso de cultivo da como resultado la contaminación con antibióticos en estanques de cultivo de camarones y la bioacumulación en los camarones por cosecharse. El consumo a largo plazo de alimentos que contienen tetraciclina tiene efectos negativos en la salud humana, como insuficiencia renal, hepatitis, trastornos del metabolismo, raquitismo o infecciones de la piel (Littlefield et al., 1990; Jia et al., 2009). En la figura 3.5 se muestran los diferentes tipos de tetraciclina.

Figura 3.5. Tipos de tetraciclina antibacterial

Fuente: Adaptado de Treves-Brown, 2000.

ESTRATEGIAS DE GESTIÓN PARA PREVENIR LA CONTAMINACIÓN POR LA ACUICULTURA

Una diversidad de estanques acuícolas se han instalado en entornos hidrográficos costeros, a menudo asociados a ecosistemas valiosos, con alta biodiversidad y valor ecológico, incluyendo deltas de ríos, humedales, bosques costeros y manglares (Ottinger et al., 2017). Con la finalidad de prevenir la contaminación que potencialmente pueden causar las actividades acuícolas, es necesario desarrollar programas de seguimiento y control de manera sistemática. Los estándares de programas adecuados, por lo general, requieren la aplicación de buenas prácticas de manejo (BPM) para limitar la descarga de nitrógeno y fósforo (Gonzaga et al., 2017). Algunos ejemplos de BPM son el uso de alimentos de alta calidad que no tienen cantidades de nitrógeno y fósforo más arriba que los requeridos, prácticas de alimentación conservadoras, uso de aireación mecánica adecuada para oxidar los desechos en los estanques y la descarga de efluentes a través de una cuenca de sedimentación.

Durante las operaciones acuícolas, los desechos se generan en forma de sólidos y desechos solubles que pueden contaminar el agua de las aguas receptoras. Tales desechos son alimentos no consumidos, escamas, fluidos, mucosidades y nutrientes disueltos (desechos solubles). Los dos nutrientes más importantes incorporados en los alimentos para peces son el nitrógeno y el fósforo, esenciales para el crecimiento biológico de los peces, pero una abundancia de estos nutrientes podría causar floraciones de algas o eutrofización en aguas naturales. Es imperativo que los desechos digestivos y metabólicos se reduzcan al mínimo para que la acuicultura pueda ser considerada como actividad de desarrollo ambientalmente sostenible. Con los problemas de la contaminación de la acuicultura y el desperdicio de fuentes de agua cada vez más evidentes, es necesario adoptar un enfoque de desarrollo sostenible (Liu et al., 2014). En la figura 3.6 se presentan imágenes de un estanque acuícola donde se muestra la ruta del agua, desde la extracción hasta la descarga.

Figura 3.6. Diferentes instalaciones típicas de un estanque acuícola, donde se visualiza la ruta del agua

Fuente: Imágenes propias.

Por su parte, el Gesamp (1991) propuso una serie de cinco estrategias para la sostenibilidad de la acuicultura:

Ejercer un uso correcto de la capacidad ecológica de las zonas costeras para la generación de productos acuícolas y sus ingresos derivados.

Desarrollar mecanismos de gestión que reduzcan o eviten conflictos con otras actividades; por ejemplo, agricultura, ganadería, minería y turismo.

Prevenir y reducir los impactos ambientales de la acuicultura.

Gestionar y controlar las actividades de acuicultura para asegurar que sus impactos se sitúen en límites aceptables.

Reducir los riesgos sanitarios por consumo de productos acuícolas.

A partir de las propuestas anteriores es preciso definir unas acciones que posibiliten la sostenibilidad, con las que es posible establecer un decálogo seleccionado según las características de la acuicultura (adaptado de Barg, 1994):

Realizar planes de gestión y desarrollo de acuicultura costera o, lo que es lo mismo, realizar una gestión integrada de las zonas costeras.

Aplicar los procesos de estudio o evaluación de impacto ambiental (ESIA o EIA) a la acuicultura, independientemente de que la legislación lo exija o no.

Mejorar las operaciones de gestión de la acuicultura, asegurando la salud del stock, reduciendo los vertidos, etcétera.

Establecer la capacidad del ecosistema para conseguir una acuicultura sostenible.

Establecer guías de buenas prácticas para el uso de compuestos bioactivos (Gesamp, 1997).

Evaluar las consecuencias de la introducción de especies alóctonas, utilizando los códigos del CIEM.

Regular los vertidos desde tierra mediante estándares de calidad (límites de vertido, objetivos de calidad).

Establecer medidas de control de los productos acuícolas, incluyendo el Codex Alimentarius y otras directrices, e informando al público.

Aplicar incentivos para reducir la degradación ambiental por la acuicultura.

Vigilar el cambio ecológico.

PERSPECTIVAS

Es un riesgo ampliamente documentado que la acuicultura, en particular la intensiva, puede causar contaminación orgánica como resultado de la acumulación de subproductos metabólicos de las especies cultivadas y la demanda biológica de oxígeno causada por el alimento no utilizado, en especial en ambientes limitados donde el intercambio del agua es lento y el proceso de mezcla reducido. Sin embargo, no resulta adecuado aplicar de forma arbitraria a la acuicultura las reglamentaciones sobre los residuos animales y las reglamentaciones sobre la descarga de contaminantes que puedan existir en el país. Las reglamentaciones sobre los residuos animales se orientan sobre todo hacia el control del almacenamiento y la distribución de los residuos altamente concentrados, producidos por partidas de alimentos para ganado o aves. Ciertas cláusulas de tales reglamentaciones se refieren al olor, lo que rara vez es un problema para la acuicultura. Los residuos producidos en sistemas cerrados o semicerrados, como los estanques de peces, se están descomponiendo de continuo y son reciclados por procesos naturales.

Según reportes en literatura, entre algunas de las opciones prácticas para reducir los efectos de continantes orgánicos, el cultivo de peces a temperatura óptima puede reducir la carga de sólidos y nutrientes en el ambiente (Seymour y Bergheim, 1991; Cheng et al., 2018). Al respecto, según González-Ocampo (2006), la camaronicultura en Sonora ha generado efectos similares y algunos diversos sobre los entornos ambientales. En cuestiones económicas y sociales, los efectos tienden hacia un aumento en los efectos positivos, como la generación de impuestos, mejores sueldos y acceso a servicio médico de sus empleados. Sin embargo, prevalecen problemas de antaño, tales como la escasa mejora de las comunidades rurales cercanas en las que esta actividad ejerce cierta influencia, incluyendo un rezago social prevaleciente e incremento en la pobreza (Knapp y Rubino, 2016).

En diversos estudios se ha investigado y confirmado la presencia y distribución de al menos 110 contaminantes emergentes (49 antibióticos, 49 otros productos farmacéuticos y 12 compuestos industriales/domésticos) en diferentes instalaciones de acuicultura (estanques de peces, camarones y mariscos) y en ambientes acuáticos circundantes. En el común denominador, los compuestos detectados han estado en niveles de nanogramos por litro a submicrogramos por litro. Seis productos farmacéuticos que se detectaron a altas concentraciones y frecuencias han sido ibuprofeno (> 750 ng/L), lincomicina (> 624 ng / L), flumequina (> 330 ng/L), cafeína (> 275 ng/L), ifosfamida (> 200 ng/L) y cefalexina (> 170 ng / L). Otros contaminantes emergentes comúnmente detectados (con frecuencias de detección > 70 %) fueron sulfametoxazol, eritromicina-H2O, atenolol, metadona, benzotriazol, toliltriazol, sulfonato de perfluorobutano (PFBS), ácido perfluoroheptanoico (PFHpA) y perfluorooctanoato (PFOA), entre otros (Lai, 2018).

REFERENCIAS

AVILÉS QUEVEDO, S. y M. Vázquez-Hurtado. (2006). “Fortalezas y debilidades de la acuicultura en México”. En Pesca, Acuacultura e Investigación en México. Ciudad de México: CEDRSSA (Centro de Estudios para el Desarrollo Rural Sustentable y la Soberanía Alimentaria), pp. 70-87. Disponible en <http://201.147.98.65/files/b/8/81Pesca%20acuacultura%20e%20investigaci%C3%B3n%20en%20M%C3%A9xico%20-%20ligas.pdf#page=70>.

BARG, U. C. (1994). “Orientaciones para la promoción de la ordenación medioambiental del desarrollo de la acuicultura costera”, FAO Doc. Técn. Pesca 328.

BORJA, A. (2002). “Los impactos ambientales de la acuicultura y la sostenibilidad de esta actividad”, Bol. Inst. Esp. Oceanogr, vol. 18, núms. 1-4, pp. 41-49.

BOYD, C.E. y L. Massault (1998). “Soils in Pond Aquaculture”, Aquaculture Asia, vol. III, núm. 1, pp. 6-10.

CHENG, M. C. F., A. L. S. Tan, A. Rinaldi, A. Giacoletti, G. Sarà y G. A. Williams (2018). “Predicting Effective Aquaculture in Subtropical Waters: A Dynamic Energy Budget Model for the Green Lipped Mussel, Perna Viridis”, Aquaculture, núm. 495, pp. 749-756. <https://doi.org/10.1016/j.aquaculture.2018.04.008>.

FOOD AND AGRICULTURE ORGANIZATION (FAO). (2012). El Estado Mundial de la Pesca y la Acuicultura. Roma: Departamento de Pesca y Acuicultura de la FAO / Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura. Disponible en <http://www.fao.org/3/i2727s/i2727s.pdf>.

FLEGEL, T. W. (1997). “Special Topic Review, Major Viral Diseases of the Black Tiger Prawn Penaeus Monodon in Thailand”, World Journal of Microbiology and Biotechnology, núm. 13, pp. 433- 442.

GESAMP. (1991). “Reducing Environmental Impacts of Coastal Aquaculture. Rep. Stud.”, GESAMP 47.

GESAMP. (1997). “Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Protection. Towards safe and effective use
of chemicals in coastal aquaculture”. Rep. Stud. GESAMP, núm. 65, p. 40. <https://books.google.es/bookshl=es&lr=&id8qcFmDHxCDEC&oi=fnd&pg=PA&ots=zT5A5xOpDo&sig=KEnDR7CXAc6XAcu_cRTMtX-aTvk#v=onepage&q&f=false>.

GIANG, L.T. y T. L. Thanh Thien (2019). “Determination of Residual Quantity of Tetracycline Antibiotics in Shrimp Pool Water by UPLC-HRMS Method”, Vietnam J. Chem., vol. 57, núm. 6, pp. 758-764.

GIMENO, R.A., R. M. Marce y F. Borrull (2004). “Determination of Organic Contaminants in Coastal Water”, TrAC ‐ Trends Anal. Chem., núm. 23, pp. 341-350.

GONZAGA AÑAZCO, S., G. G. Morán Molina y B. B. Brito Bravo (2017). “Análisis exploratorio de buenas prácticas de manufactura del sector camaronero: Asociación Aprocam JK. Estudio de caso”, Revista Universidad y Sociedad, vol. 9, núm. 1, pp. 28-35. <http://scielo.sld.cu/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S2218-36202017000100004>.

GONZÁLEZ-OCAMPO, H. A., L. F. Beltrán Morales, C. Cáceres-Martínez, H. Ramírez-Aguirre, S. Hernández-Vázquez, E. Troyo-Diéguez y A. Ortega-Rubio (2006). “Shrimp Aquaculture Environmental Diagnosis in the Semiarid Coastal Zone in Mexico”, Fresenius Environmental Bull., vol. 15, núm. 7, pp. 659-669. <https://ipn.elsevierpure.com/es/publications/shrimp-aquaculture-environmental-diagnosis-in-the-semiarid-coasta>.

HERNÁNDEZ BARRAZA, C. A., C. Aguirre Guzmán y D. G. López Cantú (2009). “Sistemas de producción de acuacultura con recirculación de agua para la región norte, noreste y noroeste de México”, Revista Mexicana de Agronegocios, quinta época, año XIII, vol. 25 (julio-diciembre).<https://ageconsearch.umn.edu/record/53116/>.

HOMEM, V. y L. Santos (2010). “Degradation and Removal Methods of Antibiotics from Aqueous Matrices – A Review”, Journal of Environm. Management, vol. 92, núm. 10, pp. 2304-2347.

JAVID, A., A. Mesdaghinia, S. Nasseri, A. H. Mahvi, M. Alimohammadi y H. Gharibi (2016). “Assessment of Tetracycline Contamination in Surface and Groundwater Resources Proximal to Animal Farming Houses in Tehran”, Journal of Environmental Health Sci Eng., núm. 14, pp. 4-5. <https://doi.org/10.1186/s40201-016-0245-z>.

JIA, A., Y. Xiao, J. Hu, M. Asami y S. Kunikane (2009). “Simultaneous Determination of Tetracyclines and their Degradation Products in Environmental Waters by Liquid Chromatography-Electrospray Tandem Mass Spectrometry”, Journal of Chromatography A, vol. 1216, núm. 22, pp. 4655-4662.

KNAPP, G. y M. C. Rubino (2016). “The Political Economics of Marine Aquaculture in the United States”, Reviews in Fisheries Science & Aquaculture, vol. 24, núm. 3, pp. 213-229.

KÜMMERER, K. (2009). “The Presence of Pharmaceuticals in the Environment due to Human Use - Present Knowledge and Future Challenges”, Journal of Environmental Management, vol. 90, núm. 8, pp. 2354-2366.

KUTTY, M. N. (1997). “What Ails Aquaculture”, Aquaculture Asia, vol. II, núm. 2, pp. 8-12.

LAI, W.W., Y.-C. Lin, Y. Wang, Y. L. Guo y A. Y.-C. Lin (2018). “Occurrence of Emerging Contaminants in Aquaculture Waters: Cross-Contamination Between Aquaculture Systems and Surrounding Waters”, Water, Air, & Soil Pollution, núm. 229, 249. <https://doi.org/10.1007/s11270-018-3901-3>.

LIGHTNER, D. V. (1999). “The Penaeid Shrimp Viruses TSV, IHHNV, WSSV, and YHV: Current Status in the Americas, Available Diagnostic Methods, and Management Strategies”, Journal of Applied Aquaculture, núm. 9, pp. 27-52.

LIGHTNER, D. V. (1996). Handbook of Pathology and Diagnostic Procedures for Diseases of Penaeid Shrimp, Baton Rouge, LA: World Aquaculture Society.

LITTLEFIELD, N. A., W. G. Sheldon, R. Allen y D. W. Gaylor (1990). “Chronic Toxicity/Carcinogenicity Studies of Sulphamethazine in Fischer 344/N Rats: Two-Generation Exposure”, Food and Chemical Toxicology, vol. 28, núm. 3, pp. 157-167.

LIU, X., H. Xu, X. Wang, Z. Wu y X. Bao (2014). “An Ecological Engineering Pond Aquaculture Recirculating System for Efﬂuent Puriﬁcation and Water Quality Control”, Clean – Soil, Air, Water, vol. 42, núm. 3, pp. 221-228. <https://onlinelibrary.wiley.com/doi/ epdf/10.1002/clen.201200567>.

LLUCH COTA, D. y S. Hernández (coords.) (2006). Desarrollo sustentable de la pesca en México. Orientaciones estratégicas. Ciudad de México: CIB / Senado de la República.

MACÍAS, J. C., J. Collado, C. Álamo, M. Escalona y E. García (2005). “Seguimiento ambiental para instalaciones de acuicultura marina”, Boletín del Instituto Español de Oceanografía, núm. 21 (1-4), pp. 57-66.

MAIGUAL ENRÍQUEZ, Y. A. (2016). “Estudios térmicos preliminares de lodos primarios provenientes de acuicultura en recirculación”, Memorias del VII Congreso Colombiano de Acuicultura. San Juan de Pasto, Colombia, 2016. <https://revistas.udenar.edu.co/index.php/revip/issue/view/Suplemento%20CCA2016>.

MALDONADO, M., J. Rodríguez e I. de Blas (2004). “El camarón de cultivo frente al WSSV, su principal patógeno”, Revista AquaTIC, núm. 21, pp. 78-91. <http://www.revistaaquatic.com/aquatic/art.asp?t=p&amp;c=160>.

NEGREA, S. C., A. Baciu, R. Voda y F. Manea (2019). “Electrochemical Detection of Tetracycline as Emergent Pollutant in Water Using CoAl2O4 Modified Carbon Nanofiber-Epoxy Composite Electrode”, ‘Gheorghe Asachi’ Technical University of Iasi. 10th International Conference on Environmental Engineering and Management, September 18-21, 2019, Iasi, Romania. <http://hdl.handle.net/123456789/1541>.

OTTINGER, M., K. Clauss y C. Kuenzer (2017). “Large-Scale Assessment of Coastal Aquaculture Ponds with Sentinel-1 Time Series Data”, Remote Sens., vol. 9, núm. 440. <https://doi.org/10.3390/rs9050440>.

PENA, A., J. R. Albert-Garcia, L. J. G. Silva, C. M. Lino y J. M. Calatayud (2010). “Photo-Induced Fluorescence of Magnesium Derivatives of Tetracycline Antibiotics in Wastewater Samples”, Journal of Hazardous Materials, vol. 179, núm. 1, pp. 409-414.

PETROVIĆ, M., S. González y D. Barceló (2003). “Analysis and Removal of Emerging Contaminants in Wastewater and Drinking Water”, TrAC Trends in Analytical Chemistry, vol. 22, núm. 10, pp. 685-696. <https://doi.org/10.1016/S0165-9936(03)01105-1>.

PRIMAVERA, J. H. (1997). “Socioeconomic Impacts of Shrimp Culture”, Aquaculture Resources, vol. 28, núm. 10, pp. 815- 827.

PRIMAVERA, J. H. (1993). “A Critical Review of Shrimp Pond Culture in the Philippines”, Reviews in Fisheries Science, vol. 1, núm. 2, pp. 151-201.

SARMAH, A. K., M. T. Meyer y A. B. A. Boxall (2006). “A Global Perspective on the Use, Sales, Exposure Pathways, Occurrence, Fate and Effects of Veterinary Antibiotics (VAs) in the Environment”, Chemosphere, vol. 65, núm. 5, pp. 725-759.

SEYMOUR, E.A. y A. Bergheim (1991). “Towards a Reduction of Pollution from Intensive Aquaculture with Reference to the Farming of Salmonids in Norway”, Aquacultural Engineering, vol. 10, núm. 2, pp. 73-88. <https://doi.org/10.1016/0144-8609(91)90001-Z>.

SOMMER, M. (2009). “Acuicultura insostenible en Chile”, REDVET. Revista Electrónica de Veterinaria, vol. 10, núm. 3, pp. 1-23. <https://www.redalyc.org/articulo.oa?id=636/63617318014>.

STEVENSON, N. J. (1998). “Disused Shrimp Ponds: Options for Redevelopment of Mangrove”, Coastal Management, vol. 25, núm. 4, pp. 423-425.

SYLVESTER, J. R. (1975). “Biological Considerations on the Use of Thermal Effluents for Finfish Aquaculture”, Aquaculture, vol. 6, núm. 1, pp. 1-10. <https://doi.org/10.1016/0044-8486(75)90085-X>.

TREVES-BROWN, K. M. (2000). “Tetracyclines”, Applied Fish Pharmacology. Aquaculture, núm. 3. <https://doi.org/10.1007/978-94-017-0761-9_5>.

YIRUHAN, W. Q.-J., C.-H. Mo, Y.-W. Li, P. Gao, Y.-P. Tai, Y. Zhang, Z.-L. Ruan y J.-W. Xu (2010). “Determination of Four Fluoroquinolone Antibiotics in Tap Water in Guangzhou and Macao”, Environmental Pollution, vol. 158, núm. 7, pp. 2350-2358.

ZHANG, Y., A. Bleeker y J. Liu (2015). “Nutrient Discharge from China’s Aquaculture Industry and Associated Environmental Impacts”, Environ. Res. Lett., núm. 10, 045002.

ZOU, S., W. Xu, R. Zhang, J. Tang, Y. Chen y G. Zhang (2011). “Occurrence and Distribution of Antibiotics in Coastal Water of the Bohai Bay, China: Impacts of River Discharge and Aquaculture Activities”, Environmental Pollution, vol. 159, núm. 10, pp. 2913-2920. <https://doi.org/10.1016/j.envpol.2011.04.037>.

16 Programa de Agricultura en Zonas Áridas. Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, avenida Instituto Politécnico Nacional 195, colonia Playa Palo de Santa Rita Sur, La Paz, Baja California Sur, 23086, México. Autor de correspondencia: etroyo04@cibnor.mx.

17 Programa de Planeación Ambiental y Conservación. Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, avenida Instituto Politécnico Nacional 195, colonia Playa Palo de Santa Rita Sur, La Paz, Baja California Sur, 23086, México.

18 Unidad Nayarit (Uncibnor+), Programa de Acuicultura. Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, Tepic, Nayarit, 63173, México.

19 Programa de Agricultura en Zonas Áridas. Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, avenida Instituto Politécnico Nacional 195, colonia Playa Palo de Santa Rita Sur, La Paz, Baja California Sur, 23086, México.

CAPÍTULO 4
TENDENCIAS TECNOLÓGICAS PARA EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES CON CONTAMINANTES EMERGENTES: APLICACIÓN POTENCIAL DE NANOMATERIALES SOPORTADOS

Samuel Alejandro Lozano Morales20

El desastre ambiental que se vive en nuestra sociedad actual en gran parte ha sido ocasionado por el llamado cambio climático, generado principalmente por el fenómeno del calentamiento global. En concreto, la raíz causal de esta problemática podría atribuirse a acciones antropogénicas; es decir, al impacto producido por actividades humanas en el ambiente, no sólo como resultado de la industrialización, sino también debido a las influencias que pudieron causar cambios ecológicos y medioambientales desde épocas preindustriales.

Tal es el caso de la deforestación y la adecuación de tierras para sus actividades agrarias y ganaderas, seguido de la época de la revolución industrial con la generación de máquinas de vapor, imprentas, motores de combustión interna, subproductos de la minería, etc.; y hasta nuestros días, con la producción masiva de insumos y servicios que demanda la sociedad moderna y con muchos de cuyos procesos de manufactura liberan al ambiente sustancias químicas consideradas como no biodegradables, muchas de ellas ajenas a la naturaleza.

Con respecto a esto, uno de los elementos más agredidos y que resulta de vital importancia para mantener el equilibrio ambiental es lo concerniente al sistema hídrico del planeta, el cual ha sido devastado hasta alcanzar índices alarmantes debido al grado de contaminación de cuerpos de agua, llámense mares, cuencas, ríos, lagos, lagunas, presas, pozos y cenotes, entre otros; además de que los tratamientos de agua convencionales primarios y secundarios son ineficaces para eliminar contaminantes en concentraciones traza, por lo que se requieren métodos de tratamiento terciarios que sean altamente rentables.

Figura 4.1. Distribución del ciclo de vida de los (micro) contaminantes emergentes desde el punto de vista de las fuentes hasta los receptores

Fuente: Tomada de Rasheed et al., 2019. Traducción propia.

Estas situaciones podrían estar generando, en muchos casos, el aumento de concentraciones de sustancias químicas recalcitrantes en el ambiente. Tal es el caso de los recientemente catalogados como contaminantes emergentes (Figura 4.1), que se definen como “cualquier producto y/o sustancia química o materiales fabricados por el hombre, que ahora se han descubierto o se sospecha que están presentes en varios compartimentos ambientales, y cuya toxicidad o persistencia probablemente alterarán significativamente el metabolismo de un ser vivo, que potencialmente puede entrar y dañar el medio ambiente causando efectos adversos para la salud humana y ecológica” (Bejarano et al., 2017; Nawaz y Sengupta, 2018); es decir, son compuestos difíciles de degradar, que por consiguiente tienden a bioacumularse en el ambiente; tales como agroquímicos, colorantes, grasas, aceites, breas, fármacos, compuestos hormonales, subproductos de higiene personal, entre muchos otros (Peña-Guzmán et al., 2019; Rasheed et al., 2019); considerando que gran parte de su origen contaminante proviene de las filtraciones de diversas fuentes, como lo son los vertederos clandestinos procedentes de desechos de granjas de producción de animales de consumo (cerdos, aves, peces), agroindustriales, textiles, farmacéuticas, termoeléctricas, químicas, automotrices, minero-metalúrgicas, agropecuarias, refinerías, hospitales y hasta las mismas casas habitación (Lozano-Morales et al., 2019; WHO, 2017). Además, desafortunadamente, esto va de la mano con el aumento de las concentraciones de metales y sales disueltas en el agua subterránea contaminada, sobre todo, por iones metálicos altamente tóxicos, como los son arsénico (As), flúor (F), cadmio (Cd), cromo (Cr), plomo (Pb), mercurio (Hg), entre otros (Semarnat y Conagua, 2018).

En cuanto a esta situación, los actuales procesos convencionales para el tratamiento de aguas carecen de tecnologías capaces de garantizar la remoción de la mayoría de los CE que en algún momento podrían llegar a un grado de contaminación devastadora para los cuerpos de agua (Sauvé y Desrosiers, 2014).

Como consecuencia de lo expuesto antes, la problemática urgente y prioritaria radica en reducir los impactos en la salud humana y los ecosistemas ambientales (flora y fauna) de los contaminantes emergentes presentes en el agua, ya sea que ésta se destine para consumo humano o para riego. Verbigracia, en los humanos, la exposición constante a contaminantes emergentes en el agua está asociada a varias complicaciones de enfermedades crónicas; entre ellas, problemas de hipertensión arterial, deficiencias respiratorias, complicaciones cardiovasculares, diabetes mellitus, efectos gastrointestinales, trastornos del sistema nervioso, alteraciones cutáneas y menoscabo del desarrollo intelectual en niños. Finalmente, muchas de estas enfermedades suelen derivar en diversos tipos de cáncer de piel, vejiga, colon, hígado, riñón y pulmón, entre otros (Sharma et al., 2019). De aquí la importancia de proponer soluciones tecnológicas que puedan contribuir a solucionar la problemática de la contaminación de agua por CE. Ahora bien, en respuesta a la situación en el plano mundial, se han propuesto alternativas tecnológicas enfocadas al desarrollo de productos o procesos encaminados a sopesar la problemática de los CE. En este sentido, una de las tecnologías más prometedoras es la aplicación de nanotecnología desde la perspectiva del diseño, preparación y caracterización de nanomateriales combinados con sistemas híbridos en procesos de adsorción físico/química y óxido-reducción química, principalmente.

Sin embargo, cabe recalcar que existe el riesgo latente del uso inapropiado de nanomateriales, teniendo en cuenta que un nanomaterial se define como “un material natural, incidental o manufacturado que contiene partículas en estado no unido o como agregado, o como aglomerado, y donde, para el 50 % o más de las partículas en la distribución de tamaño numérico, una o más dimensiones externas están en el tamaño de rango de 1 nm-100 nm” (Rauscher et al., 2019). Por ello, estos materiales, debido a sus propiedades de pequeña escala y alta superficie, pueden invadir el sistema de defensa natural del cuerpo humano u otras especies, y paulatinamente afectar las funciones celulares (Adhikari et al., 2019; Lehutso et al., 2020; Zhu et al., 2019a; Zhu et al., 2019b). Además de esto, las nanopartículas liberadas ingresan al ambiente y finalmente se depositan en las superficies terrestres y acuáticas. Por consiguiente, las nanopartículas que se depositen en la tierra, a la postre, mediante filtraciones, entrarán y contaminarán las aguas subterráneas y superficiales (Anawar y Strezov, 2019; Richardson y Kimura, 2020).

En consecuencia, el gran reto por vencer para poder hacer uso del potencial de los nanomateriales en procesos que coadyuven a proponer soluciones para el problema de los contaminantes emergentes en el agua es encontrar medios, sistemas o arreglos que funcionen como soporte de las nanopartículas; es decir, obtener matrices en las cuales se logren fijar/anclar o retener, parcial o permanentemente, y de manera confiable, a las nanoestructuras que tendrán el mayor aporte en los procesos de regeneración del agua, y con esto evitar que las nanopartículas queden dispuestas en el ambiente y puedan llegar a ser parte de los mismos contaminantes emergentes.

En este sentido, las partículas suspendidas en el agua receptora son perjudiciales para los sistemas híbridos de membrana del reactor, ya que pueden ser retenidas por la membrana y reducen significativamente la eficiencia de la reacción. Por tanto, el tratamiento previo de agua cruda generalmente se requiere para reducir la turbidez. Los nanomateriales también pueden inmovilizarse en varias plataformas, como resinas y membranas, para evitar una mayor separación. Sin embargo, las técnicas actuales de inmovilización suelen provocar una pérdida significativa de la eficacia del tratamiento (Farré et al., 2017). Por ello, se necesita mayor investigación para desarrollar métodos simples y de bajo costo para inmovilizar nanomateriales sin afectar significativamente su rendimiento. Para nanopartículas/nanocompuestos magnéticos, la separación magnética de bajo campo es una posible opción de eficiencia energética.

Poco se sabe sobre la liberación de nanomateriales de dispositivos habilitados para nanotecnología. Sin embargo, se espera que la liberación potencial dependa en gran medida de la técnica de inmovilización y del proceso de separación empleado. Si no se aplica separación aguas abajo, es más probable que los nanomateriales recubiertos en las superficies del sistema de tratamiento se liberen de una manera relativamente rápida y completa, mientras que los nanomateriales incrustados en una matriz sólida tendrán una liberación mínima hasta que se eliminen.

La retención y reutilización de nanomateriales es un aspecto clave del diseño de dispositivos habilitados para nanotecnología debido a problemas de costos y de salud pública, que, por lo general, se puede lograr aplicando un dispositivo de separación o inmovilizando nanomateriales en el sistema de tratamiento. Un proceso de separación prometedor es la filtración por membrana, que permite un funcionamiento continuo con poco espacio y uso de productos químicos. Por consiguiente, una de las propuestas más convincentes es el uso de nanomateriales combinados con sistemas híbridos en procesos de adsorción físico-química y óxido-reducción química; esto es, la aplicación de nanopartículas cerámicas, metálicas, magnéticas, carbonosas, etc., con materiales empleados como soportes hechos a base de compuestos carbonosos (biochar) o fibras poliméricas, o arcillas modificadas, entre otros materiales de soporte, acoplados a sistemas de filtración (membranas). Esto podría aminorar el problema de la contaminación del agua mediante fenómenos de remoción, óxido-reducción química y degradación de CE, empleando procesos sinérgicos-adsorción y de oxidación avanzada, considerando que mediante efectos sinérgicos estos materiales, clasificados como de última generación, poseen una doble o triple funcionalidad (Chenab et al. 2020). Por ende, en este capítulo, a continuación, se describen algunas de las tecnologías más prometedoras en el mundo para el tratamiento de CE en el agua, mediante compuestos a base de materiales de soporte con nanopartículas de diversas composiciones químicas.

MATERIALES A BASE DE CARBÓN (BIOCHAR) COMO SOPORTE DE NANOPARTÍCULAS PARA LA REMOCIÓN DE CONTAMINANTES EMERGENTES DEL AGUA

Los materiales a base de carbón han sido primordialmente explorados para aplicaciones de adsorción debido a su buena estabilidad química, diversidad estructural, baja densidad e idoneidad para la producción a gran escala. El carbón vegetal o el biochar, es decir, el producto sólido de carbono enriquecido que surge fundamentalmente mediante el proceso de pirólisis de la biomasa (Han et al., 2015b). El biochar ha sido cada vez más reconocido como un material multifuncional debido a que se ha aplicado ampliamente en el control de la contaminación, la purificación del agua y otros campos, dadas las ventajas que ofrecen sus excelentes propiedades, tales como la alta superficie, la porosidad y los abundantes y diversos grupos químicos funcionales. Sin embargo, a causa de su baja densidad y pequeño tamaño de partícula, no es fácil separarlo del agua, lo que limita en gran medida su aplicación práctica (Lu et al., 2020). Por ello, en los siguientes apartados se mencionan algunas posibles opciones para su utilización factible en procesos dirigidos a la remediación de CE en el agua.

Figura 4.2. Parámetros que considerar para la preparación del biochar

Imagen tomada de Chen et al., 2011.

Carbón y nanopartículas magnéticas

En relación con la búsqueda de soluciones que se encaminen a la aplicación práctica del biochar, un método eficiente y que permite la separación efectiva sin alterar su capacidad de adsorción durante el tratamiento de aguas residuales es la incorporación de nanopartículas magnéticas soportadas en el biochar (Chenab et al., 2020). Al respecto, uno de los primeros reportes publicado por Chen y otros (2011) propuso una forma efectiva de resolver este problema al dar la propiedad magnética al biochar con nanopartículas de tricloruro de hierro (FeCl3) y cloruro ferroso (FeCl2), modificación que vuelve posible realizar un proceso de separación sólido-líquido. Asimismo, se estudiaron los parámetros cruciales que intervienen en el procesamiento de la biomasa, como lo son la temperatura de pirólisis, el tiempo de reacción y el ambiente de la atmósfera (Figura 4.2) (Chen et al., 2011). Este biochar magnético se preparó a partir de cáscara de naranja, como precursor del material de la biomasa, y magnetita, empleado como medio magnético objetivo mediante el método de síntesis de coprecipitación química de hidróxidos de hierro en polvo de cáscara de naranja, para posteriormente realizar un tratamiento de pirólisis. Además de la propiedad de separación magnética, la capacidad de adsorción de naftaleno (NAPH) y p-nitrotolueno por los nuevos biochars magnéticos también aumentó varias veces en comparación con los biochars no tratados, lo que indica que los biochars magnéticos podrían ser un tipo de sorbentes potentes para la aplicación ambiental.

Muchos trabajos de investigación se han dedicado a la síntesis de biochars magnéticos utilizando diversos tipos de métodos, con diferentes biomasas y partículas magnéticas. De los métodos para la preparación de nanopartículas magnéticas dentro de los cuales se incluyen la coprecipitación química (Chen et al., 2011), la descomposición térmica o la reducción (Chen et al., 2011; Haham et al., 2015; Li et al., 2017b) y la síntesis hidrotermal (Cai et al., 2019; Fröhlich et al., 2019; Zhang et al., 2018), todas estas técnicas pueden dirigirse a la síntesis de biochars magnéticos de alta calidad. Por ejemplo, a diferencia del pretratamiento (coprecipitación de biomasa e iones de hierro) y, posteriormente, de la pirólisis, Han et al. (2015a) emplearon un postratamiento por precipitación de biochar con FeSO4 y FeCl3 en condiciones básicas para precipitar los hidróxidos de hierro en biochar, y se obtuvo biochar con óxidos de hierro magnéticos siguiendo procesos de lavado y secado. Además de la reducción o transformación de la sal férrica en óxidos de hierro magnéticos por pirólisis de biomasa impregnada, calentamiento por microondas (Cheng et al., 2019b; Noraini et al., 2016; Yap et al., 2017); así como el tratamiento hidrotérmico de la biomasa impregnada. También producen biochar magnético (Zhang et al., 2018). Desde la perspectiva del medio magnético, los óxidos de hierro, como Fe3O4 y -Fe2O3, se han estudiado en gran medida debido a su bajo costo de materias primas y la practicidad para realizar la síntesis (Chen et al., 2011; Han et al., 2015a; Li et al., 2017b; Liu et al., 2019a; Rajapaksha et al., 2016; Wang et al., 2018).

Además, los metales puros, como el Fe y el Co, tienen propiedades magnéticas; por tanto, a partir de estos elementos metálicos, se pueden obtener biochars magnéticos (Wang et al., 2017; Yang et al., 2018). En particular, el Fe puro de tamaño nanométrico, también conocido como hierro de valencia cero a nanoescala, es inestable en el ambiente. Muchos estudios han demostrado que la incorporación de nanopartículas de Fe en el biochar podría ser un enfoque eficiente para obtener un compuesto estable con alta reactividad simultánea debido a la dispersidad de las nanopartículas en el biochar (Liu et al., 2019a; Zhu et al., 2017).

Los mecanismos de preparación del biochar magnético con nanopartículas de Fe incluyen la reducción química de especies, la modificación de superficie y la coprecipitación. Otros medios magnéticos, como lo son las nanopartículas ferromagnéticas tipo espinela (MgFe2O4, MnFe2O4 y CoFe2O4) (Cheng et al., 2019a; Fu et al., 2019; Wang et al., 2015) y las aleaciones de CoPt3 y FePt (Wang et al., 2014), cuando se recubren en la superficie del biochar mediante diferentes métodos, también pueden dotar al biochar de magnetismo.

La enorme ventaja en cuanto a la aplicación factible del biochar magnético, en comparación con el biochar no modificado, es la particularidad de ser fácilmente recuperable y reciclable. Gradualmente, esta característica permite que el biochar magnético pueda usarse de manera directa en la eliminación de CE de soluciones acuosas, inhibiendo así la lixiviación o filtración de las partículas de biochar y de las nanopartículas que puedan conducir a una contaminación secundaria (Li et al., 2020; Yi et al., 2019).

Por ejemplo, mediante biochar magnético se pueden remover una amplia gama de contaminantes mediante procesos de sorción, tales como aniones inorgánicos (Chen et al., 2011; Jung et al., 2017), metales pesados (Cai et al., 2019; Wu et al., 2018) y contaminantes orgánicos (Fröhlich et al., 2019). Además, el anclaje de nanopartículas magnéticas al biochar mejora la actividad de reducción catalítica para metales pesados (Liu et al., 2019a; Zhong et al., 2018) y actividad de degradación para contaminantes orgánicos (Dong et al., 2017; Cheng et al., 2019a; Fu et al., 2019); esto sin comprometer de manera significativa a la capacidad de adsorción del biochar.

Cabe señalar que durante el proceso de síntesis del biochar magnético se pueden introducir o producir sustancias tóxicas y dañinas, además de que una desventaja relacionada con la magnetización de adsorbentes carbonosos con óxido de hierro (FexOy) es la formación de varias fases de FexOy e hidróxido de hierro (Fex(OH)) durante la síntesis, en particular en las fases no magnéticas, que son difíciles de controlar y podrían reducir significativamente saturación magnética del adsorbente. No obstante, los trabajos futuros que apunten a una síntesis más ecológica de biochar magnético con mayor adsorción y actividad catalítica deben ser considerados en el futuro (Do et al., 2020).

Carbón-biochar y nanopartículas fotocatalíticas

El principio de la fotocatálisis puede explicarse según la teoría ampliamente aceptada que describe que los pares de electrones se generan cuando el material fotocatalítico se expone a la luz con una energía igual o mayor que la del intervalo de banda del fotocatalizador. Los pares de electrones formados se disocian en electrones (e-) en la banda de conducción y los agujeros (h+) en la banda de valencia. El e- y h+ conducen a la reducción y oxidación de moléculas adsorbidas en la superficie del material fotocatalítico (Rueda-Márquez et al., 2020), por lo que, dadas la ventajas de la aplicación de este mecanismo hacia la remoción o transformación de compuestos orgánicos e inorgánicos, se ha extendido a grupos de CE dentro de los que se incluyen hormonas, plaguicidas, surfactantes, compuestos disruptores endocrinos (EDC), productos farmacéuticos y de cuidado personal (PPCP) y varios aditivos industriales (Dhangar et al., 2020).

A pesar de los desafíos vinculados con la complejidad natural de la biomasa para obtener el biochar, así como con la química diversa de los CE, se han dedicado esfuerzos intensos al desarrollo de biochars funcionales hacia la reducción más eficiente. Las propiedades de absorción del biochar, aunadas a los procesos de oxidación avanzada (por sus siglas en inglés, AOP), podrían aumentar la eficiencia en el tratamiento de CE, dado que procesos como la oxidación fotocatalítica, foto-Fenton, electro-Fenton, UV/H2O2 y de ozonización no transfieren el contaminante, sino que lo convierten en un metabolito secundario o mineralizan el compuesto químico (Babu et al., 2019).

En relación con esto, en el proceso de fotocatálisis un semiconductor (nanopartículas de óxidos metálicos) soportado puede considerarse un material compuesto, ya que no resulta de enlaces químicos (Elizalde-González y Lozano-Morales, 2019). Además, las propiedades y la funcionalidad del compuesto son diferentes a las de la mezcla de sus componentes individuales. En este sentido, el biochar, a partir de diferentes precursores y con diferentes características, se ha explorado como soporte para las nanopartículas de óxidos metálicos (fotocatalizadores); hasta ahora, varias nanopartículas, como RuO2, TiO2, Fe2O3, SiO2, Al2O3, ZrO2, ZnO, CdS y ZnS, se han utilizado como fotocatalizadores de semiconductores.

Entre ellos, diferentes formas de nanopartículas de TiO2 han recibido una atención significativa debido a su estabilidad química, baja toxicidad, bajo costo, disponibilidad y alta sensibilidad a la iluminación con luz ultravioleta. Sin embargo, la gran energía de banda prohibida y la separación de nanopartículas de TiO2 son los principales inconvenientes para sus aplicaciones. Además, TiO2 no puede utilizar la mayor parte del espectro de energía solar debido a su gran energía de banda prohibida (Elsellami et al., 2017). Por tanto, se requiere una fuente de luz UV externa para su activación, que no es un método rentable. Además, el TiO2 es uno de los óxidos más estudiados por su bajo costo y alto potencial oxidativo (López et al., 2017), y junto con las partículas de biochar obtenidas a partir de residuos naturales, se ha utilizado como soporte de fotocatalizador para aumentar sinérgicamente la adsorción del sustrato durante el acto fotocatalítico (Shan et al., 2020).

Sin embargo, varios compuestos híbridos sintetizados mediante la combinación de dopaje de metales de transición (Ti, Fe, Ru, Au y Mo) o no metales (C, N y S) pueden mejorar el rendimiento fotocatalítico, pero los altos costos de preparación, la no renovabilidad y los riesgos de contaminación secundaria impiden su aplicación a gran escala. Por tanto, se ha prestado cada vez más atención a proporcionar una plataforma estable para las nanopartículas fotocatalíticas mediante la incorporación de materiales secundarios, que pueden mejorar la capacidad de recuperación y la sensibilidad a la luz visible de los fotocatalizadores. El biochar, como material de soporte para nanopartículas catalíticas, recibe una atención significativa en esta dirección. Las propiedades fisicoquímicas únicas del biochar son benéficas para incorporar varias nanopartículas fotocatalíticas (Colmenares et al., 2016).

Con respecto a esto, Le et al. (2012) han sintetizado biochar a partir de cáscaras de coco que se combinaron con TiO2 en la fase anatasa. Asiltürk y Şener (2012) prepararon un compuesto de biochar con TiO2 derivado del aserrín de pino. En general, los resultados han demostrado que los compuestos de carbón activado con TiO2 producen mayores eficiencias de degradación fotocatalítica y ofrecen una opción eficiente para la remoción de colorantes, fármacos, herbicidas e iones metálicos, entre otros.

En relación con esto, Natarajan et al. informaron sobre la síntesis de un compuesto a base de biochar de un tubérculo de Palmyra con nanotubos de TiO2 utilizando un método hidrotérmico (Natarajan et al., 2016). En ese estudio, el componente principal del compuesto fue TiO2, lo que resultó en nanotubos de TiO2 decorados con partículas de carbono, ya que la mayor carga de carbono fue del 10 % (Robinson et al., 2001).

Por ejemplo, Elizalde-González y Lozano-Morales (2019) prepararon un compuesto de carbón activado a partir de cáscaras de soja, mediante un proceso de carbonización a baja temperatura, con un rendimiento del 27 %. Se obtuvo un compuesto de nanobelts de carbono TiO2 (TNB / SC) por un método hidrotérmico en una solución acuosa de NaOH y se caracterizó completamente mediante el uso de diversas técnicas fisicoquímicas. De acuerdo con los resultados del análisis XRD, el compuesto TNB/SC lleva nanobelts de fase anatasa de TiO2 cultivados uniformemente. El análisis de microscopía SEM y TEM confirmó la morfología de los TNB y la incorporación de los TNB en el carbono de la soja para formar el compuesto TNB/SC. Las isotermas de adsorción de nitrógeno revelaron que el método hidrotermal también sirvió en la activación del soporte carbonoso del material compuesto. Los resultados de HPLC de la fotocatálisis del colorante amarillo básico 28 (BY28), usando el compuesto TNB/SC como catalizador, revelaron que, después de una reacción de treinta minutos, los fotoproductos probablemente eran adsorbidos por el compuesto (Figura 4.3).

Figura 4.3. Efecto sinérgico de compósito a base biochar con nanopartículas 1-D de TiO2

Fuente: Imagen tomada de Elizalde-González y Lozano-Morales, 2019. Traducción propia.

A la par, la eficiencia de decoloración fue del 95 % con TNB y del 55 % con el material compuesto después de treinta minutos. Sin embargo, la decoloración en el material compuesto ocurre por una formación combinada de fotoproductos y su adsorción, no por mineralización debido sólo a la fotocatálisis. La obtención del compuesto TNB/SC ofrece la ventaja de tener los nanobelts sobre un soporte de carbono, lo que facilita la recuperación del catalizador para la industrialización y posibles aplicaciones prácticas.

En resumen, el resultado del acoplamiento de la fotoactividad del semiconductor con la retención del contaminante en los poros del biochar se considera en la literatura como un efecto sinérgico que conduce a una eliminación más eficiente por fotodegradación sobre un compuesto.

Materiales poliméricos como soporte de nanopartículas para la remoción de contaminantes emergentes del agua

Un número grande de CE, entre ellos, compuestos hormonales, medicamentos y productos de limpieza, son difíciles de remover mediante procesos convencionales de tratamiento de agua, tales como procesos fisicoquímicos y biológicos. Una de las limitantes para la aplicación de nanomateriales para la remoción de este tipo de CE es la recuperación de los catalizadores al final tratamiento, en especial cuando el catalizador es usado en polvo formar, por lo que las alternativas para inmovilizar los catalizadores son prometedoras; en este sentido, el uso de materiales poliméricos como medio de soporte ha mostrado ser una buena alternativa para la inmovilización de los nanocatalizadores en polvo (Kosera et al., 2017).

Una creciente tendencia enfocada a estudios sobre las aplicaciones de la nanotecnología en el diseño y fabricación de membranas se ha centrado en conseguir efectos sinérgicos o bien en obtener materiales multifuncionales mediante la agregación de nanopartículas en las fibras poliméricas que componen a las membranas.

Los nanomateriales principalmente utilizados para tales aplicaciones incluyen nanopartículas de óxidos metálicos hidrofílicos (como Al2O3, TiO2 y zeolitas) (Akerdi y Bahrami, 2019; Kannan et al., 2020), nanopartículas antimicrobianas (por ejemplo, Ag y nanotubos de carbono) y nanomateriales fotocatalíticos (por ejemplo, nanopartículas bimetálicas, SnO2, ZnO, WO3, TiO2) (Karthikeyan et al., 2020; Qu et al., 2013). Uno de los objetivos de agregar nanopartículas de óxido de metal hidrófobo (repelente al agua) a las membranas que están compuestas por fibras poliméricas es reducir el ensuciamiento al aumentar la hidrofobicidad superficial de la membrana (Wassel et al., 2020). En este sentido, la adición de nanopartículas de óxido metálico que incluyen alúmina, sílice, zeolita y TiO2, a las membranas de ultrafiltración polimérica ha demostrado que aumenta la hidrofobicidad de la superficie de la membrana, la permeabilidad al agua o la resistencia al ensuciamiento. Además, la incorporación de nanopartículas inorgánicas también contribuye a mejorar la estabilidad mecánica y térmica de las membranas poliméricas, al tiempo de reducir el impacto negativo de la compactación y el calor sobre la permeabilidad de la membrana. Las membranas incorporadas de nanopartículas catalíticas (también conocidas como membranas reactivas) combinan su función de separación física y la reactividad de un catalizador hacia la degradación de contaminantes. Se ha dedicado mucho esfuerzo al desarrollo de membranas inorgánicas fotocatalíticas que consisten en nanofotocatalizadores (normalmente nano-TiO2 o nano-TiO2 modificado). Se han incorporado nanopartículas catalíticas metálicas/bimetálicas, como el hierro nano cero valente (nZVI), y metales nobles soportados en nZVI en membranas poliméricas para la degradación reductora de CE, en particular compuestos clorados; el nZVI sirve como donante de electrones y los metales nobles catalizan la reacción.

De manera particular, un avance significativo en este contexto lo llevaron a cabo Li et al. (2017a), quienes reportaron la preparación del compuesto de nanopartículas de TiO2 soportadas en las nanofibras de polimetacrilato de metilo (PMMA) tratando hidrotérmicamente las nanofibras de PMMA electrohiladas que contienen el precursor de sal de titanio. El método simple evitó las calcinaciones de la plantilla de nanofibras de polímero, que por lo general se requiere para la preparación de nanomateriales inorgánicos mediante electrohilado, y muestra respeto por el ambiente. El fotocatalizador compuesto se presenta con un área de superficie específica alta y un contenido relativamente alto de TiO2, que es beneficioso para mejorar su actividad fotocatalítica. Ello, aunado a que, bajo iluminación UV, el material compuesto podría degradar por completo la solución acuosa de naranja de metilo en poco tiempo, exhibiendo una alta actividad fotocatalítica (Figura 4.4).

Figura 4.4. Mecanismo propuesto de degradación fotocatalítica del colorante naranja de metilo (mo) por fibras compuesta a base de polimetacrilato de metilo (pmma) con nanopartículas de óxido de titanio (TiO2) bajo iluminación UV.

Fuente: Li et al. (2017a).

Además, el material compuesto podría separarse fácilmente del sistema de reacción por decantación o filtración para reciclaje, y mantiene una alta actividad catalítica durante el uso de reciclaje en la degradación de MO (Li et al., 2017a).

Por tanto, el TiO2 @ PMMA, tal como está preparado, atiende la deficiencia de la fácil aglomeración del catalizador de TiO2 de tamaño nanométrico, y demuestra sus aplicaciones potenciales como un fotocatalizador eficiente y reciclable para la degradación de contaminantes (Li et al., 2017a).

Figura 4.5. a) Esquema de la metodología para el crecimiento de nanorods de óxido de zinc (ZnO) sobre la superficie de nanofibras de poliimida (pi) mediante el método hidrotermal; b) fe-sem de alta magnificación de nanofibras híbridas ZnO/PI.

Fuente: Figuras tomadas de Chang (2011). Traducción propia.

Por otra parte, Chang (2011) preparó nanofibras híbridas de oxido de zinc (ZnO) depositadas en fibras de poliimida (PI) con nanorods de ZnO ensamblados jerárquicamente en esqueletos de nanofibras PI, combinando el proceso de electrohilado e hidrotermal (Figura 4.5). Las nanofibras híbridas ZnO/PI mostraron un excelente rendimiento fotocatalítico. Dado que el electrohilado es un método altamente versátil para la producción de nanofibras orgánicas o inorgánicas flexibles con diámetros en el rango de nanómetros a micrómetros, un gran número de nanofibras orgánicas o inorgánicas funcionales, alrededor de las cuales puede ocurrir fácilmente el crecimiento de nanorods de ZnO, debe ser fácilmente accesible utilizando este enfoque sintético.

Finalmente, este método de preparación de materiales compuestos abre la posibilidad de preparar arquitecturas híbridas en 3D con una fracción de volumen ultra alto de nanorods de semiconductores, que podría ser atractivo para diversas aplicaciones en fotovoltaica, fotocatálisis y sensores.

PERSPECTIVAS

Sin embargo, el entendimiento, comportamiento y eficiencia de los materiales aún no han sido validados en pruebas de campo, debido sobre todo a que se requiere, entre otras cosas, esclarecer científica y tecnológicamente los fenómenos involucrados para propiciar una mayor interacción entre los compósitos soporte-nanopartículas y los contaminantes; y realizar los estudios a fondo con respecto a su detección y cuantificación de los posibles subproductos de reacción. Además, la aplicación de esta tecnología aún no ha sido concretada en productos comercializables, debido a que aún falta la validación de prototipos a escala laboratorio en condiciones reales; asimismo, realizar los estudios de la factibilidad técnico-económica de la manufactura, así como también el estudio de la normativa ambiental y asuntos legales para su aplicación.

Pero, sin duda alguna, dentro de un lapso no muy lejano estas nuevas tecnologías podrán ser aplicadas para el tratamiento de los CE, y así dar un paso hacia el empleo de nanomateriales compuestos llevando a cabo procesos sinérgicos, y con ello obtener altos valores de desempeño haciéndolos económicamente factibles. Por tanto, los proyectos, innovaciones y tecnologías que propongan este tipo de soluciones son bastante alentadoras, y si bien son complejas, esto no debería limitar su aplicación. Como decía Hipócrates: “A grandes males, grandes soluciones”.

REFERENCIAS

ADHIKARI, S., S. Mandal, D.-H. Kim y A. K. Mishra (2019). “An Overview of Treatment Technologies for the Removal of Emerging and Nanomaterials Contaminants from Municipal and Industrial Wastewater”, en A. K. Mishra, H. M. D. Anawar y N. Drouiche (eds.). Emerging and Nanomaterial Contaminants in Wastewater. Advanced Treatment Technologies. Cambridge: Elsevier, pp. 3-40. Disponible en <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/B978-0-12-814673-6.
00001-2>.

AKERDI, A. G. y S. H. Bahrami (2019). “Application of Heterogeneous Nano-Semiconductors for Photocatalytic Advanced Oxidation of Organic Compounds: A Review”, Journal of Environmental Chemical Engineering, vol. 7, núm 5, 103283. <https://doi.org/10.1016/j.jece.2019.103283>.

ANAWAR, H. M. y V. Strezov (2019). “Transport, Fate, and Toxicity of the Emerging and Nanomaterial Contaminants in Aquatic Ecosystems: Removal by Natural Processes”, A. K. Mishra, H. M. D. Anawar y N. Drouiche (eds.). Emerging and Nanomaterial Contaminants in Wastewater. Advanced Treatment Technologies. Cambridge: Elsevier, pp. 43–62. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/B9
78-0-12-814673-6.00002-4>.

ASILTÜRK, M. y Ş. Şener (2012). “TiO2-Activated Carbon Photocatalysts: Preparation, Characterization and Photocatalytic Activities”, Chemical Engineering Journal, vol. 180, pp. 354-363. <https://doi.org/10.1016/j.cej.2011.11.045>.

BABU, D. S., V. Srivastava, P. V. Nidheesh y M. S. Kumar (2019). “Detoxification of Water and Wastewater by Advanced Oxidation Processes”, Science of the Total Environment, vol. 696, núm. 696, 133961. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.133961>.

BEJARANO, F., C. Colín, I. González, I. Eugenia, M. Rodríguez, C. Martínez, L. Patricia, M. Morales, A. Dosal, S. Marian y W. Kubiak (2017). Los plaguicidas altamente peligrosos en México. Texcoco: Red de Acción Sobre Plaguicidas y Alternativas En México, A.C. (RAPAM).

CAI, W., J. Wei, Z. Li, Y. Liu, J. Zhou y B. Han (2019). “Preparation of Amino-Functionalized Magnetic Biochar with Excellent Adsorption Performance for Cr (VI) by a Mild One-Step Hydrothermal Method from Peanut Hull”, en Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects. <https://doi.org/10.1016/j.colsurfa.2018.11.062>.

CHANG, Z. (2011). “Firecracker-shaped” ZnO/polyimide Hybrid Nanofibers via Electrospinning and Hydrothermal Process”, Chemical Communications, vol. 47, núm 15, , pp. 4427-4429. <https://doi.org/10.1039/c0cc05634k>.

CHEN, B., Z. Chen y S. Lv (2011). “A Novel Magnetic Biochar Efficiently Sorbs Organic Pollutants and Phosphate”, Bioresource Technology, vol. 102, núm. 2, pp. 716-723. <https://doi.org/10.1016/j.biortech.2010.08.067>.

CHENG, Q., J. Zheng, Q. Yang, Z. Dang y L. Zhang (2019a). “Insights into the Glyphosate Adsorption Behaviour and Mechanism by a MnFe2O4@Cellulose-Activated Carbon Magnetic Hybrid”, ACS Applied Materials and Interfaces, vol. 11, núm. 17, pp. 15478–15488. <https://doi.org/10.1021/acsami.8b22386>.

CHENG, S., F. Liu, C. Shen, C. Zhu y A. Li (2019b). “A Green and Energy-Saving Microwave-Based Method to Prepare Magnetic Carbon Beads for Catalytic Wet Peroxide Oxidation”, Journal of Cleaner Production, vol. 215, pp. 232-244. <https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.01.049>.

CHENAB, K. K., B. Sohrabi, A. Jafari y S. Ramakrishna (2020). “Water Treatment: Functional Nanomaterials and Applications from Adsorption to Photodegradation”, Materials Today Chemistry, vol. 16, 100262. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.mtchem.
2020.100262>.

COLMENARES, J. C., R. S. Varma y P. Lisowski (2016). “Sustainable Hybrid Photocatalysts: Titania Immobilized on Carbon Materials Derived from Renewable and Biodegradable Resources”, Green Chemistry, vol. 18, núm. 21, pp. 5736-5750. <https://doi.org/10.
1039/C6GC02477G>.

DHANGAR, K. y M. Kumar (2020). “Tricks and Tracks in Removal of Emerging Contaminants from the Wastewater Through Hybrid Treatment Systems: A Review”, Science of The Total Environment, vol. 138, 140320. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.140320>.

DO MINH, T., J. Song, A. Deb, L. Cha, V. Srivastava y M. Sillanpää (2020). “Biochar Based Catalysts for the Abatement of Emerging Pollutants: A Review”, Chemical Engineering Journal, vol. 394, 124856. <https://doi.org/10.1016/j.cej.2020.124856>.

DONG, C. Di, C. W. Chen y C. M. Hung (2017). “Synthesis of Magnetic Biochar from Bamboo Biomass to Activate Persulfate for the Removal of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Marine Sediments”, Bioresource Technology, vol. 245, pp. 188-195. <https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.08.204>.

ELIZALDE-GONZÁLEZ, M. P. y S. A. Lozano-Morales (2019). “Composite Functioning as Trap of Photoproducts: TiO2 Nanobelts Anchored to Carbon Particles”, Materials Chemistry and Physics, vol. 228, pp. 15-26. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.matchemphys.2019.02.014>.

ELSELLAMI, L., F. Dappozze, A. Houas y C. Guillard (2017). “Does Water in Synthesized TiO2 Have an Effect on the Photocatalytic Activity? Towards a Spectacular Response”, Materials Letters, vol. 204, pp. 188-191. <https://doi.org/10.1016/j.matlet.2017.06.010>.

FARRÉ, M., J. Sanchís y D. Barceló (2017). “Adsorption and Desorption Properties of Carbon Nanomaterials, the Potential for Water Treatments and Associated Risks”, en G. Lofrano, G. Libralato y J. Brown (eds.), Nanotechnologies for Environmental Remediation. Cham: Springer, pp. 137-182.

FRÖHLICH, A. C., E. L. Foletto y G. L. Dotto (2019). “Preparation and Characterization of NiFe2O4/Activated Carbon Composite as Potential Magnetic Adsorbent for Removal of Ibuprofen and Ketoprofen Pharmaceuticals from Aqueous Solutions”, Journal of Cleaner Production, vol. 229, pp. 828-837. <https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.05.037>.

FU, H., S. Ma, P. Zhao, S. Xu y S. Zhan (2019). “Activation of Peroxymonosulfate by Graphitized Hierarchical Porous Biochar and MnFe2O4 Magnetic Nanoarchitecture for Organic Pollutants Degradation: Structure Dependence and Mechanism”, Chemical Engineering Journal, vol. 360, pp. 157-170. <https://doi.org/10.1016/j.cej.2018.11.207>.

HAHAM, H., J. Grinblat, M. T. Sougrati, L. Stievano y S. Margel (2015). “Engineering of Iron-Based Magnetic Activated Carbon Fabrics for Environmental Remediation”, Materials, vol. 8, núm. 7, pp. 4593-4607. <https://doi.org/10.3390/ma8074593>.

HAN, Z., B. Sani, W. Mrozik, M. Obst, B. Beckingham, H. K. Karapanagioti y D. Werner (2015a). “Magnetite Impregnation Effects on the Sorbent Properties of Activated Carbons and Biochars”, Water Research, vol. 70, pp. 394-403. <https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.12.016>.

HAN, L., S. Xue, S. Zhao, J. Yan, L. Qian y M. Chen (2015b). “Biochar Supported Nanoscale Iron Particles for the Efficient Removal of Methyl Orange Dye in Aqueous Solutions”, PLoS ONE, vol. 10, núm. 7, pp. 1-15. <https://doi.org/10.1371/journal.pone.0132067>.

JUNG, K. W., S. Lee y Y. J. Lee (2017). “Synthesis of Novel Magnesium Ferrite (MgFe2O4)/Biochar Magnetic Composites and its Adsorption Behavior for Phosphate in Aqueous Solutions”, Bioresource Technology, vol. 245, pp. 751-759. <https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.09.035>.

KANNAN, K., D. Radhika, K. K. Sadasivuni, K. R. Reddy y A. V. Raghu (2020). “Nanostructured Metal Oxides and its Hybrids for Photocatalytic and Biomedical Applications”, Advances in Colloid and Interface Science, vol. 281, 102178. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.cis.2020.102178>.

KARTHIKEYAN, C., P. Arunachalam, K. Ramachandran, A. M. Al-Mayouf y S. Karuppuchamy (2020). “Recent Advances in Semiconductor Metal Oxides with Enhanced Methods for Solar Photocatalytic Applications”, Journal of Alloys and Compounds, vol. 828, 154281. <https://doi.org/10.1016/j.jallcom.2020.154281>.

KOSERA, V. S., T. M. Cruz, E. S. Chaves y E. R. L. Tiburtius (2017). “Triclosan Degradation by Heterogeneous Photocatalysis Using ZnO Immobilized in Biopolymer as Catalyst”, Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, vol. 344, pp. 184-191. <https://doi.org/10.1016/j.jphotochem.2017.05.014>.

LE, Hoang Anh, Le Thuy Linh, Sungmin Chin y Jongsoo Jurng (2012). “Photocatalytic Degradation of Methylene Blue by a Combination of TiO2-Anatase and Coconut Shell Activated Carbon”. Powder Technology, vol. 225, pp. 167-175.

LEHUTSO, R. F., Y. Tancu, A. Maity y M. Thwala (2020). “Aquatic Toxicity of Transformed and Product-Released Engineered Nanomaterials: An Overview of the Current State of Knowledge”, Process Safety and Environmental Protection, vol. 138, pp. 39-56. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.psep.2020.03.002>.

LI, Y., H. Zhao y M. Yang (2017a). “TiO2 Nanoparticles Supported on PMMA Nanofibers for Photocatalytic Degradation of Methyl Orange”, Journal of Colloid and Interface Science, vol. 508, pp. 500-507. <https://doi.org/10.1016/j.jcis.2017.08.076>.

LI, H., S. A. Mahyoub, W. Liao, S. Xia, H. Zhao, M. Guo, y P. Ma (2017b). “Effect of Pyrolysis Temperature on Characteristics and Aromatic Contaminants Adsorption Behavior of Magnetic Biochar Derived from Pyrolysis Oil Distillation Residue”, Bioresource Technology, vol. 223, pp. 20-26. <https://doi.org/10.1016/j.biortech.2016.10.033>.

LI, X., C. Wang, J. Zhang, J. Liu, B. Liu y G. Chen (2020). “Preparation and Application of Magnetic Biochar in Water Treatment: A Critical Review”, Science of the Total Environment, vol. 711, 134847. <https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.134847>.

LIU, Y., S. P. Sohi, S. Liu, J. Guan, J. Zhou y J. Chen (2019a). “Adsorption and Reductive Degradation of Cr (VI) and TCE by a Simply Synthesized Zero Valent Iron Magnetic Biochar”, Journal of Environmental Management, vol. 235, pp. 276-281. <https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.01.045>.

LIU, H., Y. Wei, J. Luo, T. Li, D. Wang, S. Luo y J. C. Crittenden (2019b). “3D Hierarchical Porous-Structured Biochar Aerogel for Rapid and Efficient Phenicol Antibiotics Removal from Water”, Chemical Engineering Journal, vol. 368, pp. 639-648. <https://doi.org/10.1016/j.cej.2019.03.007>.

LÓPEZ-ZAVALA, M. Á., S. A. Lozano Morales y M. Ávila-Santos (2017). “Synthesis of Stable TiO2 Nanotubes: Effect of Hydrothermal Treatment, Acid Washing and Annealing Temperature”, Heliyon, vol. 3, núm. 11, pp. e00456 <https://doi.org/10.1016/j.heliyon.2017.e00456>.

LOZANO-MORALES, S. A., G. Morales, M. Á. López Zavala, A. Arce-Sarria y F. Machuca-Martínez (2019). “Photocatalytic Treatment of Paracetamol Using TiO2 Nanotubes: Effect of pH”, Processes, vol. 7, núm. 6, p. 319. <https://doi.org/10.3390/pr7060319>.

LU, L., W. Yu, Y. Wang, K. Zhang, X. Zhu, Y. Zhang, Y. Wu, H. Ullah, X. Xiao y B. Chen (2020). “Application of Biochar-Based Materials in Environmental Remediation: from Multi-Level Structures to Specific Devices”, Biochar, vol. 2, pp. 1-31. <https://doi.org/10.1007/s42773-020-00041-7>.

NATARAJAN, S. T., Bajaj, H. C. y Tayade, R. J. (2016). “Palmyra tuber peel derived activated carbon and anatase TiO2 nanotube based nanocomposites with enhanced photocatalytic performance in rhodamine 6G dye degradation”. Process Safety and Environmental Protection, vol. 104, pp. 346-357. <https://doi.org/10.1016/j.psep.2016.09.021>.

NAWAZ, T. y S. Sengupta (2018). “Contaminants of Emerging Concern: Occurrence, Fate, and Remediation”, en Advances in Water Purification Techniques: Meeting the Needs of Developed and Developing Countries. Amsterdam: Elsevier, pp. 67-114. <https://doi.org/10.1016/B978-0-12-814790-0.00004-1>.

NORAINI, M. N., E. C. Abdullah, R. Othman y N. M. Mubarak (2016). “Single-Route Synthesis of Magnetic Biochar from Sugarcane Bagasse by Microwave-Assisted Pyrolysis”, Materials Letters, vol. 184, pp. 315-319. https://doi.org/10.1016/j.matlet.2016.08.064>.

PEÑA-GUZMÁN, C., S. Ulloa-Sánchez, K. Mora, R. Helena-Bustos, E. López-Barrera, J. Álvarez y M. Rodríguez-Pinzón (2019). “Emerging Pollutants in the Urban Water Cycle in Latin America: A Review of the Current Literature”, Journal of Environmental Management, vol. 237, pp. 408-423. <https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.02.100>.

QU, X., P. J. J. Alvarez y Q. Li (2013). “Applications of Nanotechnology
in Water and Wastewater Treatment”. Water Research, vol. 47, núm. 12, pp. 3931-3946. <https://doi.org/10.1016/j.watres.2012.09.058>.

RAJAPAKSHA, A. U., S. S. Chen, D. C. W. Tsang, M. Zhang, M. Vithanage, S. Mandal, B. Gao, N. S. Bolan y Y. S. Ok (2016). “Engineered/Designer Biochar for Contaminant Removal/Immobilization from Soil and Water: Potential and Implication of Biochar Modification”, Chemosphere, vol. 148, pp. 276-291. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2016.01.043>.

RASHEED, T., M. Bilal, F. Nabeel, M. Adeel y H. M. N. Iqbal (2019). “Environmentally-Related Contaminants of High Concern: Potential Sources and Analytical Modalities for Detection, Quantification, and Treatment”, Environment International, vol. 122 (noviembre, 2018), pp. 52-66. <https://doi.org/10.1016/j.envint.2018.11.038>.

RAUSCHER, H., G. Roebben, A. Mech, N. Gibson, H. Rauscher y N. Gibson (2019). “An Overview of Concepts and Terms Used in the European Commission’s Definition of Nanomaterial”, p. 44. <https://doi.org/https://10.2760/459136>.

RICHARDSON, S. D. y S. Y. Kimura (2020). “Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues”, Analytical Chemistry, vol. 92, núm. 1, pp. 473-505. <https://doi.org/10.1021/acs.analchem.
9b05269>.

ROBINSON, T., G. McMullan, R. Marchant y P. Nigam (2001). “Remediation of Dyes in Textile Effluent: A Critical Review on Current Treatment Technologies with a Proposed Alternative”, Bioresource Technology, vol. 77, núm. 3, pp. 247-255. <https://doi.org/10.1016/S0960-8524(00)00080-8>.

RUEDA-MÁRQUEZ, J. J., I. Levchuk, I., P. Fernández Ibáñez y M. Sillanpää (2020). “A Critical Review on Application of Photocatalysis for Toxicity Reduction of Real Wastewaters”. Journal of Cleaner Production, vol. 258, 120694. <https://doi.org/10.1016/j.jclepro.
2020.120694>.

SAUVÉ, S. y M. Desrosiers (2014). “A Review of What is an Emerging Contaminant”, en Chemistry Central Journal, vol. 8, núm. 15. <https://doi.org/10.1186/1752-153X-8-15>.

SEMARNAT Y CONAGUA (2018). Estadísticas del agua en México 2018. México: Sistema Nacional de Información Del Agua (SINA).

SHAN, R., L. Lu, J. Gu, Y. Zhang, H. Yuan, Y. Chen y B. Luo (2020). “Photocatalytic Degradation of Methyl Orange by Ag/TiO2/Biochar Composite Catalysts in Aqueous Solutions”, Materials Science in Semiconductor Processing, vol. 114, 105088. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.mssp.2020.105088>.

SHARMA, B. M., J. Bečanová, M. Scheringer, A. Sharma, G. K. Bharat, P. G. Whitehead, J. Klánová y L. Nizzetto (2019). “Health and Ecological Risk Assessment of Emerging Contaminants (Pharmaceuticals, Personal Care Products, and Artificial Sweeteners) in Surface and Groundwater (Drinking Water) in the Ganges River Basin, In<dia”, Science of The Total Environment, vol. 646, pp. 1459-1467. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.07.235>.

WANG, Shengsen, B. Gao, Y. Li, A. E. Creamer y F. He (2017). “Adsorptive Removal of Arsenate from Aqueous Solutions by Biochar Supported Zero-Valent Iron Nanocomposite: Batch and Continuous Flow Tests”, Journal of Hazardous Materials, vol. 322, pp. 172-181. <https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2016.01.052>.

WANG, Shengsen, B. Gao, Y. Li, Y. Wan y A. E. Creamer (2015). “Sorption of Arsenate Onto Magnetic Iron-Manganese (Fe-Mn) Biochar Composites”, RSC Advances, vol. 5, núm. 83, pp. 67971-67978. <https://doi.org/10.1039/c5ra12137j>.

WANG, Shujuan, W. Guo, F. Gao, Y. Wang y Y. Gao (2018). “Lead and Uranium Sorptive Removal from Aqueous Solution Using Magnetic and Nonmagnetic Fast Pyrolysis Rice Husk Biochars”, RSC Advances, vol. 8, núm. 24, pp. 13205-132017. <https://doi.org/10.1039/c7ra13540h>.

WANG, X., J. Hong, A. Huang, S. Zhong y Y. Tian (2014). “Facile Synthesis of Mesoporous Carbon Microspheres with FePt Nanoparticles Via an in-situ one Pot Method”, Materials Letters, vol. 130, pp. 192-194. <https://doi.org/10.1016/j.matlet.2014.05.096>.

WASSEL, A. R., M. E. El-Naggar y K. Shoueir (2020). “Recent Advances in Polymer/Metal/Metal Oxide Hybrid Nanostructures for Catalytic Applications”, Journal of Environmental Chemical Engineering, vol. 8, 104175. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.jece.2020.104175>.

WORLD HEALTH ORGANIZATION (WHO) (2017). Guidelines for Drinking-Water Quality: Fourth Edition Incorporating the First Addendum. Ginebra: World Health Organization.

WU, J., D. Huang, X. Liu, J. Meng, C. Tang y J. Xu (2018). “Remediation of As (III) and Cd (II) Co-Contamination and its Mechanism in Aqueous Systems by a Novel Calcium-Based Magnetic Biochar”, Journal of Hazardous Materials, vol. 348, pp. 10-19. <https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2018.01.011>.

YANG, L., J. Gao, Y. Liu, Z. Zhang, M. Zou, Q. Liao y J. Shang (2018). “Removal of Methyl Orange from Water Using Sulfur-Modified nZVI Supported on Biochar Composite”, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 229, núm. 355. <https://doi.org/10.1007/s11270-018-3992-x>.

YAP, M. W., N. M. Mubarak, J. N. Sahu y E. C. Abdullah (2017). “Microwave Induced Synthesis of Magnetic Biochar from Agricultural Biomass for Removal of Lead and Cadmium from Wastewater”, Journal of Industrial and Engineering Chemistry, vol. 45, pp. 287-295. <https://doi.org/10.1016/j.jiec.2016.09.036>.

YI, Y., Z. Huang, B. Lu, J. Xian, E. P. Tsang, W. Cheng, J. Fang y Z. Fang (2019). “Magnetic Biochar for Environmental Remediation: A Review”, Bioresource Technology, vol. 298, 122468. <https://doi.org/10.1016/j.biortech.2019.122468>.

ZHANG, H., G. Xue, H. Chen y X. Li (2018). “Magnetic Biochar Catalyst Derived from Biological Sludge and Ferric Sludge Using Hydrothermal Carbonization: Preparation, Characterization and its Circulation in Fenton Process for Dyeing Wastewater Treatment”, Chemosphere, vol. 191, pp. 64-71. <https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.10.026>.

ZHONG, D., Y. Zhang, L. Wang, J. Chen, Y. Jiang, D. C. W. Tsang, Z. Zhao, S. Ren, Z. Liu y J. C. Crittenden (2018). “Mechanistic Insights into Adsorption and Reduction of Hexavalent Chromium from Water Using Magnetic Biochar Composite: Key Roles of Fe3O4 and Persistent Free Radicals”, Environmental Pollution, vol. 243, pp. 1302-1309. <https://doi.org/10.1016/j.envpol.2018.08.093>.

ZHU, S., S. H. Ho, X. Huang, D. Wang, F. Yang, L. Wang, C. Wang, X. Cao y F. Ma (2017). “Magnetic Nanoscale Zerovalent Iron Assisted Biochar: Interfacial Chemical Behaviors and Heavy Metals Remediation Performance”, ACS Sustainable Chemistry and Engineering, vol. 5, núm. 11, pp. 9673–9682. <https://doi.org/10.1021/acssuschemeng.7b00542>.

ZHU, Y., F. Xu, Q. Liu, M. Chen, X. Liu, Y. Wang, Y. Sun y L. Zhang (2019a). “Nanomaterials and Plants: Positive Effects, Toxicity and the Remediation of Metal and Metalloid Pollution in Soil”, Science of The Total Environment, vol. 662, pp. 414-421. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.01.234>.

ZHU, Y., X. Liu, Y. Hu, R. Wang, M. Chen, J. Wu, Y. Wang, S. Kang, Y. Sun y M. Zhu (2019b). “Behavior, Remediation Effect and Toxicity of Nanomaterials in Water Environments”, Environmental Research, vol. 174, pp. 54-60. <https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envres.2019.04.014>.

20 Cátedras Conacyt. Centro de Investigación en Química Aplicada (CIQA). Blvd. Enrique Reyna 140, Saltillo 25294, Coahuila, México. Autor de correspondencia: alejandro.lozano@ciqa.edu.mx.

CAPÍTULO 5
PRESENCIA DE CONTAMINANTES DEL TIPO PRODUCTOS FARMACÉUTICOS Y DE CUIDADO PERSONAL EN AGUAS RESIDUALES Y LAS ALTERNATIVAS BIOELECTROQUÍMICAS PARA SU REMOCIÓN

Yolanda Reyes Vidal21

Jesús Pérez García22

Javier Bacame Valenzuela23

Roberto Hernández Posadas24

En general, la evolución de las especies que forman un ecosistema depende de su grado de adaptación. La vida animal y la vegetal se han adecuado a las condiciones de los ecosistemas que habitan; sin embargo, los seres humanos modifican el ambiente para lograr la supervivencia de su especie. Así, el desmedido crecimiento de la población y de los sectores productivos asociados a ésta generan gran cantidad de elementos nocivos que son incorporados al medio sin la conciencia de su alto efecto negativo. La justificación de la intervención humana en los ecosistemas naturales ha sido el progreso (económico, industrial y comercial) y la satisfacción de sus necesidades (salud y alimentación). Sin embargo, algunas de estas prácticas pueden ser llevadas a cabo sólo para obtener comodidad o beneficios estéticos, a pesar del deterioro ambiental que generan al desecharse. El total de estas actividades se consideran dentro de las causas actuales de la contaminación ambiental, ya que incorporan elementos nocivos de diversos tipos (físicos, químicos y biológicos), sin control, que afectan la salud de todos los integrantes de un ecosistema. Tales elementos pueden contaminar las tres matrices más importantes: suelo, aire y agua. El acceso a este último recurso (agua limpia) ha sido declarado por la Organización de las Naciones Unidas como un derecho humano. Pero la adición de elementos tóxicos que inhabilitan el agua como recurso básico para la vida y su utilización en higiene y otros usos representan un tema de preocupación mundial a diferentes niveles de la sociedad.

La contaminación de las fuentes de agua por el vertido de compuestos químicos ha sido de amplio interés para el desarrollo de técnicas de medición de los contaminantes, así como de tecnologías que los eliminen. Empero, estas actividades deben seguir un desarrollo acelerado por el aumento en la diversidad de sustancias vertidas en aguas domésticas, industriales y comerciales. En las últimas décadas, los contaminantes emergentes (CE) han surgido como un conjunto de sustancias químicas de alto interés por el tipo de daño asociado a su presencia (véase el Capítulo 1 de este libro).

Las actividades antropogénicas modernas incluyen el uso indiscriminado de productos que permiten satisfacer sus necesidades de bienestar (higiene y salud), como aquellos productos farmacéuticos y de cuidado personal (PFCP), considerados dentro de los CE. Estos productos son vertidos a las aguas residuales domésticas e industriales, y se acumulan por largos periodos en los ecosistemas circundantes y en las plantas de tratamiento de aguas residuales. En este capítulo se presenta una revisión de los principales PFCP presentes en cuerpos de aguas y efluentes residuales, su concentración y naturaleza química. Asimismo, se informan datos de la presencia de los PFCP en México para analizar la problemática y establecer comparaciones de los efectos negativos. Además, se incluyen los avances en las tecnologías bioelectroquímicas —biotecnología de amplio desarrollo—, que han mostrado resultados favorables en la remoción y, en algunos casos, degradación de los PFCP.

GENERALIDADES SOBRE LOS CE Y PFCP

Como se ha señalado, el aumento de las actividades relacionadas con el progreso de una población en crecimiento exponencial implica la generación de una mayor variedad de contaminantes. Así, los seres humanos han incrementado el consumo, y la consiguiente eliminación, de una serie de productos para su cuidado personal, que van desde lociones, cremas, limpiadores corporales, productos cosméticos y medicamentos, hasta sustancias nocivas para su salud.

La Norman Network, una red de intercambio de información entre grupos de trabajo de la Unión Europea (UE), indica que los CE son sustancias que actualmente no se incluyen en los programas de monitoreo ambiental de rutina y que pueden ser candidatos para una legislación futura debido a sus efectos adversos o persistencia (Norman Network, 2020). Además, la EPA considera que los CE son nuevos productos químicos sin un estado regulatorio y cuyo impacto en el ambiente y la salud humana son poco conocidos (Deblonde et al., 2011). En general, se trata de un grupo de productos químicos naturales y sintéticos, así como sus productos de transformación, que se encuentran en cuerpos de agua y aguas residuales de todo el mundo, como consecuencia de las actividades antropogénicas e industriales (Dey et al., 2019). Según la lista de la red Norman, se tienen identificadas hasta 1 036 sustancias emergentes (SE) y CE. Otros trabajos clasifican y categorizan a los CE en treinta clases, según su origen y tipo; por ejemplo, químicos industriales, compuestos biocidas y sus productos de transformación, sustancias usadas en el bioterrorismo y agentes de sabotaje, subproductos de desinfección, productos de cuidado personal y fármacos (Dey et al., 2019). Estos últimos han llamado la atención por su presencia relativamente alta en aguas residuales domésticas en América Latina (Peña-Guzmán, 2019). Sin embargo, a diferencia de Europa y otras áreas, muchos países de América Latina no tienen una lista establecida de contaminantes prioritarios o leyes que regulen la producción o liberación de CE al ambiente (Reichert et al., 2019).

En la actualidad, los PFCP se consideran en una sola categoría que incluye productos farmacéuticos, como antibióticos, disruptores endocrinos, drogas reguladas y no reguladas, y sustancias de uso común para fines de salud, belleza y limpieza, como medicamentos, cosméticos, jabones, perfumes, pastas dentales, champús, entre otros (Gogoi et al., 2018). Estos compuestos se pueden encontrar en aguas subterráneas y aguas residuales tanto domésticas como industriales debido a que son de uso común en la vida cotidiana de la población mundial.

Los disruptores endócrinos (DE) y los antibióticos se reconocen como dos grupos especiales de alta importancia dentro de los PFCP. Los DE pueden alterar los niveles hormonales que conducen a efectos adversos en diversos organismos y en la salud de la población (Yien et al., 2019). Los principales DE que se encuentran en los cuerpos de agua son los estrógenos naturales, el 17-estradiol, el estriol y el 17-etinilestradiol sintético (Ashfaq, 2019). En el caso del grupo de antibióticos, han recibido considerable atención debido a la creciente resistencia de los microorganismos a éstos, y la generación de cepas, principalmente de bacterias resistentes (García, 2020; Manaia, 2018).

CONTAMINANTES EMERGENTES DE TIPO PFCP EN MÉXICO

De acuerdo con el INEGI y la CONAGUA, hasta la fecha no existe un sistema de clasificación para los CE que afectan la calidad del agua en México. Sin embargo, existen numerosos reportes de muestreo en cuerpos de agua y efluentes de aguas residuales que indican la presencia de CE. La tabla 1 presenta algunos de los PFCP encontrados en México y las concentraciones máximas medidas. Estos compuestos corresponden principalmente a fármacos antiinflamatorios no esteroideos (FAI-NE) y antibióticos comunes. El muestreo realizado en el Valle del Mezquital (México) es uno de los más completos, al detectar un amplio rango de CE. Los compuestos tipo FAI-NE encontrados fueron paracetamol (acetaminofén), ibuprofeno y naproxeno, en concentraciones de 67 200 ng/L, 5 190 ng/L y 18 600 ng/L, respectivamente (Lesser, 2018). En Morelia, Michoacán se encontraron altas concentraciones de tetraciclina (160.2 μg/L), mientras que en el Valle del Mezquital se detectaron hasta 6 570 ng/L de sulfametoxazol (Robledo et al., 2017).

Otros disruptores hormonales y fármacos, como los usados en el tratamiento de la diabetes, también se detectaron en cuerpos de agua y aguas residuales en México. El bisfenol A alcanzó valores de 9 340 ng/L en el Valle del Mezquital (Lesser, 2018), mientras que en Xochimilco (Ciudad de México) se detectaron 140.33 ng/μL (Díaz-Torres et al., 2013). En varios puntos del río Cuautla, en el estado de Guerrero, que comprende las zonas entre las localidades de Barranca Grande a Curtidora, se detectaron disruptores hormonales, como 17-Estradiol y 17ß-Estradiol, en concentraciones máximas de 2.37 ng/L y 0.97 ng/L, respectivamente (Calderón-Moreno, 2019). Sin embargo, en el Valle del Mezquital se detectaron cantidades mayores de dichos contaminantes, de hasta 40.8 ng/L y 70.3 ng/L, respectivamente.

El control farmacológico de la diabetes en la población mexicana conlleva la aparición de ciertos medicamentos en aguas residuales. En algunas plantas de tratamiento de la ciudad de Toluca (Estado de México) se detectó glibenclamida en concentraciones de 1.92 μg/L (Pérez-Álvarez, 2018). De forma más alarmante, se detectaron hasta 107 000 ng/L de metformina en el Valle del Mezquital (Lesser, 2018), que representa hasta 55.72 veces más que la glibenclamida detectada en el otro estudio. Los valores altos de PFCP en los cuerpos de agua en México pueden ocasionar riesgos para la salud humana, así como para la flora y fauna. Algunos de los datos de concentración de estos compuestos encontrados en diferentes lugares del país se presentan en la tabla 2. Por ello, es necesario tomar acciones para la regulación de los PFCP y el desarrollo de tecnologías de tratamiento y remoción.

Tabla 1. Compuestos tipo pfcp encontrados en diferentes puntos de muestreo en México

Tipo

Fármaco

Estructura molecular

Zona de detección

Concentración máxima

Referencia

FAI-NE

Paracetamol

Morelia, Michoacán, México

4.3 μg/L *

Robledo et al., 2017

Valle del Mezquital, México

67200 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Diclofenaco

La Michoacana, Sinaloa, México

580 ng/L 1

Moeder, 2017

Ibuprofeno

Valle del Mezquital, México

5190 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Naproxeno

Valle del Mezquital, México

18600 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Antibióticos

Sulfametoxazol

Valle del Mezquital, México

6570 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Trimetoprima

Valle del Mezquital, México

1610 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Tetraciclina

Morelia, Michoacán, México

160.2 μg/L 1

Robledo et al., 2017

Triclosán

Xochimilco, Ciudad de México, México

31.71 ng/μL 1

Díaz-Torres et al., 2013

* Valores máximos de contaminación. fai-ne: fármacos antiinflamatorios no esteroideos.

Tabla 2. Compuestos tipo PFCP encontrados en diferentes puntos de muestreo en México

Tipo

Fármaco

Estructura molecular

Zona de detección

Concentración

Referencia

Disruptores hormonales

17-Estradiol

Curtidora a Barranca Grande, Guerrero,
México

2.37 ng/L

Calderón, 2019

Valle del Mezquital, México

40.8 ng/L 1

Lesser et al., 2018

17ß-Estradiol

Curtidora a Barranca Grande, Morelos,
México

0.97 ng/L 2

Calderón, 2019

Valle del Mezquital, México

70.3 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Bisfenol A

Valle del Mezquital, México

9340 ng/L 1

Lesser et al., 2018

Xochimilco, Ciudad de México, México

140.33 ng/μL 1

Díaz et al., 2013

Antidiabéticos

Glibenclamida

Toluca, Edo. de México, México

1.92 μg/L 1

Pérez-Álvarez, 2018

Metformina

Valle del Mezquital, México

107000 ng/L 1

Lesser et al., 2018

TECNOLOGÍAS UTILIZADAS PARA EL TRATAMIENTO DE PFCP

La investigación aplicada para desarrollar procesos que permitan la degradación de los contaminantes emergentes, incluyendo los PFCP, se ha venido desarrollando intensamente la última década. Desde 2007, se publicaron al menos 743 artículos sobre tecnologías de degradación, sin contar aquellos que son artículos de revisión, según la base de datos SCOPUS. La figura 5.1 muestra el número de publicaciones sobre eliminación de CE en diferentes países. España es el principal país en el tema, con 17 % de las publicaciones, mientras México representa sólo 3 % del mundo. Sin embargo, México es el segundo país en América Latina en el desarrollo tecnologías de degradación de CE en el que se incluyen los PFCP. Los resultados presentados en estas publicaciones son diversos, pues los procesos dependen de múltiples variables; sin embargo, de manera general, las tecnologías reportadas muestran porcentajes de degradación superiores al 90 %. Aunque las tecnologías tradicionales para la obtención de agua segura y tratamiento de efluentes han demostrado ser factibles para la remoción de CE, se están desarrollando procesos integrales de última generación referidos como tecnologías emergentes que parecen remover y degradar los compuestos tipo CE (Tabla 3).

Dentro de las tecnologías tradicionales, se encuentran los procesos como la adsorción y biosorción, que han resultado ser eficientes para la remoción de los CE. Estos procesos consisten en pasar los CE de una fase líquida a una fase sólida. Sin embargo, se generan residuos, los cuales necesitan otro tipo de procesos para desecharse (Domínguez et al., 2014). Por otra parte, las tecnologías emergentes comprenden dos grandes tipos: las de oxidación avanzada (Fenton, foto catálisis, electro Fenton) y las de membranas (microfiltración, ultrafiltración, ósmosis inversa y nanofiltración), así como sus combinaciones, y las híbridas con procesos electroquímicos (Phoon et al., 2020; Yusuf et al., 2020). Los procesos de oxidación avanzada son también considerados como procesos eficientes para la remoción de CE, ya que degradan los CE a pequeñas moléculas, como agua y CO2; la desventaja de estos sistemas es su alto costo (Domínguez et al., 2014). En el caso de la oxidación de Fenton, es una tecnología prometedora por su simplicidad y seguridad, con excelentes resultados para la remoción de contaminantes.

Figura 5.1. A) Número de publicaciones de degradación o remoción de ce por año. B) Publicaciones sobre degradación o remoción de ce por país.

Fuente: Scopus, utilizando la cadena de búsqueda “title-abs-key (emerging-pollutants) and (degradation, and removal) and (limit-to [doctype, “ar”])”.

La reacción química llevada a cabo en este proceso es la descomposición de H2O2 a valores de pH bajos en presencia de iones Fe+ (Domínguez et al., 2014). Entre los PFCP más estudiados para el uso de estas tecnologías emergentes, se tiene a los fármacos antiinflamatorios no esteroideos (FAI-NE) y los antibióticos. Ciertas técnicas de oxidación avanzada, como la oxidación de Fenton, destacan por tener tiempos de degradación significativamente menores en comparación con los métodos biológicos, como la bioadsorcion (Delgado-Moreno et al., 2019). La oxidación de Fenton, en combinación con un sistema bioelectroquímico (SBE), es considerada un proceso factible para su aplicación en aguas contaminadas con CE. Este proceso consiste en la integración de un proceso biológico que puede aumentar la degradación de compuestos debido a que fueron previamente tratados o postratatados, y, por tanto, se aumenta la degradación de los compuestos no biodegradables.

En conjunto, esta integración tiene efecto positivo en las tasas de remoción para cumplir con los requisitos de descarga de efluentes. Por otra parte, también hay una reducción en el consumo de energía, ya que aumenta la biodegradabilidad por la oxidación de compuestos orgánicos, lo que vuelve más corto el tratamiento electroquímico. De esta manera, no sólo se disminuye el consumo de energía, sino también los costos de operación del proceso en general. Debido a lo anterior, también se aumenta el tiempo de vida de los materiales, en específico de los electrodos (Olvera-Vargas et al., 2017). Con este tipo de procesos, se demostró un porcentaje de degradación > 99 % en sólo 80 minutos de tiempo de retención hidráulico (TRH) para 20 mg/L de bisfenol A y triclosán, mientras que para sulfametoxazol se necesitaron TRH de 120 minutos en la degradación completa de concentraciones iguales a 20 mg/L (Sun et al., 2020). La oxidación de Fenton por sí misma puede ser efectiva en el tratamiento de compuestos PFCP, ya que es capaz de degradar 50 mg/L de paracetamol, bisfenol A y tetraciclina en aproximadamente 30 minutos (Wu, 2020). Sin embargo, el proceso de oxidación bio-electro-Fenton tiene la ventaja de producir su propia energía y de regenerar consecutivamente el reactivo de Fenton.

Tabla 3. Tecnologías emergentes para la degradación de pfcp en aguas residuales

Método utilizado

Contaminante

Tipo

Concentración inicial

% de

degradación

Tiempo de degradación

Referencia

Oxidación de fenton

Paracetamol

fai-ne

50 mg/L

>99

~30 m

Wu et al., 2020

Bisfenol A

Disruptores hormonales

50 mg/L

>99

~30 m

Tetraciclina

Antibióticos

50 mg/L

>99

~30 m

Oxidación bio-electro-fenton

Bisfenol A

Disruptores hormonales

20 mg/L

>99

80 m

Sun et al., 2020

Triclosán

Antibióticos

20 mg/L

>99

80 m

Sulfametoxazol

Antibióticos

20 mg/L

>99

120 m

Humedal construido

Testosterona

Disruptores hormonales

183.23 ng/L2

>98

>24 h*

Guedes-
Alonso, 2020

Progesterona

Disruptores hormonales

53.05 ng/L 2

>80

>24 h

Cortisona

Disruptores hormonales

127 ng/L 2

>99

>24 h

Bio-adsorción

Triclosán

Antibióticos

20 μg/g

>90

71 d

Delgado-Moreno et al., 2019

Diclofenaco

FAI-Nes

20 μg/g

>90

40 d

Ibuprofeno

FAI-Nes

20 μg/g

>90

4 d

* No se especifica el tiempo de degradación.

Según un análisis en la base de datos Scopus, del año 2012 a la fecha se publicaron 23 artículos que muestran el uso de tecnologías emergentes en la degradación de compuestos tipo PFCP (Tabla 4). Por ejemplo, uno de estos trabajos muestra que un sistema de oxidación de Fenton integrado a uno de biodegradación, usando TRH de 120 minutos, generó tasas de degradación de ciprofloxacino superiores al 99 % (Díaz-Quiroz et al., 2020). Incluso se han publicado propuestas de trenes de tratamiento que combinan precipitación química, coagulación y oxidación de Fenton, que ofrecen degradaciones casi completas de FAI-NE, que incluyen concentraciones altas de paracetamol (66 000 ng/L) e ibuprofeno (12 800 ng/L) (Estrada-Arriaga, 2016). Una alternativa que ofrece ventajas significativas es la combinación de los SBE con técnicas de oxidación avanzada o biológicas, como los humedales construidos (HC) (Guedes-Alonso, 2020). Entre las ventajas que tiene esta opción se encuentra que se puede desarrollar a bajos valores de TRH en combinación con la generación de energía. De acuerdo con Abourached et al. (2016), el uso de sistemas bioelectroquimicos tipo celda de combustible microbianas (CCM) que provean la energía necesaria para las operaciones de aireación en plantas de tratamiento convencionales (tratamiento de aguas de procesado de frutas) puede representar un ahorro de hasta el 9 % del costo total de operación e inversión de tales operaciones a veinte años, con tiempos de TRH de 1.5 h y flujos de 318 m3/h. Sin embargo, señalan que es necesario realizar mayores estudios de análisis económico para determinar la factibilidad del remplazo por las CCM en diversas plantas de tratamiento con TRH similares, tratando efluentes con sustratos de la misma naturaleza y concentración. A la fecha, no existen publicaciones que muestren datos sobre el impacto económico del uso de SBE para la remoción de los PFCP.

Tabla 4. Estudios para la remoción y degradación de PFCP en México usando tecnologías emergentes

Método utilizado

Contaminante

Tipo

Estructura molecular

Concentración inicial

Tasa de degradación

Tiempo de degradación

Referencia

Oxidación de Fenton +
biodegradación

Ciprofloxacino

Antibiótico

50 μg/L

>99

120 m

Díaz-
Quiroz
et al., 2020

Adsorción +
biodegradación

Diclofenaco

FAI-NEs

800 mg/L

>99

8 d

Moral-
Rodríguez et al., 2020

Adsorción +
biodegradación

Amoxicilina

Antibiótico

50 mg/L

>99

No
reportado

Benjedim et al., 2020

Fotocatálisis

17--estradiol

Disruptor hormonal

1 μg/L

>80

60 m

Orozco-
Hernández et al., 2019

Oxidación
electroquímica

Nonilfenol etoxilato-10

Fenólico

50 mg/L

>94

375 m

Barrera et al., 2019

Coagulación + Precipitación química +
Oxidación
de Fenton

Paracetamol

FAI-NEs

66000 ng/L

>99

>20 h

Estrada-Arriaga, 2016

Coagulación + Precipitación química +
Oxidación
de Fenton

Ibuprofeno

FAI-NEs

12800 ng/L

>99

>20 h

Oxidación
electroquímica

Triclosán

Antibiótico

1193 ng/L

63

180 m

Barrios et al., 2016

SISTEMAS BIOELECTROQUÍMICOS (SBE) PARA LA DEGRADACIÓN DE CONTAMINANTES EMERGENTES

Actualmente, los SBE se consideran alternativas prometedoras para la degradación de CE donde se incluyen los PFCP, tales como antibióticos, analgésicos, antiepilépticos, antihipertensivos, antisépticos, estimulantes y hormonas. Estas tecnologías basan su funcionamiento en la transferencia de electrones entre microorganismos y electrodos a través de un fenómeno conocido como transferencia extracelular electrónica (TEE). La TEE requiere la presencia de un mediador redox (MR) extracelular soluble o adherido al electrodo que transfiera los electrones del metabolismo microbiano o bien del contacto directo de los microorganismos con el electrodo.

El proceso de TEE en un SBE se realiza mediante el mecanismo presentado en la figura 5.2. Aquí los microorganismos pueden reducir al sustrato a través de un metabolismo anódico (oxidación del sustrato) o catódico (reducción del sustrato). Para la degradación de los CE, los PFCP sirven de sustrato para los microorganismos, funcionando como fuentes de carbono o nitrógeno. De este modo, la TEE puede ser explotada para los SBE en dos configuraciones con base en celdas electroquímicas: celdas de combustible microbianas (CCM) y celdas de electrólisis microbianas (CEM) (Figura 5.3). Las CCM son dispositivos que aprovechan el proceso metabólico de los microorganismos para producir energía, mientras que las CEM requieren la imposición de energía al sistema y se apoyan del metabolismo microbiano para la degradación del sustrato y de los procesos en la superficie del electrodo (Reyes-Vidal et al., 2021).

Figura 5.2. Proceso de TEE entre microorganismos y electrodos. A) Los microorganismos oxidan al sustrato utilizando al electrodo como aceptor de electrones (proceso anódico). B) Los microorganismos reducen al sustrato utilizando al electrodo como donador de electrones (proceso catódico).

Figura 5.3. A) Celda de combustible microbiana y B) Celda de electrólisis microbiana.

APLICACIONES DE LAS CELDAS DE COMBUSTIBLE MICROBIANAS (CCM)

Entre las ventajas de las CCM se puede encontrar la alta tasa de degradación de algunos antibióticos y fármacos (como esteroides y hormonas). Existen numerosos estudios que demuestran la degradación de antibióticos, donde destacan aquellos que se encuentran acoplados a otros sistemas de degradación, como los humedales, o sistemas de oxidación avanzada, como la oxidación de Fenton (Tabla 5). El sulfametoxazol, un antimicrobiano común, presentó rendimientos de degradación cercanos al 95 % en CCM–electrofenton (CCM–EF) con valores de TRH = 2 días y generación de potencia eléctrica de 283.32 mW/m2 (Li et al., 2020), mientras que en un proceso integrado de CCM–humedal/construido (CCM–HC) se alcanzaron rendimientos del 99 % con TRH = 5 días, generando hasta 124.89 mW/m3 (Wen et al., 2020).

Cabe señalar que los sistemas en operación como CCM, que no se acoplaron a otros procesos de degradación, también obtuvieron buenos rendimientos, superando el 90 % (Tabla 5). Por ejemplo, la remoción de triclosán en una CCM alcanzó rendimientos del 94 % con TRH = 2 días, generando hasta 120 mW/m2 (Xu et al., 2020). Por otro lado, la ceftriaxona tuvo porcentajes de remoción del 91 %, con TRH = 1 día, generando hasta 113 W/m3 de potencia. Este valor de energía es considerablemente alto para sistemas bioelectroquímicos tipo CCM. Sin embargo, esto sólo se logró añadiendo 1 000 mg/L de glucosa como cosustrato (Wen et al., 2011).

Tabla 5. Celdas de combustible microbianas (CCM) utilizadas para la degradación de antibióticos

Antibiótico

Estructura molecular

Tipo de celda

Inóculo / especie planta

TRH (días)

Concentración inicial (mg/L)

Potencia generada

Tasa de degradación (%)

Referencia

Sulfametoxazol

CCM /

humedal

Canna indica

5

100

124.89 mW/m3

>99

Wen et al., 2020

Tetraciclina

CCM /

humedal

Canna

indica

5

50

55.51 mW/m3

>99

Wen et al., 2020

Ceftriaxona

CCM

CCM

1

50

113 W/m3 (1)

91 (1)

Wen et al., 2011

Triclosán

CCM

Lodo activado de planta de tratamiento

2

1.4

120 mW/m2

94

Xu et al., 2020

Sulfametoxazol

CCM /

Fenton

MFC de grupo de trabajo

2

25

283.32 mW/m2

94.66

Li et al., 2020

Cefazolina

CCM

Lodo

activado de planta de tratamiento

~1.5

100

32.5 W/m3

>70

Zhang et al., 2018

Tabla 6. Celdas de combustible microbianas (CCM) utilizadas para la degradación de algunos contaminantes y fármacos

Contaminante / Fármaco

Estructura molecular

Tipo de celda

Inóculo

TRH

Concentración inicial (mg/L)

Potencia generada

Tasa de degradación (%)

Referencia

Bisfenol A

CCM / humedal

Lodo

activado de planta de tratamiento

16 h

~10 mg/L

24.94 mW/m2

~60

Li et al., 2019

17-estradiol

CCM / Fenton

Lodo

anaerobio

6 h

120 μg/L

4.35 W/m3

96.4

Zeng et al., 2016

17-estradiol

CCM / Fenton

Lodo

anaerobio

10 h

20

mg/L

4.35 W/m3

81

Xu et al., 2013

17-etinil-

estradiol

CCM / Fenton

Lodo

anaerobio

10 h

20

μg/L

4.35 W/m3

56

Xu et al., 2013

Carbamazepina

CCM / Fenton

MFC

de grupo

de trabajo

1 d

10

mg/L

112.00 mW/m2

90

Wang et al., 2018

Otras configuraciones también muestran resultados óptimos del uso de las CCM para la degradación de otros contaminantes y fármacos (Tabla 6). El bisfenol A, un contaminante conocido por ser un potencial disruptor endocrino, puede llegar hasta 60 % de degradación en CCM–HC con una potencia de salida de 24.94 mW/m2 (Li, 2019). Algunos fármacos hormonales, como el 17-estradiol y el 17-etinil-estradiol, pueden presentar tasas de degradación superiores a 81 % y 56 %, respectivamente. La potencia de salida de estos últimos puede alcanzar hasta 4.35 W/m3 en CCM–EF (Xu et al., 2013). La carbamazepina, un fármaco anticonvulsivo y estabilizador del estado de ánimo, puede degradarse hasta 90 % en CCM–EF, con valores de potencia eléctrica de 112.00 mW/m2 (Wang et al., 2018).

APLICACIONES DE LAS CELDAS DE ELECTRÓLISIS MICROBIANAS

En la tabla 7 se presentan datos del buen desempeño de los sistemas bioelectroquímicos en su configuración de CEM para la remoción de diversos fármacos. Algunos antibióticos, como cloranfenicol, tetraciclina y sulfametoxazol, mostraron tasas de degradación del 99.9 %, 95.6 % y 93.5 %, respectivamente (Wu et al., 2017; Zhang et al., 2016). También las hormonas, como la 17-etinil-estradiol, presentaron rendimientos de degradación que superan el 82 %, en TRH relativamente bajo de 90 minutos (He, 2017). La nitrofurazona, un bactericida de amplio espectro, se degradó hasta el 70 % (Kong, 2017), mientras que el diclofenaco, un antiinflamatorio, se degrada a una tasa mayor del 99 % (Gusseme et al., 2012).

Del mismo modo que las CCM, las CEM pueden combinarse con otros sistemas de degradación. Uno de los más prometedores es el sistema CEM–humedal construido (CEM–HC), el cual se utilizó para la degradación de sulfametoxazol y tetraciclina, a un potencial de celda de 0.8 V (oxidación) (Zhang et al., 2016).

Tabla 7. Celdas de electrólisis microbianas (CEM) utilizadas para la degradación de fármacos

Contaminante/

Fármaco

Estructura molecular

Tipo de celda

Inóculo

TRH

Concentración inicial

mg/L

Potencia generada

Tasa de

degradación

(%)

Referencia

17-etinil-estradiol

CEM

Lodo activado de planta de tratamiento

1.5 h

0.5 mg/L

8.1 V

~82

He, 2017

Diclofenaco

CEM

Lodo activado de planta de tratamiento

2 h

1 mg/L

0.8 V

>99

Gusseme et al., 2012

Cloranfenicol

CEM

CEM del grupo de trabajo

12 h

32 mg/L

0.5 V

>99

Wu et al., 2017

Sulfametoxazol

CEM / humedal

Lodo
activado de planta de tratamiento

40 h

200 μg/L

0.8 V

93.5

Zhang et al., 2016

Tetraciclina

CEM / humedal

Lodo activado de planta de tratamiento

40 h

200 μg/L

0.8 V

95.6

Zhang et al., 2016

Nitrofurazona

CEM

Consorcio reductor de nitrofurazona

1 h

50 mg/L

0.8 V

~70

Kong, 2017

PERSPECTIVAS

La contaminación ambiental es un problema de múltiples factores y de alta expansión porque se anteponen intereses económicos, políticos y sociales al deterioro del ecosistema que habitamos. Los CE son un grupo de compuestos tóxicos de alto interés por los efectos que causan en los seres que están en contacto con ellos. Cualquier componente presente en cantidades diversas y sin control representa una amenaza para los integrantes del medio donde se encuentran, porque genera desequilibrio. Al igual que en su momento los insecticidas fueron señalados para la concienciación sobre su uso, manejo y disposición, ahora el conjunto de CE requiere la atención de diversos especialistas para generar soluciones con viabilidad técnica y económica.

Como grupo de investigación, estamos proponiendo el uso de tecnologías integradas por varios procesos, entre ellos los bioelectroquímicos, para la eliminación de los CE, especialmente aquellos del tipo PFCP. Los datos presentados en este capítulo muestran la problemática en México por la existencia de sustancias PFCP en aguas residuales, considerando un llamado urgente para la toma de decisiones y procuración del trabajo conjunto que permita encontrar soluciones adecuadas.

El problema ha estado presente desde hace ya algunos años, y cada día que transcurre representa un tiempo más sin soluciones y el aumento de la problemática. Justo ahora podríamos estar contribuyendo al problema al realizar nuestras actividades básicas de procura de bienestar. Tal vez también debemos ser parte de la solución antes de la pérdida irreparable de la biodiversidad y de los componentes del ecosistema donde habitamos.

REFERENCIAS

ABOURACHED, C., M. J. English y H. Liu (2016). “Wastewater Treatment by Microbial Fuel Cell (MFC) Prior Irrigation Water Reuse”, Journal of Cleaner Production, núm. 137, pp. 144-149.

ASHFAQ, M. (2019). “Occurrence, Seasonal Variation and Risk Evaluation of Selected Endocrine Disrupting Compounds and their Transformation Products in Jiulong River and Estuary, China”, Marine Pollution Bulletin, vol. 145, pp. 370-376.

BARRERA, H., G. Roa‐Morales, P. Balderas‐Hernández, C. E. Barrera‐Díaz y B. A. Frontana‐Uribe (2019). “Catalytic Effect of Hydrogen Peroxide in the Electrochemical Treatment of Phenolic Pollutants Using a BDD Anode”, ChemElectroChem, vol. 6, núm. 8, pp. 2264-2272.

BARRIOS, J. A., A. Cano, J. E. Becerril y B. Jiménez (2016). “Influence of Solids on the Removal of Emerging Pollutants in Electrooxidation of Municipal Sludge with Boron-Doped Diamond Electrodes”, Journal of Electroanalytical Chemistry, vol. 776, pp. 148-151.

BENJEDIM, S., L. A. Romero-Cano, A. F. Pérez-Cárdenas, M. I. Bautista-Toledo, E. M. Lotfi y F. Carrasco-Marín (2020). “Removal of Emerging Pollutants Present in Water Using an E-coli Biofilm Supported onto Activated Carbons Prepared from Argan Wastes: Adsorption Studies in Batch and Fixed Bed”, Science of the Total Environment, núm. 720, 137491.

CALDERÓN-MORENO, G. M. (2019). “Occurrence and Risk Assessment of Steroidal Hormones and Phenolic Endocrine Disrupting Compounds in Surface Water in Cuautla River, Mexico”, Water (Switzerland), vol. 11, núm. 12, 2628.

DEBLONDE, T., C. Cossu-Leguille y P. Hartemann (2011). “Emerging Pollutants in Wastewater: A Review of the Literature”, International Journal of Hygiene and Environmental Health, vol. 214, núm. 6, pp. 442-448.

DELGADO-MORENO, L., S. Bazhari, R. Nogales y E. Romero (2019). “Innovative Application of Biobed Bioremediation Systems to Remove Emerging Contaminants: Adsorption, Degradation and Bioaccesibility”, Science of the Total Environment, vol. 651, pp. 990-997.

DEY, S., F. Bano y A. Malik (2019). “Pharmaceuticals and Personal Care Product (PPCP) Contamination-A Gobal Discharge Inventory”, en M. N. V. Prasad, M. Vithanage y A. Kapley (eds.), Pharmaceuticals and Personal Care Products: Waste Management and Treatment Technology. Cambridge: Elsevier, pp. 1-26.

DÍAZ‐QUIROZ, C., G. Ulloa‐Mercado, J. F. Hernández‐Chávez, A. Rentería‐Mexía, D. Serrano‐Palacios y E. Meza‐Escalante (2020). “Microalgae as Biocatalyst in Simultaneous Photodegradation of Antibiotics and Hormones”, Journal of Chemical Technology & Biotechnology, vol. 95, núm. 5, pp. 1453-1459.

DÍAZ-TORRES, E., R. Gibson, F. González-Farías, A. E. Zarco-Arista y M. Mazari-Hiriart (2013). “Endocrine Disruptors in the Xochimilco Wetland, Mexico City”, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 224, núm. 6, pp. 1-11.

DOMÍNGUEZ, J., M. Muñoz, P. Palo, T. González, J. Peres y E. Cuerda-Correa (2014). “Fenton Advanced Oxidation of Emerging Pollutants: Parabens”, International Journal of Energy and Environmental Engineering, núm. 89, pp. 1-10.

ESTRADA-ARRIAGA, E. B. (2016). “Assessment of Full-Scale Biological Nutrient Removal Systems Upgraded with Physico-Chemical Processes for the Removal of Emerging Pollutants Present in Wastewaters from Mexico”, Science of the Total Environment, vol. 571, pp. 1172-1182.

GARCÍA, J. (2020). “A Review of Emerging Organic Contaminants (EOCs), Antibiotic Resistant Bacteria (ARB), and Antibiotic Resistance Genes (ARGs) in the Environment: Increasing Removal with Wetlands and Reducing Environmental Impacts”, Bioresource Technology, vol. 307, 123228.

GOGOI, A., P. Mazumder, V. K. Tyagi, G. G. Tushara Chaminda, A. K. An y M. Kumar (2018). “Occurrence and Fate of Emerging Contaminants in Water Environment: A Review”, Groundwater for Sustainable Development, núm. 6, pp. 169-180.

GUEDES-ALONSO, R. (2020). “Pharmaceutical and Personal Care Product Residues in a Macrophyte Pond-Constructed Wetland Treating Wastewater from a University Campus: Presence, Removal and Ecological Risk Assessment”, Science of the Total Environment, núm. 703, 135596.

GUSSEME, B. de, M. Soetaert, T. Hennebel, L. Vanhaecke, N. Boon y W. Verstraete (2012). “Catalytic Dechlorination of Diclofenac by Biogenic Palladium in a Microbial Electrolysis Cell”, Microbial Biotechnology, vol. 5, núm. 3, pp. 396-402.

HE, H. (2017). “Coupling Electrochemical and Biological Methods for 17-Ethinylestradiol Removal from Water by Different Microorganisms”, Journal of Hazardous Materials, vol. 340, pp. 120-129.

KONG, D. (2017). “Response of Antimicrobial Nitrofurazone-Degrading Biocathode Communities to Different Cathode Potentials”, Bioresource Technology, vol. 241, pp. 951-958.

LESSER, L. E. (2018). “Survey of 218 Organic Contaminants in Groundwater Derived from the World’s Largest Untreated Wastewater Irrigation System: Mezquital Valley, Mexico”, Chemosphere, núm. 198, pp. 510-521.

LI, H. (2019). “Enhanced Degradation of Bisphenol A and Ibuprofen by an Up-Flow Microbial Fuel Cell-Coupled Constructed Wetland and Analysis of Bacterial Community Structure”, Chemosphere, núm. 217, pp. 599-608.

LI, S., T. Hua, C.-S. Yuan, B. Li, X. Zhu y F. Li (2020). “Degradation Pathways, Microbial Community and Electricity Properties Analysis of Antibiotic Sulfamethoxazole by Bio-Electro-Fenton System”, Bioresource Technology, núm. 298, 122501.

MANAIA, C. M. (2018). “Antibiotic Resistance in Wastewater Treatment Plants: Tackling the Black Box”, Environment International, núm. 115, pp. 312-324.

MOEDER, M. (2017). “Potential of Vegetated Ditches to Manage Organic Pollutants Derived from Agricultural Runoff and Domestic Sewage: A Case Study in Sinaloa (Mexico)”, Science of the Total Environment, vol. 598, pp. 1106-1115.

MORAL-RODRÍGUEZ, A. I., R. Leyva-Ramos, F. Carrasco-Marín, M. I. Bautista-Toledo y A. F. Pérez-Cadenas (2020). “Adsorption of Diclofenac from Aqueous Solution onto Carbon Xerogels: Effect of Synthesis Conditions and Presence of Bacteria”, Water, Air, and Soil Pollution, vol. 231, núm. 1, p. 17.

NORMAN NETWORK (2020). “Network of Reference Laboratories, Research Centres and Related Organizations for Monitoring of Emerging Environmental Substances. Glossary of Terms”. <https://www.norman-network.net>.

OLVERA-VARGAS, H., C. Trellu, N. Oturan y M. Oturan (2017). “Bio-Electro-Fenton: A New Combined Process – Principles and Applications”, en M. Zhou et al. (eds.), Electro-Fenton Process: New Trends and Scale-Up. Singapur: Springer Nature, pp. 1-28.

OROZCO-HERNÁNDEZ, L., L. M. Gómez-Oliván, A. Elizalde-Velázquez, R. Natividad, L. Fabián-Castoño y N. San Juan-Reyes (2019). “17--Estradiol: Significant Reduction of its Toxicity in Water Treated by Photocatalysis”, Science of the Total Environment, vol. 669, pp. 955-963.

PEÑA-GUZMÁN, C. (2019). “Emerging Pollutants in the Urban Water Cycle in Latin America: A Review of the Current Literature”, Journal of Environmental Management, vol. 237, pp. 408-423.

PÉREZ-ÁLVAREZ, I. (2018). “Determination of Metals and Pharmaceutical Compounds Released in Hospital Wastewater from Toluca, Mexico, and Evaluation of their Toxic Impact”, Environmental Pollution, núm. 240, pp. 330-341.

PHOON, B. L., Ong, C. C., Mohamed Saheed, M. S., Show, P. L., Chang, J. S., Ling, T. C., Lam, S. S. y Juan, J. C. (2020). “Conventional and emerging technologies for removal of antibiotics from wastewater”. Journal of Hazardous Materials, vol. 400, p. 122961.

REICHERT, G., Hilgert, S., Fuchs, S. y Azevedo, J. C. R. (2019). “Emerging contaminants and antibiotic resistance in the different environmental matrices of Latin America”. Environmental Pollution, núm. 255, p. 113140.

REYES-VIDAL, Y., J. Bacame-Valenzuela, J. Pérez-García, A. Hernández Palomares y F. Espejel Ayala (2021). “Bio-Electrochemical Methods for the Recovery of Products from Wastewater”, en P. Shah Maulin et al. (eds.). Wastewater Treatment - Cutting Edge Molecular Tools, Techniques and Applied Aspected. Cambridge: Elsevier, pp. 295-310.

ROBLEDO ZACARÍAS, V. H., M. A. Velázquez Machuca, J. L. Montañez Soto, J.L. Pimentel Equihua, A. A. Vallejo Cardona, M. D. López Calvillo y J. Venegas González (2017). “Hidroquímica y contaminantes emergentes en aguas residuales urbano industriales de Morelia, Michoacán, México”, Revista Internacional de Contaminación Ambiental, vol. 33, núm. 2, pp. 221-235.

SUN, M., H. H. Liu, Y. Zhang y L. F. Zhai (2020). “Degradation of Bisphenol. A by Electrocatalytic Wet Air Oxidation Process: Kinetic Modeling, Degradation Pathway and Performance Assessment”, Chemical Engineering Journal, vol. 387, 124124.

WANG, W., Y. Lu, H. Luo, G. Liu, R. Zhang y S. Jin (2018). “A Microbial Electro-Fenton Cell for Removing Carbamazepine in Wastewater with Electricity Output”, Water Research, vol. 139, pp. 58-65.

WEN, H., H. Zhu, B. Yan, Y. Xu y B. Shutes (2020). “Treatment of Typical Antibiotics in Constructed Wetlands Integrated with Microbial Fuel Cells: Roles of Plant and Circuit Operation Mode”, Chemosphere, núm. 250, 126252.

WEN, Q., Q. Wen, F. Kong, H. Zheng, J. Yin, D. Cao, Y. Ren y G. Wang (2011). “Simultaneous Processes of Electricity Generation and Ceftriaxone Sodium Degradation in an Air-Cathode Single Chamber Microbial Fuel Cell”, Journal of Power Sources, vol. 196, núm. 5, pp. 2567-2572.

WU, D., F. Sun e Y. Zhou (2017). “Degradation of Chloramphenicol With Novel Metal Foam Electrodes in Bioelectrochemical Systems”, Electrochimica Acta, vol. 240, pp. 136-145.

WU, J. (2020). “Nanoscale Zero Valent Iron-Activated Persulfate Coupled with Fenton Oxidation Process for Typical Pharmaceuticals and Personal Care Products Degradation”, Separation and Purification Technology, núm. 239, 116534.

XU, W., B. Jin, S. Zhou, Y. Su y Y. Zhang (2020). “Triclosan Removal in Microbial Fuel Cell: The Contribution of Adsorption and Bioelectricity Generation”, Energies, vol. 13, núm. 3, p. 761.

XU, N., Y. Zhang, H. Tao, S. Zhou e Y. Zeng (2013). “Bio-Electro-Fenton System for Enhanced Estrogens Degradation”, Bioresource Technology, vol. 138, pp. 136-140.

YIEN FANG, T., S. M. Praveena, A. Z. Aris, S. N. Syed Ismail e I. Rasdi (2019). “Quantification of Selected Steroid Hormones (17-Estradiol and 17-Ethynylestradiol) in Wastewater Treatment Plants in Klang Valley (Malaysia)”, Chemosphere, vol. 215, pp. 153-162.

YUSUF, A., Sodiq, A., Giwa, A., Eke, J., Pikuda, O., de Luca, G., di Salvo, J. L. y Chakraborty, S (2020). “A review of emerging trends in membrane science and technology for sustainable water treatment”. Journal of Cleaner Production, vol. 266, 121867. <https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.121867>.

ZENG, Y., B. Wang, J. Li y N. Xu (2016). “Removal of 17-Estradiol in a Bio-Electro-Fenton System”, Beijing Daxue Xuebao (Ziran Kexue Ban)/Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, vol. 52, núm. 5, pp. 939-946.

ZHANG, S., H. L. Song, X. L. Yang, K. Y. Yang y X. Y. Wang (2016). “Effect of Electrical Stimulation on the Fate of Sulfamethoxazole and Tetracycline with their Corresponding Resistance Genes in Three-
Dimensional Biofilm-Electrode Reactors”, Chemosphere, vol. 164, pp. 113-119.

ZHANG, E., Q. Yu, W. Zhai, F. Wang y K. Scott (2018). “High Tolerance of and Removal of Cefazolin Sodium in Single-Chamber Microbial Fuel Cells Operation”, Bioresource Technology, vol. 249, pp. 76-81.

21 Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica, Parque Tecnológico Querétaro, Pedro Escobedo, Querétaro, México, C.P. 76703. También, Conacyt-Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica, Parque Tecnológico Querétaro, Pedro Escobedo, Querétaro, México, C.P. 76703. Autora de correspondencia: mreyes@cideteq.mx.

22 Conacyt-Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica.

23 Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica. También, Conacyt-Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica.

24 Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en Electroquímica. Los autores agradecen a los fondos Conacyt/Sener/Sustentabilidad Energética (246052) y Conacyt/SEP Ciencia Básica (258159). JPG y RHP agradecen al Conacyt por las becas de posgrado.

CAPÍTULO 6
CONTAMINANTES EMERGENTES EN AGUAS SUPERFICIALES: DEGRADACIÓN UTILIZANDO PROCESOS DE OXIDACIÓN AVANZADA CON FINES DE POTABILIZACIÓN

Ramiro Vallejo Rodríguez25

Elizabeth León Becerril26

Jorge del Real Olvera27

Los contaminantes emergentes (CE) son compuestos químicos utilizados o generados por diversas actividades antropogénicas. Los CE son sustancias químicas de origen exógeno, persistentes a la degradación natural y a los procesos secundarios de tratamiento, tanto biológicos como fisicoquímicos, a causa de su baja biodegradabilidad (Benotti et al., 2009; Kim et al., 2007; Moreira et al., 2018; Vallejo-Rodríguez et al., 2014). Estos compuestos persisten aun cuando algunos efluentes industriales y domésticos han recibido un tratamiento; los CE han sido cuantificados en los efluentes de plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR), los cuales son descargados al ambiente de diversas formas; también se presentan los casos donde los efluentes residuales sin tratar son vertidos directamente al ambiente. Debido a las infiltraciones naturales y escurrimientos, estos compuestos contaminan tanto las aguas superficiales como las subterráneas que sirven como fuente de abastecimiento de agua potable, lo que implica un riesgo para la salud de la población que consume esta agua (Becerril-Bravo et al., 2010; Benotti et al. 2009; Von der Ohe et al., 2011; Liu et al., 2015), por lo que hoy en día los CE son objeto de estudio.

Un gran cantidad de CE son considerados compuestos disruptores endocrinos (CDE), los cuales son capaces de alterar la actividad metabólica, el sistema reproductivo y, principalmente, el sistema endocrino de los seres vivos, por lo cual representan un riesgo potencial para la salud humana (USEPA, 1997). Los CE no están regulados por las autoridades sanitarias y ambientales competentes, e incluyen productos farmacéuticos y cosméticos, estrógenos naturales (17–estradiol, estrona, estriol), estrógenos sintéticos (17-etinilestradiol, mestranol), además de algunos fármacos, drogas veterinarias, surfactantes, así como sus productos de degradación, plastificantes, plaguicidas y algunos nanomateriales. La Organización Mundial de la Salud, en 2012, destacó al dietilestilbestrol, tributiltin, fitoestrógenos, ésteres ftalatos, plaguicidas clorados, dioxinas y bisfenol A, entre otros, como CDE de interés científico (Bergman et al., 2012).

Al ser los CE de difícil tratamiento por procesos convencionales, los procesos de oxidación avanzada (POA) surgen como una alternativa para resolver dicha problemática (Beltrán, 2004; Huber et al., 2003). Los POA involucran radicales libres que son generados a través del acoplamiento de dos o más agentes oxidantes en el agua, que pueden reaccionar con compuestos orgánicos (Staehelin y Hoigné, 1984), transformándolos en compuestos orgánicos menos complejos (Andreozzi et al., 1999; Huber et al., 2003). Si se combina con radiación o un catalizador adecuado, se promueve el incremento de generación de radicales libres oxidantes, principalmente el radical hidroxilo (OH•). Los radicales OH• son capaces de reaccionar y de degradar los compuestos orgánicos recalcitrantes o de baja biodegradabilidad, incluyendo la degradación de los subproductos a través de reacciones indirectas para transformarlos en CO2 y H2O, es decir, hasta el grado de mineralización (Hassani et al. 2016; Márquez et al., 2014).

Actualmente, existen investigaciones acerca de la aplicación de diversos POA en laboratorio para degradar CDE y materia orgánica recalcitrante o de baja biodegradabilidad en general. Los POA utilizados hasta ahora parecen ser los más viables en la degradación de CE por las altas eficiencias (mayores al 80 %) obtenidas en tiempos relativamente cortos, del orden de minutos (Bourgin et al., 2017; Hassani et al. 2016). Este documento expone el estado del arte de los procesos de oxidación avanzada para degradar CE presentes en agua, partiendo de su fundamento teórico, así como sus aplicaciones en aguas que se destinan a la potabilización.

PROCESOS DE OXIDACIÓN AVANZADA (POA) PARA DEGRADAR CONTAMINANTES EMERGENTES

En respuesta a la problemática de tratamiento del agua superficial contaminada por CE con fines de potabilización, las investigaciones actuales se orientan al desarrollo de tecnologías para degradar dichos contaminantes y alcanzar altas eficiencias en su degradación, e inclusive la mineralización de contaminantes aún menos reactivos (Beltrán, 2004; Guedes et al., 2009; Naghashkar y El-Din, 2005a). Algunos de estos procesos son los denominados POA, los cuales se caracterizan por la capacidad de explotar la alta reactividad de los radicales OH• y atacan la mayor parte de las moléculas orgánicas con constantes de velocidad, generalmente del orden de 106-109 M−1s−1 (Andreozzi et al., 1999; Hoigné y Bader, 1983). Los POA ofrecen diferentes formas posibles para la producción de radicales OH•, se basan en el acoplamiento de dos o más agentes oxidantes (O3/pH alcalino, O3,/H2O2, Fe2+/H2O2, O3/Cat, H2O2/UV, O3/UV, etc.), que son las especies causantes de la oxidación rápida y completa de compuestos recalcitrantes o difícilmente biodegradables, entre ellos los CE (Beltrán, 2004; Coelho et al., 2007; Esplugas et al., 2007; Guedes et al., 2009; Ikehata et al., 2007; López-López et al., 2007, 2004; Naghashkar y El-Din, 2005a, 2005b; Rivas et al.,2009; Sharma, 2008). La tabla 1 muestra una clasificación práctica de los POA.

Tabla 1. Clasificación de los Procesos de Oxidación Avanzada

1. Procesos homogéneos

A. Sin aporte

externo de energía

B. Con aporte externo de energía

A1. Ozonización

en medio alcalino

(OH-)

B1. Energía

proveniente de radiación ultravioleta (UV)

B2. Energía

procedente de ultrasonido (US)

B3. Electroquímicos

A2. Ozonización con peróxido de hidrógeno

(O3/H2O2)

- Ozonización y radiación ultravioleta (O3/UV) + H2O2

- Peróxido de hidrógeno y radiación ultravioleta (H2O2/UV)

- Foto-Fenton (Fe2+/H2O2/UV)

-Ozonización y ultrasonido

(O3/US)

- Peróxido de hidrógeno y ultrasonido

(H2O2/US)

-Electro-coagulación

A3. Peróxido de hidrógeno y catalizador (H2O2/Fe2+)

2.Procesos

heterogéneos

C1.Ozonización catalítica (O3/Cat.)

C2. Fotocatálisis (UV/TiO2)

C3. Ozonación fotocatálitica (O3/UV/TiO2)

C4. Fotocatálisis heterogénea (H2O2/TiO2/UV)

Adaptada de Rodríguez Fernández Alba et al. 2006.

A continuación se describen en forma breve los fundamentos científicos de los POA.

PROCESOS HOMOGÉNEOS

A. Sin aporte externo de energía

A1. Ozonización en medio alcalino (OH-)

La acción del ozono sobre la materia orgánica en medio acuoso ha sido ampliamente estudiada; se ha concluido que la reacción de oxidación se realiza ya sea por vía molecular o radical. La vía molecular actúa de forma selectiva sobre los compuestos orgánicos que presentan doble ligadura y prevalecen a bajo pH. Por vía radical, la entidad oxidante principal es el radical OH•, que actúa de forma no selectiva sobre los compuestos orgánicos (Beltrán et al., 2008; Guedes et al. 2009; Hoigné y Bader, 1976; López-López et al., 2004; Rodríguez-Narváez et al., 2017).

La molécula de O3 y el radical OH• tienen los potenciales de oxido-reducción (Eº) de 2.8 y 2.07 voltios, respectivamente; el flúor tiene el potencial más elevado (3.0), siendo estas las tres especies oxidantes con potenciales más altos (Rodríguez Fernández-Alba et al., 2006).

Por otro lado, los mecanismos de acción del ozono sobre la materia orgánica presente en el agua, tanto por vía molecular como por vía radical, muestran grandes diferencias en las magnitudes de las velocidades de reacción; éstas últimas son una función directamente proporcional de sus constantes respectivas, definidas como kO3/M y kOH•/M. La tabla 2 presenta una comparación de las constantes de velocidad de oxidación del ozono sobre algunos CDEs y fármacos (Naghashkar y El-Din, 2005a; Rosal et al., 2008).

La diferencia entre las magnitudes de las constantes cinéticas es causada por la acción de los radicales OH• originados durante la descomposición del ozono. De aquí la importancia de desarrollar un POA y establecer las condiciones bajo las cuales debe operar el reactor bifásico (gas-líquido), con el objetivo de lograr la mayor eficiencia de producción de radicales OH• y, en consecuencia, de degradación de CE.

Tabla 2. Comparación de constantes de velocidad de oxidación molecular (kO3/M) y radical (kOH•/M ) del O3

Sustancia

kO3/M

(L mol-1 s-1 )

k,OH•/M

(L mol-1 s-1)

Pentaclorofenol (fenol-clorado)

> 105

4x109

Atrazina (plaguicida)

2.25-6.00

(2.4-2.7)x109

Endrin (plaguicida)

<0.02

1.1x109

17a-etinilestradiol (estrógeno sintético)

7x105

1.08x1010

Diazepam (droga tranquilizante)

0.75

7.2x105

Bezafibrato (regulador de lípidos)

5.9x102

7.4x109

Carbamazepina (antiepiléptico)

7.81x104

2.05x109

Paracetamol (analgésico)

4.29x104

2.2x109

Adaptada de Naghashkar y El-Din, 2005a.

La degradación de fármacos en aguas superficiales ha sido ampliamente estudiada. Por ejemplo, Benítez et al. (2009) reportan la degradación y las constantes de velocidad aparente entre el ozono y los fármacos: metoprolol (239 y 1.27x104 M-1 s-1), naproxeno (2.62x104 y 2.97x105 M-1 s-1), amoxicilina (2.3x103 y 1.21x107 M-1 s-1) y fenacetina (215 y 1.57 x103 M-1 s-1). Los autores también reportaron que hay competencia del fármaco por el consumo del oxidante debido a la presencia de materia orgánica y secuestrantes. Por otro lado, Liu et al. (2015) analizaron la formación de aldehídos (formaldehído, acetaldehído, glioxal y metilglioxal) y ácidos carboxílicos (AC) en la ozonación de aguas superficiales, debido a que los primeros son tóxicos (posibles carcinogénicos) y los AC son los principales contribuyentes al carbono orgánico asimilable que los microorganismos consumen con mayor facilidad. Los investigadores hallaron la formación de aldehídos en la ozonación, por lo que es motivo de atención en los procesos de tratamiento.

A2. Ozonización con peróxido de hidrógeno (O3/H2O2)

Diferentes investigadores han utilizado los POA, en particular el sistema O3/H2O2, para degradar CE (Beltrán, 2004; Bourgin et al., 2017; Guedes et al., 2009; Naghashkar y El-Din, 2005a, 2005b;). Durante la aplicación del sistema O3/H2O2, el peróxido de hidrógeno (H2O2) se descompone de la siguiente manera (Ec. 1):

El mecanismo de generación de radicales OH• se inicia por un ataque muy rápido del ozono sobre el anión hidroperóxido (HO2-) originando la descomposición del H2O2 (Ec. 2) (Beltrán, 2004):

Algunas investigaciones efectuadas por Guedes et al. (2009), Ikehata et al. (2006) y Naghashkar y El-Din (2005a, 2005b) han mostrado la efectividad de los POA para degradar una gran variedad CDE (hormonas naturales, sintéticas y fármacos) en laboratorio, donde resaltan las ventajas que tiene el acoplamiento O3/H2O2 como un proceso simple, efectivo y económico con respecto a otros POA. Existen publicaciones de la evaluación piloto de la degradación de contaminantes orgánicos en traza y formación de N-nitrosodimetilamina en agua potable con ozono/peróxido. Pisarenko et al. (2012) demostraron que el acoplamiento aplicado tiene más bajo consumo de energía por orden de remoción en el agua superficial tratada. Por otro lado, Bourgin et al. (2017) evaluaron la eficiencia del proceso basado en ozono/peróxido en el tratamiento de agua superficial enriquecida con CE (fármacos, plaguicidas, químicos industriales, medios de contraste, suavizadores) a 1 mg L-1 cada uno. Los investigadores determinaron una constante de velocidad de segundo orden (kO3= 104 M-1 s-1) de los compuestos ensayados con eficiencia de degradación del 90 %, aun a la dosis más baja de ozono de estudio (0.5 mg L-1).

A3. Peróxido de hidrógeno y catalizador (H2O2/Fe2+)

El renovado interés de los investigadores por este clásico y antiguo sistema reactivo, descubierto por Fenton a finales del siglo XIX (Fenton, 1894), se destaca hoy por un número significativo de investigaciones dedicadas a sus aplicaciones en tratamientos de aguas residuales.

Se ha demostrado que el reactivo de Fenton puede destruir compuestos tóxicos en aguas residuales, como fenoles y herbicidas. La producción de radicales OH• por el reactivo Fenton (Haber y Weiss, 1934) ocurre mediante la adición de H2O2 a las sales de Fe2+ (Ec. 3):

Ésta es una forma muy simple de producir radicales OH•, pues no se requieren reactivos ni aparatos especiales. Este reactivo es un sistema oxidativo atractivo para el tratamiento de aguas residuales, debido al hecho de que el hierro es un elemento muy abundante y no tóxico, y el peróxido de hidrógeno es fácil de manejar y seguro para el ambiente. Debe destacarse que el comportamiento del sistema no puede explicarse por completo sobre la base de la única reacción (Legrini et al., 1993). De hecho, como han señalado algunos estudios (Pignatello, 1992), la adopción de un valor adecuado de pH (2.7–2.8) puede resultar en la reducción de Fe3+ a Fe2+ (tipo Fenton, veáse Ec. 4 y 5):

En estas condiciones, el hierro puede considerarse como un catalizador real.

Existen aplicaciones del acoplamiento H2O2/Fe2+ reportadas en la literatura. Tal es el caso del estudio de Velo-Gala et al. (2014) sobre la degradación del medio de contraste diatrizoato de sodio (DTZ) con dicho acoplamiento. Con el reactivo Fenton, el porcentaje de remoción de DTZ fue independiente de la concentración inicial de Fe2+ y hubo más influencia por la concentración inicial del H2O2. En contraste, el acoplamiento Fenton, como tal, fue afectado por la concentración de Fe2+ y del H2O2. Otra aplicación del reactivo Fenton fue realizada por Torres et al. (2007), quienes degradaron bisfenol A (BPA) en agua desionizada y agua natural (pH 3), y compararon la degradación de este método con pruebas de ultrasonido. El ultrasonido fue desarrollado a 300 kHz y 80 W. El proceso de Fenton fue desarrollado con solución de sulfato ferroso (100 mol L−1) y una continua dosificación de H2O2 cuando la sonicación es aplicada. Los experimentos realizados en agua desionizada muestran que ambos procesos exhiben una tasa de eliminación de BPA idéntica e intermedios primarios idénticos, involucrando al radical OH• en la ruta química principal de reacción. Los experimentos realizados en agua natural evidenciaron la inhibición del proceso de Fenton, mientras que la acción del ultrasonido no se vio obstaculizada.

B. Con aporte externo de energía

B1. Energía proveniente de radiación ultravioleta (UV)

Ozonización y radiación ultravioleta (O3/UV) + H2O2

El proceso O3/UV es un método avanzado de tratamiento de agua para la oxidación y destrucción efectiva de compuestos orgánicos tóxicos y refractarios en el agua. Básicamente, los sistemas acuosos saturados con ozono se irradian con luz UV de 254 nm en un reactor conveniente para tales medios heterogéneos. El coeficiente de extinción de O3 a 254 nm es 3600 M−1 cm−1, mucho más alto que el de H2O2 (Andreozzi et al., 1999). El proceso de oxidación de O3/UV es más complejo que los otros, ya que los radicales OH• se producen por diferentes vías de reacción (Beltrán, 2004). Existe un acuerdo general sobre las reacciones involucradas (Peyton y Glaze, 1988; véanse Ec. 6 a 8):

Está claro que, en estas condiciones, el sistema tiene el comportamiento químico de los sistemas O3/H2O2 y H2O2/UV (Glaze et al., 1987; Legrini et al., 1993).

Desde el punto de vista fotoquímico, el espectro de absorción del ozono proporciona una sección transversal de absorción mayor que el H2O2, y los efectos del filtro interno, por ejemplo, los de compuestos aromáticos son menos problemáticos (Legrini et al., 1993).

Existen ejemplos de degradación de CE mediante el acoplamiento O3/UV+H2O2, tal es el caso de Lester et al. (2011) para la degradación de antibióticos como ciprofloxacina (CIP) y trimetoprima (TMP), y el medicamento antineoplásico ciclofosfamida (CPD) en agua. Los investigadores encontraron que la concentración de H2O2 es un parámetro importante en los subprocesos UV/H2O2 y H2O2/O3, actuando como iniciador de producción del OH• y como secuestrante del mismo radical. Otra investigación realizada por Arslan et al. (2018) trata de la eliminación del dodecil sulfato de sodio (DSS) por el proceso O3/UV+H2O2. Los parámetros del proceso estudiados indicaron que la eliminación de DSS aumentó significativamente con el aumento del pH (inicial de 7.0), dosis de ozono de 10 mg L-1, concentración de H2O2 de 10 mmol L-1 y tiempo de reacción de 55 min. Arslan et al. (2018) utilizaron un modelo cuadrático de la variable de respuesta, donde la eliminación prevista del DSS fue del 96 %, con una desviación inferior al 2 % del modelo con los datos experimentales.

Peróxido de hidrógeno y radiación ultravioleta (H2O2/UV).

Este proceso se efectúa irradiando la solución contaminante que contiene H2O2 con luz UV que tiene longitudes de onda menor de 280 nm. Esto provoca la escisión homolítica de H2O2 (véase Ec. 9) (Baxendale y Wilson, 1957).

En solución acuosa, el efecto de jaula de las moléculas de agua reduce el rendimiento cuántico primario a 0.5 (Ec. 10):

Donde el H2O2 asimismo es atacado por radicales OH• (véase Ec. 11 y 12):

el rendimiento cuántico general se convierte en uno.

El principal inconveniente de este proceso se debe al pequeño coeficiente de extinción molar de H2O2, que es de solo 18.6 M−1 cm−1 a 254 nm, por lo que sólo se explota una fracción relativamente pequeña de luz incidente, en particular en los casos en que los sustratos orgánicos actúan como filtros internos. Se ha encontrado que la tasa de fotólisis del H2O2 acuoso depende del pH y aumenta cuando se usan condiciones más alcalinas (Legrini et al., 1993). Esto puede deberse principalmente al mayor coeficiente de absorción molar del anión de peróxido HO2•, que a 254 nm es 240 M−1 cm−1.

Una investigación acerca del uso del peróxido de hidrógeno y radiación ultravioleta (UV/H2O2) es la reportada por Sarathy et al. (2010), quienes investigaron el impacto del acoplamiento en la aromaticidad de la materia orgánica natural (MON), hidrofobicidad y potencial para formar trihalometanos (THM) y ácidos haloacéticos (AHA) en el agua superficial cruda. Durante los tratamientos con UV/H2O2, la MON en el agua superficial cruda se oxidó parcialmente, pero no se mineralizó. Por debajo de las fluencias de 1 500 mJ cm-2, el tratamiento del agua cruda con UV/H2O2 no condujo a una reducción en el potencial de formación de THM. El potencial de formación de AHA se redujo a una fluencia de 500 mJ cm-2 con sólo pequeñas reducciones adicionales a medida que aumentaba la fluencia.

Otro estudio realizado por Srithep y Phattarapattamawong (2017) evaluó la aplicación de UV/H2O2 en la degradación de precursores de haloacetonitrilo (HAN), en un tiempo de contacto de veinte minutos, degradando las formaciones HAN en un 42 %. La constante cinética de pseudoprimer orden para la eliminación de precursores de dicloroacetonitrilo (k’DCANFP) con una dosis de H2O2=0.9 mg L-1 fue de 0.0198 min-1. Por otro lado, la constante cinética de la degradación del nitrógeno orgánico disuelto (NOD) fue de 0.0201 min-1.

Foto-Fenton (Fe(II)/H2O2/UV).

La reacción del H2O2 con el ión ferroso (Fe(II)), generalmente conocido como reactivo de Fenton, en pH ácido (pH <3), se considera que es el productor del radical hidroxilo (OH•) y Fe (III) (de Laat et al., 1999). Algunos estudios han demostrado que la combinación de la reacción oscura del Fe(II)/H2O2 con radiación UV (Fe (II) o Fe (III)/ H2O2/UV (reactivo Photo-Fenton) mejora significativamente la eficiencia del reactivo de Fenton para la oxidación de compuestos orgánicos (Kim y Vogelpohl, 1998). En el proceso Fe (III)/H2O2/UV, la fotólisis de Fe (III) conduce, sobre todo, a la producción de radicales OH• y de Fe(II) (Langford y Carey, 1975). Además, los radicales OH• también se producen por fotólisis de H2O2 (reacción lenta) y por la reacción de H2O2 con Fe(II) producida por fotorreducción de Fe(III) (de Laat et al., 1999). En la tabla 3 se puede observar el desarrollo de estas reacciones.

Tabla 3: Reacciones que conducen a la producción de radicales hidroxilo (pasos de iniciación)

Proceso

Reacciones

Constantes

H2O2/UV

H2O2 + h 2OH•

A 253.7 nm y pH < 8:

= 0.5, =18.6 M-1 cm-1

Fe(II)/H2O2

Fe(II) + H2O2 Fe(III) + OH• + OH-

k = 63 M-1 s-1

Fe(III)/UV

Fe(III) + h Fe(II) + OH•

A 253.7 nm y pH < 3:

≈ 0.07 ;

≈ 1500 - 3500 M-1 cm-1

Fe(III)/H2O2

Fe(III) + H2O2 [Fe(III), HO2-] + H+

[Fe(III), HO2-] Fe(II) + HO2•

Fe(II) + H2O2 Fe(III) + OH• + OH

k ≈ 3.1x10-3 s -1

k= 2.7x10-3 s -1

k= 63 M-1 s-1

Fe(III)/ H2O2/UV

Fe (III) + h Fe(II) + OH•

Fe(II) + H2O2 Fe(III) + OH• + OH

H2O2+ h 2OH°

(véanse reacciones
correspondiente ya
señaladas en esta tabla)

= rendimiento cuántico primario de fotólisis, =adsorción molar, k= constante de velocidad de segundo orden

Adaptada de Laat et al., 1999.

Qiu et al. (2019) investigaron la fotólisis de enrofloxacina (ENR), pefloxacina (PEF) y sulfaquinoxalina (SQX) en solución acuosa por UV combinada con Fenton (Fe(II)/H2O2). Además, los investigadores determinaron la toxicidad de la solución de reacción final después del tratamiento con UV/H2O2/Fe(II) utilizando los embriones de pez cebra. La degradación de los compuestos de prueba siguió una cinética de reacción de pseudoprimer orden. Utilizando el sistema UV/H2O2/Fe(II), el pH inicial=3 fue para degradar el ENR, PEF y SQX con eficiencias de degradación de 100 %, 79.1 % y 100 %, respectivamente, después de 180 min. El átomo de flúor de ENR y PEF se transformó en ión flúor, y el átomo de azufre se transformó en SO2/SO42−. El átomo de nitrógeno se transformó principalmente en NH3/NH4+. El ácido fórmico, el ácido acético, el ácido oxálico y el ácido fumárico se identificaron en las soluciones irradiadas, y todos los compuestos de prueba y sus intermedios pueden finalmente ser mineralizados. Además, después del proceso UV/H2O2/Fe(II), la toxicidad aguda de las soluciones de reacción final en embriones de pez cebra fue menor que la toxicidad de la solución inicial sin ningún tratamiento.

Lutterbeck et al. (2015) investigaron la degradación de la ciclofosfamida (CF), que es un agente alquilante contra el cáncer, por UV/Fe2+/H2O2. La fuente de luz era una lámpara de media presión Hg. Se realizaron ensayos ecotoxicológicos con la bacteria luminiscente Vibrio fischeri. La CF se degradó por completo, con grados de mineralización superiores al 85 %, medida como carbono orgánico disuelto, siguiendo reacciones de cinética de pseudoprimer orden. Se formaron cinco productos de transformación durante las reacciones, y ninguno de ellos mostró toxicidad significativa contra V. fischeri.

B2. Energía procedente de ultrasonido (US)

Ozonización y ultrasonido (O3/US)-peróxido de hidrógeno y ultrasonido (H2O2/US).

Recientemente, se ha descrito el uso de ultrasonido como fuente de energía para la degradación de compuestos orgánicos en medio acuoso. Los ultrasonidos generan burbujas de cavitación que crecen durante los ciclos de compresión-descompresión hasta alcanzar un tamaño crítico, desde el cual implotan transformando la energía en calor. En el interior de las burbujas de cavitación, las condiciones de temperatura y presión pueden alcanzar los 5 000 ºC y 1 000 bar, condiciones en las cuales incluso las moléculas de agua se descomponen homolíticamente, generando radicales OH• y H•. Los radicales formados pueden recombinarse de la misma forma o reaccionar con sustancias presentes en el medio de reacción, originando su degradación en el caso de tratarse de moléculas orgánicas complejas.

La eficacia del ultrasonido es mayor cuanto más elevada sea su frecuencia (Kıdak y Doğan, 2018). En cualquier caso, los radicales pueden escapar de las burbujas de cavitación, difundiéndose hacia el seno de la fase y favoreciendo la extensión de la oxidación. Obviamente, la generación de radicales se facilita si en el medio existen moléculas que se rompan con facilidad, tales como ozono o peróxido de hidrógeno, que, por otro lado, son los precursores habituales de radicales hidroxilo en los procesos avanzados de oxidación. Sin embargo, la generación de ultrasonidos es costosa y el método está aún en sus primeras fases de desarrollo, lejos de una posible aplicación comercial (Rodríguez Fernández Alba et al., 2006).

Dado que el hidróxido de tetrametilamonio (TMAH) es un químico corrosivo y tóxico, Wang y Lin (2019) utilizaron procedimientos de ultrasonido y ozono para degradar la TMAH en aguas residuales. Los investigadores hallaron que, a medida que el ultrasonido se combina con el ozono, la relación de eliminación de TMAH alcanzaba el 89.5 %, seguido de una relación de mineralización de 77.5 %. La prueba de toxicidad realizada utilizando la tasa de supervivencia celular mostró que el acoplamiento probado mejoró la viabilidad celular y redujeron la toxicidad de la muestra de agua.

Por otro lado, Kıdak y Doğan (2018) estudiaron el tratamiento del antibiótico amoxicilina mediante irradiación ultrasónica de frecuencia media-alta u ozonización. La irradiación ultrasónica se aplicó a frecuencias de 575, 861 y 1141 kHz en soluciones acuosas de amoxicilina en un reactor discontinuo. Los investigadores lograron la mayor eliminación a la frecuencia de 575 kHz (>99 %) con una constante de velocidad de reacción de pseudoprimer orden de 0.04 min-1 (pH 10), con una mineralización del 10 %. El ozono eliminó la amoxicilina cincuenta veces más rápido que el ultrasonido. Además, el acoplamiento de ozono y ultrasonido dio lugar a una tasa constante de 2.5 min-1 (625 veces mayor que el ultrasonido).

B3. Electroquímicos

Electrocoagulación.

Una tecnología prometedora para tratar CE es la electrocoagulación (EC), que consiste en un proceso de desestabilización de los contaminantes del agua que están en suspensión, emulsionados o disueltos, mediante la acción de corriente eléctrica directa de bajo voltaje y por la acción de electrodos metálicos de sacrificio, normalmente de Al/Fe, platino (Pt) y acero inoxidable, entre otros, donde la elección de materiales depende del tipo y precio de los electrodos. Algunos reportes recientes analizan la eficiencia de remoción con técnicas como la fotoelectrocatálisis y electrocoagulación. El mayor inconveniente de tratamiento al que se enfrentan estas tecnologías es la gran variedad de CE y sus diferentes propiedades químicas, las cuales determinan sus condiciones óptimas de eliminación.

La electrocoagulación se lleva a cabo en un equipo compacto que opera en continuo, mediante un reactor de especial diseño donde se colocan los electrodos metálicos para producir la electrocoagulación. En este proceso se genera una elevada cantidad de cationes que desestabilizan los contaminantes del agua residual, formando hidróxidos complejos con los contaminantes.

Los fenómenos que se presentan en la electrocoagulación se explican generalmente por la electroquímica, que es la rama de la química relacionada con la interrelación de los efectos eléctricos y químicos. Una gran parte de este campo se ocupa del estudio de los cambios químicos causados por el paso de una corriente eléctrica y la producción de energía eléctrica por reacciones químicas. La electroquímica es un campo amplio que tiene muchas aplicaciones ambientales. Durante las últimas dos décadas, se ha desarrollado un campo de investigación especial: la electroquímica ambiental, la cual involucra técnicas y métodos para eliminar contaminantes ambientales de gases, líquidos y suelo (Bard y Faulkner, 2001; Barrera-Díaz et al., 2011; Janssen y Koene, 2002).

Las técnicas electroquímicas para tratar las aguas residuales se pueden dividir en dos grandes grupos, dependiendo principalmente de dónde tiene lugar la reacción: directamente en el ánodo o indirectamente en la solución, generada por los iones suministrados por el electrodo. En el caso del proceso de oxidación anódica directa, los contaminantes se adsorben primero en la superficie del ánodo y luego son atacados por la reacción anódica de transferencia de electrones. Los compuestos orgánicos se destruyen mediante la aplicación del potencial requerido (Rajeshwar et al., 1994; Rajkumar y Palanivelu, 2004). En el caso de un proceso indirecto, existen dos posibles productos electroquímicos: oxidantes fuertes como hipoclorito/cloro y peróxido de hidrógeno o, como en este caso, coagulantes de la disolución anódica del material del electrodo, en la figura 6.1 se puede observar una celda de EC (Barrera-Díaz et al., 2011; Gallard y De Laat, 2001; Gözmen et al., 2003; Wang y Lemley, 2002).

Figura 6.1. Celda electrolítica. (1) fuente de poder, (2) ánodo, (3) cátodo, (4) medidor de pH, (5) cubierta de PVC, (6) y (7) entrada y salida de calentamiento, (8) agua residual, (9) parrilla de agitación (10) agitador magnético.

Fuente: elaboración propia.

El proceso de coagulación de la EC se divide principalmente en tres pasos, y son fundamentalmente iguales a la floculación química (Liu et al., 2010):

Compresión de la doble capa difusa alrededor de la especie cargada, lo que provoca la repulsión.

Neutralización de carga de las especies iónicas presentes en las aguas residuales causadas por las especies de hidróxido cargadas positivamente con iones metálicos.

La formación de flóculos como resultado de la coagulación, creando una capa de material que atrapa y retiene a las partículas coloidales.

La electrocoagulación se realiza en un equipo compacto o celda que opera en continuo mediante un reactor de especial diseño, donde se colocan dos o más electrodos metálicos que están en contacto con el agua para producir la electrocoagulación. El coagulante se libera del ánodo con la formación simultánea de iones hidroxilo y gas hidrógeno que forma burbujas en el cátodo. La elevada cantidad de cationes generados desestabiliza los contaminantes del agua residual, formando con ellos hidróxidos complejos. El tipo de coagulante se asocia con el material de electrodo utilizado. Se ha demostrado que el aluminio, el hierro, el acero inoxidable y el platino sirven bien para este proceso. El aluminio es el material anódico más utilizado (Kabdaşlı et al., 2012).

Los parámetros que se deben controlar en los procesos EC son el pH inicial, el tipo y la concentración de contaminantes, la corriente aplicada, la estabilidad del flóculo y el tamaño del aglomerado. Influyen también el número, distancia y el material de los electrodos en el funcionamiento de la celda EC. Para activar el sistema, se hace pasar una corriente a través de un electrodo metálico, oxidando el metal (frecuentemente Al) a su catión (Al3+) (Ec. 13); así, EC introduce cationes metálicos in situ, utilizando ánodos de sacrificio. La generación de oxígeno también se obtiene en el ánodo (Ec. 14) (Nourouzi et al., 2011). En las siguientes ecuaciones se presenta el potencial anódico estándar (EA0, voltios). Los valores para este potencial indican que cuanto más negativo es el número, más fuerte es el agente reductor (Nourouzi et al., 2011).

La reacción que ocurre en el cátodo depende del pH inicial. A pH neutro o alcalino, el hidrógeno se produce a través de (Ec. 15) (Nourouzi et al., 2011):

Mientras está en condiciones ácidas, el hidrógeno se produce a través de (Ec. 16):

La disolución química del aluminio en ambos electrodos puede describirse mediante (Ec. 17) (Nourouzi et al., 2011):

La hidrólisis adicional del aluminio se presenta por (Ec. 18).

El catión se hidroliza en agua, formando un hidróxido con la especie dominante, determinada por el pH de la solución. Las siguientes ecuaciones (Ec. 19-22) ilustran los químicos generados en caso de emplear aluminio como electrodos (Nourouzi et al., 2011).

Cuando se usan electrodos Al, los iones Al(aq)3+ generados sufrirán reacciones espontáneas adicionales para producir los hidróxidos o polihidróxidos. Con la extensión de la hidrólisis de Al3+ se pueden formar compuestos de coordinación y precipitado de Al(OH)3(s). En el intervalo de pH de 4–9, se forman Al(OH)2+, Al(OH)2+, Al2(OH)24+, Al(OH)3 y Al13(OH)327+. La superficie de estos compuestos tiene grandes cantidades de carga positiva, lo que puede conducir a la neutralización de los compuestos contaminantes y favorecer la adsorción electroquímica y la reacción de captura neta. A pH> 10, el Al(OH)4- dominante disminuye el efecto de coagulación, mientras que a pH bajo, la formación dominante de Al3+ favorece el efecto de coagulación (Liu et al., 2010).

Un sistema de EC exitoso basado en la floculación depende sólo de la presencia de Al insoluble mediante Al(OH)3. Su formación comienza en un valor de pH aproximado de 5.5 y hasta 7.5 con un máximo de 6.8. Fuera de este intervalo, comienza a disolverse de nuevo. Por tanto, el pH para la floculación de Al debe mantenerse en este intervalo de pH, como se puede observar en la figura 6.2.

Figura 6.2. Presencia de especies de Al con diferente pH.

Fuente: Barrera-Díaz et al. (2011).

Durante la EC, el pH aumenta debido a la formación de iones OH- o al consumo de H+. Por otro lado, se ha reportado que cuando se trabaja a pH inicial alto (> 9), éste cae durante la EC y permanece en un intervalo entre 8 y 9 (Ge et al., 2004), dicho comportamiento puede explicarse con la formación de Al(OH)4-. La neutralización del pH, inducida por la EC, ofrece la ventaja de que muchas aguas residuales con una gran variedad de pH pueden tratarse en un sistema discontinuo. Sin embargo, se puede ver que diferentes valores de pH iniciales conducen a diferentes reacciones y productos, por lo que es un parámetro clave para el éxito de la EC.

La fuerza impulsora de las reacciones responsables de la dosificación del metal (o floculación) y el cambio de pH es la energía aplicada en forma de corriente directa. El tamaño y la densidad de la burbuja también dependen de ella, lo cual es importante para el aspecto de la flotación. De forma simplificada, se puede decir que una corriente más alta donará más electrones para las reducciones que tienen lugar en la Ec. (15) y Ec. (16) y tomará más electrones del ánodo que fija la oxidación de la ecuación del metal (Nourouzi et al., 2011).

Se podría decir que, para corrientes aplicadas más altas, la energía transportada por los electrones puede “perderse” en forma de aumento de temperatura, debido a que no se utilizan en las reacciones (Kabdaşlı et al., 2012). La corriente aplicada necesaria depende de la superficie donde se producen las reacciones. La densidad de corriente describe la corriente aplicada sobre toda la superficie activa del electrodo. Para llevar a cabo la EC, se ha reportado un amplio intervalo de densidades de corriente 1-100 mA cm-2, ya que depende del tipo de aguas residuales y los objetivos del tratamiento (Kabdaşlı et al., 2012). Con altas densidades de corriente, se promueven procesos de separación, como flotación y sedimentación (Kabdaşlı et al., 2012). En cambio, las bajas densidades de corriente son adecuadas para una filtración o centrifugación posterior (Kabdaşlı et al., 2012). Para cada caso, se debe investigar la densidad de corriente óptima. Normalmente se usa corriente continua para ejecutar un experimento EC. La ley de Faraday (Ec. 23) describe la cantidad de metal disuelto debido a la densidad de corriente aplicada (Mollah et al., 2004):

donde W es la cantidad de material de electrodo disuelto (g de M por cm-2); J es la densidad de corriente aplicada (mA cm-2); t el tiempo de electrólisis en s; M la masa molar relativa del material del electrodo en estudio; n el número de electrones en la reacción de oxidación/reducción; y F es la constante de Faraday (96 485.3 C mol-1).

Como las reacciones tienen lugar en la superficie de los electrodos, su contacto con el agua también es un factor importante en la EC. Obviamente, a mayor área superficial en los electrodos se permite una mayor cantidad de reacciones. Eso significa que, para un mayor número de electrodos y la misma corriente aplicada, el número de reacciones seguirá siendo el mismo si el volumen sigue siendo el mismo. La densidad de corriente por cada una de las placas se reduce. Por tanto, para experimentos pequeños de laboratorio, no es necesario complicar la configuración, y el análisis mediante el uso de dos electrodos es suficiente para estimar la cinética de adsorción. En cambio, para aplicaciones industriales, se recomienda aumentar el número de electrodos, ya que mejorará la dispersión de los agentes floculantes.

Otro factor importante que determina la elección de la EC en la eliminación de EC es también el tipo de contaminantes en las aguas residuales. Se ha demostrado que la EC es muy efectiva para la eliminación de sólidos en suspensión, aceites, grasas y microorganismos y, por tanto, para la reducción de la turbidez, el color, la DQO, la toxicidad y los materiales recalcitrantes (Chen, 2004; Kabdaşlı et al., 2012). Hasta ahora, la mayor aplicación ha sido en las industrias textiles, industrias petroleras, tratamiento de aguas residuales municipales, industria de la curtiduría, industrias metalúrgicas, industrias papeleras, industrias mineras y para tratar los lixiviados de vertederos (Chen, 2004; Kabdaşlı et al., 2012; Mollah et al., 2001).

Las ventajas de la aplicación de la EC motivan la búsqueda de soluciones de los problemas pasados que puedan convertirlo en una técnica de tratamiento atractivo en el futuro cercano: a) requiere sólo pocos recursos (energía, electrodos de Al/Fe); b) no demasiado espacio y costo, ya que no se agrega más que el coagulante in situ, y c) se producen lodos mínimos y sin contaminación adicional. Además, es aplicable en una amplia gama de tamaños de plantas de tratamiento de aguas residuales. Otro punto es que un efecto secundario de la EC es la producción de burbujas de gas (H2, O2) que ayudan la separación por flotación. El proceso EC funciona de manera muy simple y fácil de operar, y, por tanto, se puede automatizar y ejecutar de forma segura. Su efecto de neutralización lo hace más fácil de aplicar para un intervalo de pH más amplio que la dosificación química convencional, sin demasiados arreglos (Christos y Guohua, 2014; Mollah et al., 2004). Además, al ser un método físicoquímico, éste se puede complementar con las etapas biológicas en una planta de tratamiento convencional y apoyar la retención de compuestos no biodegradables, especialmente metales pesados, materia recalcitrante y CE.

Tabla 4. Estudios relacionados con la EC en el tratamiento de fármacos

Parámetro (valores óptimos)

Ref.

pH

inicial [U.P]

Densidad

de

corriente

[mA/cm²]

Temperatura [°C]

Tiempo

de

EC [min]

Material

de

electrodo

[-]

Conductividad inicial [µS/cm]

Remoción [%]

4

1.2

24.85

89

Al (6x)

(+)

90

(1)

5.3

46.8

18

Al (6x)

784

75

(2)

5.6

5.6

25.5

100

Al (6x)

(+)

88

(3)

7

1.8

18*

60

Fe (1x)

1514

34

(4)

7.2

80

29-36*

25

Al (6x)

23500

24+

(5)

6.5-7.5*

11

20*

20

Al (6x)

1020

70-95+

(6)

6-8*

16

22*

45

Al (6x)

3300

38

(7)

* Sin atención especial del parámetro en el artículo; (+) únicamente concentración de NaCl fue mencionado: 600 mg L-1(1) y 2 g L-1(3); únicamente EC (sin tratamiento siguiente).

(1) (Chou et al., 2011); (2) (Kermet-Said y Moulai-Mostefa, 2015); (3) (Parsa et al., 2015); (4) (Farhadi et al., 2012); (5) (Deshpande et al., 2010); (6) (Chaabane et al., 2013); (7) (Arsand et al., 2013).

Aunque la aplicación del proceso EC para remover CE a nivel industrial no ha sido reportada, actualmente existen publicaciones en donde se ha reportado la eliminación de CE, específicamente productos farmacéuticos en condiciones de laboratorio (Arsand et al., 2013; Chaabane et al., 2013; Chou et al., 2011; Deshpande et al., 2010; Dixit y Parmar, 2013; Farhadi et al., 2012; Kermet-Said y Moulai-Mostefa, 2015; Parsa et al., 2015). Por ejemplo, Chou et al. (2011) reportaron la eliminación del ácido salicílico de agua residual sintética hasta un 90 %, con electrodos de Al en un reactor discontinuo y una densidad de corriente de sólo 1.2 mA cm-2, evaluando variaciones en la densidad de corriente, la temperatura y el tiempo de tratamiento. Los investigadores concluyeron que una densidad de corriente más alta mejora la efectividad en la remoción de contaminantes. Por tanto, la corriente aplicada necesaria depende de la situación en particular de químico que remover. Kermet-Said y Moulai-Mostefa (2015) trataron aguas residuales industriales de una industria farmacéutica con electrodos de Al, variando el pH inicial, la densidad de corriente y el tiempo de tratamiento, y obtuvieron una eliminación del 75 % en DQO y del 96 % en turbidez cuando emplearon pH inicial de 5.3, intensidad de corriente de 46.8 mA cm-2 y un tiempo de electrólisis de 18 minutos. En la Tabla 4 se muestran diversos estudios realizados para eliminar fármacos de medios acuosos.

C. Procesos heterogéneos

C1. Ozonación catalítica (O3/Cat)

Este POA, llamado también ozonación catalítica [donde Cat=Co(II), Fe(II), Mn(II) Ti(II)], es investigado para producir radicales OH• para degradar CDE y, en general, contaminantes recalcitrantes como plaguicidas, colorantes y compuestos clorados entre otros (Beltrán, 2004; Ikehata et al., 2007; Rivas et al., 2003; Sharma, 2008). En este sentido, Rivas et al. (2003) han mostrado que la descomposición del ozono en presencia de Co (II) sigue una cinética de pseudoprimer orden con respecto al ozono. Los autores establecieron que la generación de radicales OH•, a partir de la catalización del O3 por Co(II), se da en medio ácido; este mecanismo puede representarse en la Ec. (24):

Sin embargo, este mecanismo puede ser inhibido en medios alcalinos; fenómeno atribuido a que el Co(OH)2 a pH > 8 es menos soluble, lo cual puede conducir a una precipitación de este último, provocando una disminución del poder catalizador del Co(II) (Rivas et al., 2003).

Cortés et al. (2000) aplicaron exitosamente el O3/Cat en laboratorio y en régimen discontinuo para degradar compuestos organoclorados en concentraciones de 6x10-5 M; utilizaron como catalizadores Fe(II) y Mn (II) a concentraciones de 6x10-5 M. En una primera etapa, los O3/Fe(II) y O3/Mn(II) se aplicaron a soluciones preparadas con compuestos clorados; en una segunda etapa, este POA se aplicó a aguas industriales que asimismo contenían compuestos clorados. Los resultados de la primera etapa mostraron una eficiencia de oxidación de estos compuestos del orden del 98 al 100 %.

Liu et al. (2012) investigaron la degradación del o-cloronitrobenceno en el agua potable usando ozonización catalizada por silicato de hierro. La eficiencia de eliminación fue del 58 % durante la ozonización sola después de quince minutos; con la adición de silicato de hierro, la eficiencia de eliminación aumentó a aproximadamente 99.7 %, lo que demostró la alta eficiencia del catalizador a base de Fe. Por otro lado, Bing et al. (2015) llevaron a cabo la degradación del fármaco ibuprofeno mediante ozonación catalítica con el acoplamiento Fe2O3/Al2O3, el cual fue soportado en un tamiz de sílice mesoporoso Santa Barbara Amorphous-15 (SBA-15) por impregnación húmeda y calcinaciones con AlCl3 y FeCl3 como precursor metálico. Se encontró que la dupla Fe2O3/Al2O3@ SBA-15 es altamente efectiva para la mineralización de la solución acuosa de ibuprofeno con ozono. La combinación de los dos sitios ácidos de Lewis de hierro y aluminio en Fe2O3/Al2O3@ SBA-15 mejoró la formación de radicales OH•ads y O2•, lo que condujo a la mayor reactividad.

Muy recientemente se ha mostrado una tendencia de utilizar catalizadores sintetizados de gran efectividad. Tal es el caso de Zhu et al. (2017), quienes fabricaron un catalizador mesoporoso de Fe3O4 ordenado utilizando materiales comerciales (KIT-6, Nanjing XFNANO Materials Tech Co., Ltd) como plantilla dura a través de una ruta de nanocasting. Los resultados mostraron un área de superficie 154.2 m2 g-1 y un tamaño de poro promedio de 6.2 nm. El catalizador de Fe3O4 mesoporoso presentó una actividad catalítica superior para eliminar la atrazina (ATZ) durante la ozonización, en comparación con las nanopartículas de Fe3O4 convencionales. Además, la velocidad de eliminación de ATZ aumentó con el aumento de la dosis de catalizador y el pH de la solución. Los investigadores dedujeron que los ciclos redox de Fe2+/Fe3+ fueron responsables de la generación de radicales OH•, los cuales contribuyeron predominantemente a la degradación de ATZ del estudio.

La ozonación catalítica ha sido aplicada en la degradación de colorantes que se utilizan en la industria textil, del papel, el plástico, la alimentación y la cosmética, dado que estos tienen estructuras moleculares aromáticas complejas de difícil degradación (Gao et al., 2012; Wang y Bai, 2017) y que representan una amenaza potencial para el sistema ecológico y la salud humana.

La ozonación acoplada a la filtración de arena ha sido aplicada industrialmente a la degradación de fármacos por Margot et al. (2013) a pH 7.2 y una dosis de O3 de 5.7 mg L-1. Por otro lado, Zucker et al. (2015) han aplicado el acoplamiento biofiltración-ozonación en la degradación de fármacos y productos de belleza con una dosis de 10 mg L-1. A un flujo de agua de 120 m3 d-1.

C2. Fotocatálisis (UV/TiO2)

Los procesos fotocatalíticos hacen uso de un óxido de metal semiconductor como catalizador, y de oxígeno como agente oxidante (Ollis y Al-Ekabi, 1993). Hasta ahora se han probado muchos catalizadores, aunque sólo el TiO2 en forma de anatasa parece tener los atributos interesantes, como alta estabilidad, buen rendimiento y bajo costo (Rajeshwar, 1995; Zhang et al., 1994). El evento iniciador en el proceso fotocatalítico es la absorción de la radiación con la formación de pares de electrones (Ec. 25).

El considerable poder reductor de los electrones formados les permite reducir algunos metales y oxígeno disuelto con la formación del ión radical superóxido O2, mientras que los huecos (h+) restantes son capaces de oxidar H2O u OH− adsorbidos a radicales OH• reactivos (Ec. 26 y 27):

Estas reacciones son de gran importancia en los procesos de degradación oxidativa debido a la alta concentración de H2O y OH- adsorbido en la superficie de la partícula.

Algunos sustratos adsorbidos se pueden oxidar directamente por transferencia de electrones (Ec. 28):

Desafortunadamente, una parte significativa de los pares de electrones se recombinan, lo que reduce rendimiento cuántico. En la mayor parte de los trabajos dedicados a la fotocatálisis se destaca la posible explotación de las longitudes de onda del espectro solar. Sin embargo, esto es sólo parcialmente cierto, ya que la superposición entre el espectro de absorción de TiO2 y el del sol en suelo es bastante pobre (Rajeshwar, 1995).

En la actualidad se llevan a cabo investigaciones intensivas en todo el mundo para obtener TiO2 modificado con un espectro de absorción más amplio y caracterizado por un mayor rendimiento cuántico (Mansouri et al., 2017; Ye et al., 2018). Existe, asimismo, una tendencia a utilizar nanotecnología en el tratamiento de CE en agua. Tal es el caso reportado por Mansouri et al. (2017), cuyo objetivo fue la degradación de la solución de metil tert-butil éter (MTBE) en agua, utilizando las nanopartículas de TiO2-ZnO-CuO que fueron impresas por el método sol-gel. Los tres parámetros de estudio se optimizaron utilizando modelos de superficie de respuesta, a saber: pH, concentración de TiO2-ZnO-CuO y las concentraciones iniciales de MTBE. Los valores optimizados se obtuvieron a pH 7, TiO2-ZnO-CuO (1.49 g L-1) y la concentración inicial de MTBE (31.46 mg L-1). Bajo las condiciones óptimas de degradación, el desempeño de la degradación fotocatalítica alcanzó 99 % en una hora.

Otro ejemplo es el estudio llevado a cabo por Ye et al. (2018), cuyo objetivo fue evaluar el uso de matrices de nanotubos de TiO2 autoorganizados (NTA) como catalizador inmovilizado y UV-LED como fuente de luz en la degradación fotocatalítica del bloqueador metoprolol (MTP) en solución acuosa. La degradación rápida de MTP y la eliminación total lo lograron los investigadores en un amplio intervalo de pH (3-11). Los investigadores encontraron que los iones de bicarbonato y fosfato carecen de efecto inhibidor en concentración de hasta 200 mg L-1, y la materia orgánica natural (MON) exhibe un efecto perjudicial cuando su concentración excede los 5 mg L-1. La degradación total de la eliminación de MTP se redujo de 87.09 ± 0.09 % a 62.05 ± 0.08 % cuando se aplicaron muestras de agua corriente. Los investigadores encontraron que el proceso de degradación primaria se produjo en fase líquida con participación de radicales OH•, mientras que una porción más pequeña de MTP se degradó en la superficie de catálisis por reacción con huecos (h+) fotogenerados y radicales hidroxilo adsorbidos en la superficie del catalizador (OH•superficie), con la participación de otras especies reactivas, tales como electrones fotogenerados y radicales O2•.

C3. Ozonación fotocatálitica (O3/UV/TiO2)

Éste es otro sistema heterogéneo de ozonización catalítica que actualmente es muy utilizado por diferentes grupos de investigación en la degradación de compuestos recalcitrantes, que implica la aplicación simultánea de ozono y luz UV en presencia de catalizadores semiconductores tipo-n tal como TiO2. Este proceso tiene el objetivo de mejorar la capacidad oxidativa (y reductora) del fotocatalizador de semiconductores donde los fotones absorbidos promueven los electrones desde la banda de valencia de semiconductores hasta la banda de conducción vacía y más energética. De esta manera, se crea un hueco oxidante positivo en la banda de valencia, que puede iniciar un proceso oxidativo que conduce a la aparición de radicales hidroxilo. El electrón promovido de potencial redox negativo es capaz de reducir el oxígeno y dar lugar a radicales ión superóxido que podrían iniciar un nuevo proceso oxidante (Beltrán, 2004).

Como puede deducirse de los mecanismos del ozono en el agua y la fotocatálisis de semiconductores de TiO2, existe una clara posibilidad de que el ozono mejore la velocidad fotocatalítica de los semiconductores, o viceversa. Esta mejora se ha observado en diferentes estudios de ozonación fotocatalítica (Hassani et al., 2016; Jung et al., 2002; Villaseñor et al., 2002; Wada et al., 2002). Dichos estudios presentan algunas posibles reacciones de enlace entre los mecanismos de oxidación fotocatalítica tanto de ozonización como de semiconductores. Por lo que el hecho de que el potencial de la banda de conducción sea más negativo que el del par (O3/O3-•), hace viable la captura de ozono de los electrones de la banda de conducción de acuerdo con la siguiente secuencia (véanse Ec. 29 y 30) (Ohtani et al., 1992).

De hecho, el radical iónico ozonuro (O3-•) ha sido detectado durante la descomposición del ozono en las superficies de TiO2 en la fase gaseosa (Ohtani et al., 1992) y mediante mediciones de resonancia de spin electrónico (ESR, por sus siglas en inglés) durante la descomposición del cianuro libre en agua con ozono, luz UV y catalizadores P25 Degussa y BDH TiO2 (Hernández-Alonso et al., 2002). Una vez que se forma el radical iónico ozonuro (O3-•), puede tener lugar un mecanismo similar al que se presenta para la descomposición del ozono para finalmente producir otra forma de generación de radicales hidroxilo. Además, los radicales hidroxilo también se pueden formar a partir de la reacción entre el peróxido de hidrógeno y el ozono fotogenerados y adsorbidos de una manera similar a la que ocurre en los sistemas de ozono/peróxido de hidrógeno y ozono/UV (Ec. 31).

Existen estudios sobre la aplicación del acoplamiento O3/UV/TiO2 que se orientan al tratamiento de agua en el sector alimenticio. Uno de ellos es el reportado por Lin et al. (2012). Los autores comentan que los objetivos de su estudio fueron estudiar la eficacia y los mecanismos para eliminar tres plaguicidas (cipermetrina, malatión, diclorovos) de las hojas de té y agua de enjuague mediante O3/UV/TiO2, y así explorar las condiciones óptimas de eliminación. El tratamiento con O3/UV/TiO2 dio como resultado una tasa de eliminación del 80 % para la cipermetrina (contenido inicial de residuos 5.8 mg kg-1) y el 78 % para el malatión (contenido inicial de residuos 2.2 mg kg-1). Los investigadores concluyeron que el tratamiento con O3/UV/TiO2 fue efectivo en la eliminación de plaguicidas en las hojas de té, con una mejora del 250 % sobre el tratamiento de agua de enjuague.

Otro ejemplo es la degradación de parabenos (conservadores utilizados en la industria alimentaria y cosmética) reportada por Cuerda-Correa et al. (2016). Los compuestos degradados por los investigadores fueron metilparabeno (MP), etilparabeno (EP), propilparabeno (PP), así como butilparabeno (BP) en agua ultrapura, agua de río, efluente de PTAR y agua subterránea. Los acoplamientos utilizados fueron diversos, entre los cuales se hallaba O3/UV/TiO2 bajo condiciones óptimas obtenidas para O3 (pH= 8 y T= 20 ºC). Los investigadores observaron que la introducción de la radiación UV eliminó más rápida y eficientemente los parabenos que el resto de los procesos probados debido a la contribución de la fotólisis del ozono por la vía radical.

C4. Fotocatálisis heterogénea (H2O2/TiO2/UV)

La cinética de un proceso fotocatalítico se determina, entre otros factores, por el tipo, calidad y cantidad del contaminante, de la intensidad y distribución espectral de la radiación, concentración de oxígeno, pH, temperatura, carga del catalizador, área superficial del catalizador, configuración y geometría del reactor, etc. (Malato et al., 2009). Una limitante en los procesos de fotocatálisis heterogénea del tipo TiO2/UV es la recombinación del par electrón/hueco (e-/h+), para lo cual se ha propuesto añadir un oxidante químico a la reacción que permita facilitar la captura de electrones, generar más radicales OH•, incrementar la tasa de oxidación de los compuestos intermediarios y evitar los problemas causados por la baja concentración de O2/secuestro de O2.

El H2O2 ha sido usado como oxidante adicional en los procesos de fotocatálisis heterogénea, pues se ha empleado por lo común en los POA, además de que su precio es relativamente moderado. Debido a su naturaleza de aceptor de electrones, el H2O2 reacciona con los e- de la banda de conducción para generar radicales hidroxilo que mejoran la velocidad de mineralización de los contaminantes orgánicos (Ec. 32).

Es importante mencionar que la adición de H2O2 a la reacción es benéfica en un determinado intervalo de concentración, pues se debe evitar la recombinación del par e-/h+ y la producción en exceso de radicales OH•, así como la inhibición por adsorción explicada en términos de la modificación de la superficie del TiO2 por la adsorción de H2O2, y el secuestro de huecos fotoproducidos. La inhibición de la adsorción depende de las características del contaminante y de la relación de H2O2/C (C: concentración del compuesto orgánico) y que es explicado en términos de la cinética de Langmuir/Hinshelwood. La relación óptima H2O2/C considera que la concentración del contaminante debe ser suficiente para que se consuman los radicales OH- y evitar el detrimento de las reacciones si la concentración del H2O2 no es tan alto; varios autores han encontrado que la relación puede ir de 10 a 100 (Malato et al., 2009).

Elmolla y Chaudhuri (2010) emplearon el proceso por fotocatálisis con H2O2/TiO2/UV en laboratorio en un reactor de 600 mL, en fase acuosa, para la degradación de antibióticos como amoxicilina, ampicilina y cloxacilina. El proceso fotocatalítico se realizó a pH~5, TiO2 1.0 g L-1, radiación de 365 nm, a una concentración óptima de H2O2 100 mg L-1, y concentraciones de 104, 105 y 103 mg L-1 para amoxicilina, ampicilina y cloxacilina, respectivamente, con una concentración inicial de demanda química de oxígeno de 520 mg L-1. Las reacciones siguieron una cinética de pseudoprimer orden de 0.007, 0.003 and 0.029 min-1 para amoxicilina, ampicilina y cloxacilina, de manera espectiva. Se logró la degradación completa de los antibióticos en treinta minutos de reacción. La remoción del carbono orgánico disuelto, así como la formación de nitrato (NO3-), amoniaco (NH3) y sulfato (SO42-) se detectaron durante la reacción, lo que indica la mineralización del carbono y del nitrógeno y sulfuros presentes en los antibióticos.

Como prueba piloto, Moreira et al. (2018) analizaron la eficiencia de POA para remover microcontaminantes de manera simultánea a la desinfección del agua proveniente de un tratamiento secundario de una planta de tratamiento de aguas residuales urbanas, mediante fotocatálisis heterogénea (H2O2/TiO2/UV) en un fotorreactor solar de tipo colector parabólico compuesto (CPC). Los investigadores evaluaron la degradación del carbamazepina (CBZ), sulfametoxazol (SMX) y diclofenaco (DFC) en concentraciones de 100 μg L-1 en agua residual municipal, y la contaminación biológica (indicadores de materia fecal, del agua, contraparte de los antibióticos resistentes, 16S RNA y genes de resistencia a antibióticos), así como la identificación de las comunidades bacterianas. Como catalizadores, se usaron el TiO2-P25 y un compósito de TiO2 y 4.0 % w/w de óxido de grafeno (TiO2-GO), utilizando una carga del catalizador de 200 mg L-1, y una concentración de H2O2 de 20 mg L-1. La irradiación solar UVA promedio fue de 40 W m-2. El uso del catalizador TiO2-P25 incrementó la eficiencia de degradación de los microcontaminantes comparado con el catalizador TiO2-GO; a la postre, la degradación del TiO2-GO puede ocurrir por el ataque del H2O2 a los enlaces C-C de los sitios de la superficie del grafeno. La mineralización de la material orgánica del agua residual con H2O2/TiO2-P25/UV fue eficiente al lograr la remoción del carbón orgánico disuelto del 23 ± 3 %, al cabo de cuatro horas de reacción (energía acumulada, QUV < 40 kJ L-1).

Los coliformes fecales totales y Enterococcus, así como sus contraparte de los antibióticos resistentes (tetraciclina y ciprofloxacina), fueron reducidos al límite de detección (1 CFU 100 1 mL-1). A pesar de que con el proceso de fotocatálisis heterogénea, empleando H2O2 , se puede mineralizar los microcontaminantes y en principio la contaminación biológica, es importante realizar investigación orientada a la prevención de la reactivación de bacterias, incluyendo a las poblaciones resistentes a los antibióticos, y ser tomada en cuenta en el diseño de las POA.

COSTOS Y LÍMITES DE LA APLICACIÓN DE LOS POA

La estimación de costos de los procesos POA como tratamiento de aguas y aguas residuales está representada por la suma de los costos de capital, los costos operativos y el mantenimiento. Los costos de sistemas a gran escala son afectados por variables tales como la naturaleza y la concentración de los contaminantes, el caudal del efluente y configuración del reactor (Andreozzi et al., 1999).

Dentro de los POA establecidos, el costo de H2O2 en el sistema Fenton es muy alto para su aplicación a gran escala en la ingeniería de tratamiento de aguas residuales, aunado a que se generan cantidades apreciables de lodos químicos (Cano-Quiroz et al., 2011).

Por otro lado, la fotocatálisis de TiO2 se ha convertido en una tecnología prometedora para el tratamiento de aguas residuales en cuanto al costo del catalizador, ya que es relativamente económico y comercialmente disponible (Pekakis et al., 2006).

Existen escasos estudios acerca de la estimación de los costos operativos. Bolton et al. (1996) desarrollaron un procedimiento para la estimación de los consumos eléctricos de las lámparas UV, que consiste en fijar un porcentaje de eliminación (90 %) de un contaminante específico o carga total (DQO) y la obtención de la constante cinética de pseudo-primer orden. Entonces, la energía necesaria para alcanzar el nivel de eficiencia elegido, para un volumen fijo de aguas residuales, se puede calcular mediante la ecuación:

donde P es la potencia de la lámpara (kW), k la constante de pseudo primer orden (min−1) obtenida en un reactor batch, Vo el volumen de la solución probada (L) y E es la energía en kWh requerida para lograr el 90 % de destrucción de contaminantes en 1 000 L de aguas residuales tratadas. Los valores de E no superiores a 2.5 kWh se consideran adecuados para aplicaciones prácticas (Bolton et al., 1994).

Tiempo después, Bolton et al. (2001) determinaron el parámetro de energía eléctrica por orden (EEO), donde los procesos de degradación (UV y O3) estudiados se relacionan con la energía eléctrica. El parámetro EEO corresponde a la cantidad de energía eléctrica (kWh) requerida para reducir un orden de magnitud (90 % de eliminación de contaminante) en un volumen tratado de agua contaminada.

Donde P es la potencia nominal del sistema (kW), V es el volumen total de agua tratada (m3) y kapp es la constante de velocidad de degradación basada en el tiempo del compuesto examinado (min-1).

Otro estudio, desarrollado por Brillas y Martínez-Huitle (2015), establece el consumo de energía (CE) de un proceso electroquímico por m3 de agua tratada, que se puede calcular por la ecuación:

donde V, A, t y Vol representan el voltaje, corriente, tiempo y volumen de agua tratada (m3). Esta ecuación, a diferencia de la anterior, descarta la inclusión de la constante cinética de tratamiento y del nivel de eficiencia de la degradación de un contaminante específico.

Un ejemplo de la aplicación de la anterior ecuación es el estudio reportado por García-Espinoza et al. (2018), quienes degradaron carbamazepina a una eficiencia de 88.7 % con un consumo de 1.07 kWh a una corriente de 1 A.

Los POA se caracterizan por su capacidad de tratar efluentes residuales con concentraciones menores que 5 g/L de DQO. Si se requieren tratar mayores concentraciones, se eleva el consumo de agente oxidante y los niveles de energéticos, por lo que es preferible una técnica de oxidación directa, tal como la oxidación húmeda catalítica (CWAO, por sus siglas en inglés); y si es cercana a los 15 g/L, lo más conveniente es oxidación húmeda no catalítica (WAO, por sus siglas en inglés), ya que se vuelve autotérmica para valores de DQO superiores a 20 g/L (Rodríguez et al., 2006).

FORMACIÓN DE SUBPRODUCTOS SECUNDARIOS TÓXICOS AL APLICAR POA

Existen casos de la degradación de CE donde los subproductos generados son más tóxicos que los compuestos iniciales. Tal es el caso de un proceso Fenton estudiado por Trovo et al. (2011) en la degradación de amoxicilina con una eliminación >99 % de soluciones, utilizando complejo de ferrioxalato de potasio (FeOx), donde los efluentes tratados resultaron más tóxicos que el caso en el que se utilizó FeSO4. Otro ejemplo de un resultante más tóxico después de la aplicación de un POA es desarrollado por Kıdak y Doğan (2018) donde utilizaron ozono para degradar amoxicilina. El proceso obtuvo una mineralización del 32 %, pero la solución final contenía compuestos intermedios con alta toxicidad (CE50 % = 13.59). El acoplamiento de ozono con ultrasonido produjo una tasa de degradación lenta y una mineralización baja (10 %), pero produjo una toxicidad reducida (CE50 % = 67.48).

Otro ejemplo es el desarrollado por Márquez et al. (2014), quienes sometieron cuatro fármacos (atenolol, hidroclorotiazida, ofloxacina y trimetoprima) a la oxidación fotocatalítica solar en agua ultrapura Milli-Q y en el efluente secundario de una planta de tratamiento de aguas residuales municipales. La toxicidad se evaluó utilizando D. magna. La ecotoxicidad de la mezcla de reacción aumentó (inhibición del 80 %), los investigadores aseguran que es probablemente debido a la formación de intermedios fenólicos que disminuyó después de dos horas de tratamiento (inhibición del 5 %). Otro ejemplo de toxicidad en la aplicación de POA son los ensayos realizados por Qiu et al. (2019), quienes llevaron a cabo la fotólisis de enrofloxacina (ENR), pefloxacina (PEF) y sulfaquinoxalina (SQX) en solución acuosa, utilizando UV combinada con H2O2 o iones ferrosos [Fe (II)], además de procesos como Fenton [Fe (II)/ H2O2]. Los autores afirman que durante las etapas iniciales de la reacción de los procesos descritos se generan cantidades de intermedios que pueden ser más tóxicos que las soluciones iniciales. Por tanto, concluyeron que el tratamiento con UV/H2O2/Fe (II) de 4 h de PEF y el tratamiento con UV/H2O2/Fe (II) de 6 h de SQX deben evitarse debido a la toxicidad aguda hacia los embriones de pez cebra utilizados en la prueba.

Los ejemplos presentados indican que la aplicación de un tratamiento solo, es decir, sin acoplamiento y en corto tiempo, dará seguramente compuestos intermedios que muestran toxicidad a las pruebas aplicadas. Por tanto, los tiempos de tratamiento deben extenderse al orden de horas incluso y aplicar acoplamientos efectivos de POA para llegar al grado de mineralización (Kıdak y Doğan, 2018; Qiu et al. 2019).

PESPECTIVAS

Los CE incluyen una gran variedad de compuestos, tales como esteroides (naturales y sintéticos), fármacos, drogas veterinarias, antisépticos y productos de belleza, plaguicidas, entre otros, que se encuentran presentes en cuerpos de agua superficial y han llamado poderosamente la atención de los investigadores científicos. Los CE afectan directamente la calidad del agua potable suministrada a las poblaciones y, por tanto, a la salud humana, además de afectar a los ecosistemas. Por eso se requieren tratamientos de tipo terciario que los eliminen de las fuentes de abastecimiento, dado que los procesos biológicos secundarios difícilmente lo hacen.

En la actualidad existe una gran cantidad de procesos de oxidación avanzada que son aplicados en investigaciones de laboratorio para degradar CE, incluyendo materia orgánica recalcitrante (de baja biodegradabilidad) que contiene matrices acuosas superficiales. Los POA reportados en la literatura se caracterizan por alcanzar eficiencias de degradación altas en corto tiempo, la capacidad de lograr la parcial o total oxidación al grado de mineralización, la disminución de los subproductos formados que muestran toxicidad, entre otras ventajas. Desafortunadamente la investigación ha sido poco orientada a la aplicación tipo piloto o planta, lo cual requiere investigaciones científicas más a fondo.

Asimismo, existe una tendencia clara a utilizar acoplamiento que asegure la generación de concentraciones apreciables de radicales OH•. Recientemente, los acoplamientos más investigados son los procesos fotocatalíticos y foto Fenton, dado que son de bajo costo y se aprovechan las fuentes de energía de libre acceso, con atención especial a los agentes oxidantes ozono y UV, dado que estos últimos muestran alta efectividad de degradación cuando se aplican solos. Los POA se visualizan en la presente década como procesos de gran utilidad en el tratamiento de agua superficial con presencia de CE, sobre todo en el sentido de escalamiento en pruebas piloto y de planta, dadas las grandes ventajas de aplicación ya señaladas; su uso puede ser ampliado a aguas residuales industriales con compuestos de baja biodegradabilidad. Las evaluaciones técnicas del costo beneficio serán necesarias en un futuro cercano para demostrar que los POA son un recurso tecnológico y económicamente viable. En consecuencia, la selección del POA más adecuado será en función de las eficiencias requeridas de tratamiento y de las características de los CE de interés.

REFERENCIAS

ANDREOZZI, R., V. Caprio, A. Insola y R. Marotta (1999). “Advanced Oxidation Processes (AOP) for Water Purification and Recovery”, Catalysis Today, vol. 53, núm. 1, pp. 51-59.

ARSAND, D. R., K. Kümmerer y A. F. Martins (2013). “Removal of Dexamethasone from Aqueous Solution and Hospital Wastewater by Electrocoagulation”, Science of the Total Environment, vol. 443, pp. 351-357.

ARSLAN, A., E. Topkaya, D. Bingöl y S. Veli (2018). “Removal of Anionic Surfactant Sodium Dodecyl Sulfate from Aqueous Solutions by O3/UV/H2O2 Advanced Oxidation Process: Process Optimization with Response Surface Methodology Approach”, Sustainable Environment Research, vol. 28, núm. 2, pp. 65-71.

BARD, A. J. y L. R. Faulkner (2001). Electrochemical Methods: Fundamentals and Applications. Nueva York: John Wiley & Sons, Inc. Segunda ed.

BARRERA-DÍAZ, C., B. Bilyeu, G. Roa y L. Bernal-Martinez (2011). “Physicochemical Aspects of Electrocoagulation”, Separation & Purification Reviews, vol. 40, núm. 1, pp. 1-24.

BAXENDALE, J. H. y J. A. Wilson (1957). “The Photolysis of Hydrogen Peroxide at High Light Intensities”, Trans. Faraday Soc., núm. 53, pp. 344-356.

BECERRIL-BRAVO, E., J. P. Lamas, L. Sánchez-Prado, M. Lores, C. García-Jares, B. Jiménez y M. Llompart (2010). “Ultrasound-Assisted Emulsification–Microextraction of Fragrance Allergens in Water”, Chemosphere, vol. 81, núm. 11, pp. 1378-1385.

BELTRÁN, F. J. (2004). Ozone Reaction Kinetics for Water and Wastewater System. Boca Ratón: CRC Press.

BELTRÁN, F. J., A. Aguinaco, F. García-Araya y A. Oropesa (2008). “Ozone and Photocatalytic Processes to Remove the Antibiotic Sulfamethoxazole from Water”, Water Research, vol. 42, núm. 14, pp. 3799-3808.

BENÍTEZ, F. J., J. L. Acero, F. J. Real y G. Roldán (2009). “Ozonation of Pharmaceutical Compounds: Rate Constants and Elimination in Various Water Matrices”, Chemosphere, vol. 77, núm. 1, 53-59.

BENOTTI, M. J., R. A. Trenholm, B. J. Vanderford, J. C. Holady, B. D. Stanford y S. A. Snyder (2009). “Pharmaceuticals and Endocrine Disrupting Compounds in U.S. Drinking Water”, Environ. Sci. Technol., vol. 43, núm. 3, pp. 597-603.

BERGMAN, Å., J. J. Heindel, S. Jobling, K. A. Kidd y R. T. Zoeller (2012). State of the Science of Endocrine Disrupting Chemicals 2012. Ginebra: World Health Organization (WHO).

BING, J., C. Hu, Y. Nie, M. Yang y J. Qu (2015). “Mechanism of Catalytic Ozonation in Fe2O3/Al2O3@SBA-15 Aqueous Suspension for Destruction of Ibuprofen”, Environmental Science & Technology, vol. 49, núm. 3, pp. 1690-1697.

BOLTON, J. R. y S. R. Cater (1994). “Homogeneous Photodegradation of Pollutants in Contaminated Water”, en G. R. Helz, R. G. Zeep y D. G. Crosby (eds.), Aquatic and Surface Photochemistry: An Introduction. Boca Ratón: Lewis Publishers, 530 pp.

BOLTON, J. R., K. G. Bircher, W. Tumas y C. A. Tolman (2001). “Figures-of-Merit for the Technical Development and Application of Advanced Oxidation Technologies for Both Electric-and Solar-Driven Systems (IUPAC Technical Report)”, Pure and Applied Chemistry, vol. 73, núm. 4, pp. 627-637.

BOLTON, J. R., K. G. Bircher, W. Tumas y C. A. Tolman (1996). “Figures of Merit for the Technical Development and Application of Advanced Oxidation Processes”, J. Adv. Oxid. Technol., vol. 1, núm. 1, p. 13.

BOURGIN, M., E. Borowska, J. Helbing, J. Hollender, H. P. Kaiser, C. Kienle, C. S. McArdell, E. Simon y U. Von Gunten (2017). “Effect of Operational and Water Quality Parameters on Conventional Ozonation and the Advanced Oxidation Process O3/H2O2: Kinetics of Micropollutant aAbatement, Transformation Product and Bromate Formation in a Surface Water”, Water Research, vol. 122, pp. 234-245.

BRILLAS, E. y C. A. Martínez-Huitle (2015). “Decontamination of Wastewaters Containing Synthetic Organic Dyes by Electrochemical Methods. An Updated Review”, Appl. Catal. B: Environ., vols. 166-167, pp. 603-643.

CANO-QUIROZ, A., C. Barrera-Díaz, G. Roa-Morales, P. Balderas Hernández, R. Romero y R. Natividad (2011). “Wastewater Ozonation Catalyzed by Iron”, Industrial & Engineering Chemistry Research, vol. 50, núm. 5, pp. 2488-2494.

CHAABANE, T., S. Zaidi, A. Darchen y R. Maachi (2013). “Treatment of Pharmaceutical Effluent by Electrocoagulation Coupled to Nanofiltration”, Desalination and Water Treatment, vol. 51, núms. 25-27, pp. 4987-4997.

CHEN, G. (2004). “Electrochemical Technologies in Wastewater Treatment”, Separation and Purification Technology, vol. 38, núm. 1, pp. 11-41.

CHOU, W. L., C. T. Wang, K. Y. Huang y T. C. Liu (2011). “Electrochemical Removal of Salicylic Acid from Aqueous Solutions Using Aluminum Electrodes”, Desalination, vol. 271, núms. 1-3, pp. 55-61.

CHRISTOS, C. y C. Guohua (2014). Electrochemistry for the Environment. Nueva York: Springer.

COELHO, A., F. Méndez-Arriaga, C. Sans, M. Dezotti, S. Esplugas y J. Giménez (2007). “Comparison of Emerging NSAID Pollutants Degradation in Aqueous Media by O3, UV-VIS and O3/UV-VIS Processes”, en Proceedings: World Congress on Ozone and Ultraviolet Technologies. Los Ángeles, pp 1540-1552.

CORTÉS, S., J. Sarasa, P. Ornad, R. Gracia y L. Ovelleiro (2000). “Comparative Efficiency of the Systems O3/High pH and O3/Catalyst for the Oxidation of Chlorobenzenes in Water”, Ozone Science & Engineering, vol. 22, núm. 4, pp. 415-426.

CUERDA-CORREA, E. M., J. R. Domínguez, M. J. Muñoz-Peña y T. González (2016). “Degradation of Parabens in Different Aqueous Matrices by Several O3-Derived Advanced Oxidation Processes”, Industrial & Engineering Chemistry Research, vol. 55, núm. 18, pp. 5161-5172.

DESHPANDE, A. M., S. Satyanarayan y S. Ramakant (2010). “Treatment of High-Strength Pharmaceutical Wastewater by Electrocoagulation Combined with Anaerobic Process”, Water Science and Technology, vol. 61, núm. 2, pp. 463-472.

DIXIT, D. y N. Parmar (2013). “Treatment of Pharmaceutical Wastewater by Electro-Coagulation and Natural Coagulation Process: Review”, International Journal of Technical and Non-Technical Research, vol. 4, núm. 5 pp. 79-88.

ELMOLLA, E. S. y M. Chaudhuri (2010). “Photocatalytic Degradation of Amoxicillin, Ampicillin and Cloxacillin Antibiotics in Aqueous Solution Using UV/TiO2 and UV/H2O2/TiO2 Photocatalysis”, Desalination, vol. 252, núms. 1-3, pp. 46-52.

ESPLUGAS, S., D. M. Bila, L. G. T. Krause y M. Dezotti (2007). “Ozonation and Advanced Oxidation Technologies to Remove Endocrine Disrupting Chemicals (EDCs) and Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs) in Water Effluents”, Journal of Hazardous Materials, vol. 149, núm. 3, pp. 631-642.

FARHADI, S., B. Aminzadeh, A. Torabian, V. Khatibikamal y M. A. Fard (2012). “Comparison of COD Removal from Pharmaceutical Wastewater by Electrocoagulation, Photoelectrocoagulation, Peroxi-Electrocoagulation and Peroxi-Photoelectrocoagulation Processes”, Journal of Hazardous Materials, vols. 219-220, pp. 35-42.

FENTON, H. J. H. (1894). “Oxidation of Tartaric Acid in the Presence of Iron”, J. Chem. Soc., vol. 65, núm. 4, 899.

GALLARD, H. y J. de Laat (2001). “Kinetics of Oxidation of Chlorobenzenes and Phenyl-Ureas by Fe(II)/H2O2 and Fe(III)/H2O2. Evidence of Reduction and Oxidation Reactions of Intermediates by Fe(II) or Fe(III)”, Chemosphere, vol. 42, núm. 4, pp. 405-413.

GAO, M., Z. Zeng, B. Sun, H. Zou, J. Chen y L. Shao (2012). “Ozonation of Azo Dye Acid Red 14 in a Microporous Tube-in-Tube Microchannel Reactor: Decolorization and Mechanism”, Chemosphere, vol. 89, núm. 2, pp. 190-197.

GARCÍA-ESPINOZA, J. D., P. Mijaylova-Nacheva y M. Avilés-Flores (2018). “Electrochemical Carbamazepine Degradation: Effect of the Generated Active Chlorine, Transformation Pathways and Toxicity”, Chemosphere, vol. 192, pp. 142-151.

GE, J., J. Qu, P. Lei y H. Liu (2004). “New Bipolar Electrocoagulation-Electroflotation Process for the Treatment of Laundry Wastewater”, Separation and Purification Technology, vol. 36, núm. 1, pp. 33-39.

GLAZE, W. H., J. W. Kang y D. H. Chapin (1987). “The Chemistry of Water Treatment Processes Involving Ozone, Hydrogen Peroxide and Ultraviolet Radiation”, Ozone Sci. Eng., vol. 9, núm. 4, pp. 335-352.

GÖZMEN, B., M. A. Oturan, N. Oturan y O. Erbatur (2003). “Indirect Electrochemical Treatment of Bisphenol A in Water Via Electrochemically Generated Fenton’s Reagent”, Environmental Science and Technology, vol. 37, núm. 16, pp. 3716-3723.

GUEDES, M. M., D. B. Maia y M. Dezotti (2009). “Degradation and Estrogenic Activity Removal of 17-Estradiol and 17-Ethinylestradiol by Ozonation and O3/H2O2”, Sci. Tot. Env., vol. 407, núm. 1, pp. 731-748.

HABER, F. y J. Weiss (1934). “The Catalytic Decomposition of Hydrogen Peroxide by Iron Salts”, Proc. R. Soc. Series A, vol. 147, núm. 861, pp. 332-351.

HASSANI, A., A. Khataee, S. Karaca y M. Fathinia (2016). “Heterogeneous Photocatalytic Ozonation of Ciprofloxacin Using Synthesized Titanium Dioxide Nanoparticles on a Montmorillonite Support: Parametric Studies, Mechanistic Analysis and Intermediates Identification”, RSC Advances, vol. 6, núm. 90, pp. 87569-87583.

HERNÁNDEZ-ALONSO, M. D., J. M. Coronado, A. J. Maira, J. Soria, V. Loddo y V. Augugliaro (2002). “Ozone Enhanced Activity of Aqueous Titanium Dioxide Suspensions for Photocatalytic Oxidation of Free Cyanide Ions”, Applied Catalysis B: Environmental, vol. 39, núm. 3 pp. 257-267.

HOIGNÉ, J. y H. Bader (1983). “Rate Constants of Reaction of Ozone with Organic and Inorganic Compounds in Water. Part II. Dissociating Organic Compounds”, Water Research, vol. 17, núm. 2, pp. 185-194.

HOIGNÉ, J. y H. Bader (1976). “The Role of Hydroxyl Radical Reactions in Ozonation Processes in Aqueous Solutions”, Water Research, vol. 10, núm. 5, pp. 377-386.

HUBER, M., S. Canonica y G. Y. Park (2003). “Oxidation of Pharmaceuticals During Ozonation and Advanced Oxidation Processes”, Environ. Sci. Technol., vol. 37, núm. 5, pp. 1016-1024.

IKEHATA, K., M. G. El-Din y S. A. Snyder (2007). “Ozonation and Advanced Oxidation Treatment of Emerging Organic Pollutants in Water and Wastewater”, en Proceedings: World Congress on Ozone and Ultraviolet Technologies. Los Ángeles, pp. 1508-1517.

IKEHATA, K., N. J. Naghashkar y M. G. El-Din (2006). “Degradation of Aqueous Pharmaceuticals by Ozonation and Advanced Oxidation Process: A Review”, Ozone-Sci. Eng., vol. 28, núm. 6, pp. 353-404.

JANSSEN, L. J. J. y L. Koene (2002). “The Role of Electrochemistry and Electrochemical Technology in Environmental Protection”, Chemical Engineering Journal, vol. 85, núms. 2-3, pp. 137-146.

JUNG, J., J. Yoon, H. Chung y M. Lee (2002). “TCE and PCE Decomposition by a Combination of Gamma-Rays, Ozone and Titanium Dioxide”, Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, vol. 252, núm. 3, pp. 451-454.

KABDAŞLI, I., I. Arslan-Alaton, T. Ölmez-Hancı y O. Tünay (2012). “Electrocoagulation Applications for Industrial Wastewaters: A Critical Review”, Environmental Technology Reviews, vol. 1, núm. 1, pp. 2-45.

KERMET-SAID, H. y N. Moulai-Mostefa (2015). “Optimization of Turbidity and COD Removal from Pharmaceutical Wastewater by Electrocoagulation. Isotherm Modeling and Cost Analysis”, Polish Journal of Environmental Studies, vol. 24, núm. 3, pp. 1049-1061.

KIDAK, R. y Ş. Doğan (2018). “Medium-High Frequency Ultrasound and Ozone Based Advanced Oxidation for Amoxicillin Removal in Water”, Ultrasonics Sonochemistry, vol. 40, pp. 131-139.

KIM, S. D., J. Cho, I. S. Kim, B. J. Vanderford y S. A. Snyder (2007). “Occurrence and Removal of Pharmaceuticals and Endocrine Disruptors in South Korean Surface, Drinking, and Wastewaters”, Water Research, vol. 41, núm. 5, pp. 1013-102.

KIM, S. M. y A. Vogelpohl (1998). “Degradation of Organic Pollutants by the Photo-Fenton Process”, Chem. Eng. Technol., vol. 21, núm. 2, pp. 187-191.

LAAT, J. de, H. Gallard, S. Ancelin y B. Legube (1999). “Comparative Study of the Oxidation of Atrazine and Acetone by H2O2/UV, Fe(III)/UV, Fe(III)/H2O2/UV and Fe(II) or Fe(III)/H2O2”, Chemosphere, vol. 39, núm. 15, pp. 2693-2706.

LANGFORD, C. H. y J. H. Carey (1975). “The Charge Transfer Photochemistry of the Hexaaquoiron (III) Ion, the Chloropentaaquoiron (IIl), and the T-Dihydroxo Dimer Explored with Ter-Butyl Alcohol Scavenging”, Canadian J. Chem., vol. 53, núm. 16, pp. 2430-2435.

LEGRINI, O., E. Oliveros y A. M. Braun (1993). “Photochemical Processes for Water Treatment”, Chem. Rev., vol. 93, núm. 2, pp. 671-698.

LESTER, Y., D. Avisar, I. Gozlan y H. Mamane (2011). “Removal of Pharmaceuticals Using Combination of UV/H2O2/O3 Advanced Oxidation Process”, Water Science and Technology, vol. 64, núm. 11, pp. 2230-2238.

LIN, L., M. Xie, Y. Liang, Y. He, G. Y. S. Chan y T. Luan (2012). “Degradation of Cypermethrin, Malathion and Dichlorovos in Water and on Tea Leaves with O3/UV/TiO2 Treatment”, Food Control, vol. 28, núm. 2, pp. 374-379.

LIU, C., X. Tang, J. Kim y G. V. Korshin (2015). “Formation of Aldehydes and Carboxylic Acids in Ozonated Surface Water and Wastewater: A Clear Relationship with Fluorescence Changes”, Chemosphere, vol. 125, pp. 182-190.

LIU, H., X. Zhao y J. Qu (2010). Electrochemistry for the Environment, C. Comninellis y G. Chen (eds.). Nueva York: Springer.

LIU, Y., Z. Chen, L. Yang, Y. Han, J. Shen y H. Wang (2012). “Ozonation Catalyzed by Iron Silicate for the Degradation of O-Chloronitrobenzene in Drinking Water”, Water Sci. Technol-Water Sup., vol. 12, núm. 1, pp. 31-37.

LIU, C., Tang, X., Kim, J. y Korshin, G. V. (2015). “Formation of aldehydes and carboxylic acids in ozonated surface water and wastewater: a clear relationship with fluorescence changes”. Chemosphere, vol. 125, pp. 182-190.

LÓPEZ-LÓPEZ, A., H. Benbelkacem, J.-S. Pic y H. Debellefontaine (2004). “Oxidation Pathways for Ozonation of Azo Dyes in a Semi-Batch Reactor: A Kinetic Parameters Approach”, Environmental Technology, vol. 25, núm. 3, pp. 311-321.

LÓPEZ-LÓPEZ, A., J.-S. Pic y H. Debellefontaine (2007). “Ozonation of Azo Dye in a Semi-Batch Reactor: A Determination of the Molecular and Radical Contributions”, Chemosphere, vol. 66, núm. 11, pp. 2120-2126.

LUTTERBECK, C. A., E. L. Machado y K. Kümmerer (2015). “Photodegradation of the Antineoplastic Cyclophosphamide: A Comparative Study of the Efficiencies of UV/H2O2, UV/Fe2+/H2O2 and UV/TiO2 Processes”, Chemosphere, vol. 120, pp. 538-546.

MALATO, S., P. Fernández-Ibáñez, M. I. Maldonado, J. Blanco y W. Gernjak (2009). “Decontamination and Disinfection of Water by Solar Photocatalysis: Recent Overview and Trends”, Catalysis Today, vol. 147, núm. 1, pp. 1-59.

MANSOURI, M., M. Nademi, M. E. Olya y H. Lotfi (2017). “Study of Methyl Tert-Butyl Ether (MTBE) Photocatalytic Degradation with UV/TiO2-ZnO-CuO Nanoparticles”, Journal of Chemical Health Risks, vol. 7, núm. 1, pp. 19-32.

MARGOT, J., C. Kienle, A. Magnet, M. Weil, L. Rossi, L. Alencastro, C. Abegglen, D. Thonney, N. Chèvre, M. Schärer y D. Barry (2013). “Treatment of Micropollutants in Municipal Wastewater: Ozone or Powdered Activated Carbon?”, Sci. Total Environ, vols. 461-462, pp. 480-498.

MÁRQUEZ, G., E. M. Rodríguez, F. J. Beltrán y P. M. Álvarez (2014). “Solar Photocatalytic Ozonation of a Mixture of Pharmaceutical Compounds in Water”, Chemosphere, vol. 113, pp. 71-78.

MOLLAH, M. Y., P. Morkovsky, J. A. Gomes, M. Kesmez, J. Parga y D. L. Cocke (2004). “Fundamentals, Present and Future Perspectives of Electrocoagulation”, Journal of Hazardous Materials, vol. 114, núms. 1-3, pp. 199-210.

MOLLAH, M.Y.A., R. Schennach, J. R. Parga y D. L. Cocke (2001). “Electrocoagulation (EC) - Science and Applications”, Journal of Hazardous Materials, vol. 84, núm. 1, pp. 29-41.

MOREIRA, N. F., C. Narciso-da-Rocha, M. I. Polo-López, L. M. Pastrana-Martínez, J. L. Faria, C. M. Manaia y A. M. Silva (2018). “Solar Treatment (H2O2, TiO2-P25 and GO-TiO2 Photocatalysis, Photo-Fenton) of Organic Micropollutants, Human Pathogen Indicators, Antibiotic Resistant Bacteria and Related Genes in Urban Wastewater”, Water Research, vol. 135, pp. 195-206.

NAGHASHKAR, N. J. y M. G. El-Din (2005a). “Aqueous Pharmaceutical Degradation by Advanced Oxidation Processes: A Review (Part I)”, en Proceedings: IOA 17TH World Ozone Congress, Strasbourg Fr., pp. VI.14a1-VI.14a10.

NAGHASHKAR, N. J. y M. G. El-Din (2005b). “Aqueous Pharmaceutical Degradation by Advanced Oxidation Processes: A Review (Part II)”, en Proceedings: IOA 17TH World Ozone Congress, Strasbourg Fr., pp. VI.14b1-VI.14b10.

NOUROUZI, M. M., T. G. Chuah y T. S. Y. Choong (2011). “Optimisation of Reactive Dye Removal by Sequential Electrocoagulation-Flocculation Method: Comparing ANN and RSM Prediction”, Water Science and Technology, vol. 63, núm. 5, pp. 984-995.

OHTANI, B., S. W. Zhang, S. I. Nishimoto y T. Kagiya (1992). “Catalytic and Photocatalytic Decomposition of Ozone at Room Temperature Over Titanium (IV) Dioxide”, J. Chem. Soc. Faraday Trans., vol. 88, pp. 1049-1053.

OLLIS, D. y H. Al-Ekabi (1993). Photocatalytic Purification of Water and Air. Nueva York: Elsevier.

PARSA, J. B., T. M. Panah y F. N. Chianeh (2015). “Removal of Ciprofloxacin from Aqueous Solution by a Continuous Flow Electro-Coagulation Process”, Korean Journal of Chemical Engineering, vol. 2, núm. 3, pp. 1-9.

PEKAKIS, P. A., N. P. Xekoukoulotakis y D. Mantzavinos (2006). “Treatment of Textile Dyehouse Wastewater by TiO2 Photocatalysis”, Water Research, vol. 40, núm. 6, pp. 1276-1286.

PEYTON, G. R. y W. H. Glaze (1988). “Destruction of Pollutants in Water with Ozone in Combination with Ultraviolet Radiation. Part 3. Photolysis of Aqueous Ozone. Mechanism of Photolytic Ozonation”, Environ. Sci. Technol., vol. 22, núm 7, pp. 761-767.

PISARENKO, A. N., B. D. Stanford, D. Yan, D. Gerrity y S. A. Snyder (2012). “Effects of Ozone and Ozone/Peroxide on Trace Organic Contaminants and NDMA in Drinking Water and Water Reuse Applications”, Water Research, vol. 46, núm. 2, pp. 316-326.

PIGNATELLO, J. J. (1992). “Dark and photoassisted Fe3+ - Catalyzed Degradation of Chlorophenoxy Herbicides by Hydrogen Peroxide”, Environ. Sci. Technol., vol. 26, núm. 5, pp. 944-951.

QIU, W., M. Zheng, J. Sun, Y. Tian, M. Fang, Y. Zheng y C. Zheng (2019). “Photolysis of Enrofloxacin, Pefloxacin and Sulfaquinoxaline in Aqueous Solution by UV/H2O2, UV/Fe (II), and UV/H2O2/Fe (II) and the Toxicity of the Final Reaction Solutions on Zebrafish Embryos”, Science of the Total Environment, vol. 651, pp. 1457-1468.

RAJESHWAR, K. (1995). “Photoelectrochemistry and the Environment”, Journal of Applied Electrochemistry, vol. 25, pp. 1067-1082.

RAJESHWAR, K., J. G. Ibáñez y G. M. Swain (1994). “Electrochemistry and the Environment”, Journal of Applied Electrochemistry, vol. 24, núm. 11, pp. 1077-1091.

RAJKUMAR, D. y K. Palanivelu (2004). “Electrochemical Treatment of Industrial Wastewater”, Journal of Hazardous Materials, vol. 113, núms. 1-3, pp. 123-129.

RIVAS, F. J., F. J. Beltrán, M. Carbajo y O. Gimeno (2003). “Homogeneous Catalyzed Ozone Descomposition in the Presence of the Co (II)”, Ozone-Sci. Eng., vol. 25, núm. 4, pp. 265-271.

RIVAS, J., O. Gimeno y F. Beltrán (2009). “Wastewater Recycling: Application of Ozone Based Treatments to Secondary Effluents”, Chemosphere, vol. 74, núm. 6, pp. 854-859.

RODRÍGUEZ FERNÁNDEZ ALBA, A., P. Letón García, R. Rosal García, M. Dorado Valiño, S. Villar Fernández y J. M. Sanz García (2006). Tratamientos Avanzados de Aguas Residuales Industriales. Informe de Vigilancia Tecnológica. Madrid: CITME / CEIM / Comunidad de Madrid / Gobierno de España.

RODRÍGUEZ-NARVÁEZ, O. M., J. M. Peralta-Hernández, A. Goonetilleke y E. R. Bandala (2017). “Treatment Technologies for Emerging Contaminants in Water: A Review”, Chemical Engineering Journal, vol. 323, pp. 361-380.

ROSAL, R., A. Rodríguez, J. A. Perdigón-Melón, M. Mezcua, M. D. Hernando, P. Letón y A. R. Fernández-Alba (2008). “Removal of Pharmaceuticals and Kinetics of Mineralization by O3/H2O2 in a Biotreated Municipal Wastewater”, Water Research, vol. 42, núm. 14, pp. 3719-3728.

SARATHY, S. y M. Mohseni (2010). “Effects of UV/H2O2 Advanced Oxidation on Chemical Characteristics and Chlorine Reactivity of Surface Water Natural Organic Matter”, Water Research, vol. 44, núm. 14, pp. 4087-4096.

SHARMA, V. K. (2008). “Oxidative Transformations of Environmental Pharmaceuticals by Cl2, ClO2, O3, and Fe (VI): Kinetics Assessment”, Chemosphere, vol. 73, núm. 9, pp. 1379-1386.

SRITHEP, S. y S. Phattarapattamawong (2017). “Kinetic Removal of Haloacetonitrile Precursors by Photo-Based Advanced Oxidation Processes (UV/H2O2, UV/O3, and UV/H2O2/O3)”, Chemosphere, vol. 176, pp. 25-31.

STAEHELIN, J., R. E. Bühler y J. Hoigné (1984). “Ozone Decomposition in Water Studied by Pulse Radiolysis. 2. Hydroxyl and Hydrogen Tetroxide (HO4) as Chain Intermediates”, J. Phys. Chem. U.S., vol. 88, núm. 24 pp. 5999-6004.

TORRES, R. A., F. Abdelmalek, E. Combet, C. Pétrier y C. Pulgarin (2007). “A Comparative Study of Ultrasonic Cavitation and Fenton’s Reagent for Bisphenol A Degradation in Deionised and Natural Waters”, Journal of Hazardous Materials, vol. 146, núm. 3, pp. 546-551.

TROVO, A. G., R. F. Nogueria, A. Agüera, A. R. Fernández-Alba y S. Malato (2011). “Degradation of the Antibiotic Amoxicillin by Photo-Fenton Process-Chemical and Toxicological Assessment”, Water Res., vol. 45, núm. 3 pp. 1394-1402.

USEPA (1997). “Special Report on Environmental Endocrine Disruption: An Effects Assessment and Analysis. Report No. EPA/630/R-96/012”. Washington, D.C.

VALLEJO-RODRÍGUEZ, R., M. Murillo-Tovar, J. Navarro-Laboulais, E. León-Becerril y A. López-López (2014). “Assessment of the Kinetics of Oxidation of Some Steroids and Pharmaceutical Compounds in Water Using Ozone”, Journal of Environmental Chemical Engineering, vol. 2, núm. 1, pp. 316-323.

VELO-GALA, I., J. J. López-Peñalver, M. Sánchez-Polo y J. Rivera-Utrilla (2014). “Comparative Study of Oxidative Degradation of Sodium Diatrizoate in Aqueous Solution by H2O2/Fe2+, H2O2/Fe3+, Fe (VI) and UV, H2O2/UV, K2S2O8/UV”, Chemical Engineering Journal, vol. 241, pp. 504-512.

VILLASEÑOR, J., P. Reyes y G. Pecchi (2002). “Catalytic and Photocatalytic Ozonation of Phenol on MnO2 Supported Catalysts”, Catal. Today, vol. 76, núms. 2-4, pp. 121-131.

VON DER OHE, P. C., V. Dulio, J. Slobodnik, E. de Deckere, R. Kühne, R. U. Ebert y W. Brack (2011). “A New Assessment Approach for the Prioritization of 500 Classical and Emerging Organic Microcontaminants as Potencial River Basin Specific Pollutants Under the European Water Framework Directive”, Science of the Total Environment, vol. 409, núm. 11, pp. 2064-2077.

WADA, H., T. Murayama y Y. Kuroda (2002). “Recycling of Cyanide Wastewater Applying Combined UV-Ozone Oxidation with a Titanium Dioxide Catalyst and Ion Exchange Resin Method”, Bull. Chem. Soc. Jpn., vol. 75, núm. 6, pp. 1399-1405.

WANG, C. y C. K. Lin (2019). “Study on the Degradation of Tetramethyl Ammonium Hydroxide Using Ultrasonic and Ozone Procedures”, Desalination and Water Treatment, vol. 145, pp. 309-317.

WANG, J. y Z. Bai (2017). “Fe-Based Catalysts for Heterogeneous Catalytic Ozonation of Emerging Contaminants in Water and Wastewater”, Chemical Engineering Journal, vol. 312, pp. 79-98.

WANG, Q. y A. T. Lemley (2002). “Oxidation of Diazinon by Anodic Fenton Treatment”, Water Research, vol. 36, núm. 13, pp. 3237-3244.

YE, Y., Y. Feng, H. Bruning, D. Yntema y H. M. N. Rijnaarts (2018). “Photocatalytic Degradation of Metoprolol by TiO2 Nanotube Arrays and UV-LED: Effects of Catalyst Properties, Operational Parameters, Commonly Present Water Constituents, and Photo-Induced Reactive Species”, Applied Catalysis B: Environmental, vol. 220, pp. 171-181.

ZHANG, Y., J. C. Crittenden y D. W. Hand (1994). “The Solar Photocatalytic Decontamination of Water”, Chemistry & Industry, núm. 18, pp. 714-717.

ZHU, S., B. Dong, Y. Yu, L. Bu, J. Deng y S. Zhou (2017). “Heterogeneous Catalysis of Ozone Using Ordered Mesoporous Fe3O4 for Degradation of Atrazine”, Chemical Engineering Journal, vol. 328, pp. 57-535.

ZUCKER, I., Mamane, H., Cikurel, H., Jekel, M., Hübner, U. y Avisar, D. (2015). “A hybrid process of biofiltration of secondary effluent followed by ozonation and short soil aquifer treatment for water reuse”. Water research, vol. 84, pp. 315-322.

25 Centro de Investigación y Asistencia en Tecnología y Diseño del Estado de Jalisco A.C., Av. Normalistas 800, Colinas de la Normal, C.P. 44270, Guadalajara, Jal. Autor de Correspondencia: rvallejo@ciatej.mx.

26 Centro de Investigación y Asistencia en Tecnología y Diseño del Estado de Jalisco A.C.

27 Id.

CAPÍTULO 7
HACIA LA REGULACIÓN JURÍDICA EN MÉXICO DE LOS CONTAMINANTES EMERGENTES EN EL AGUA

Germán Santacruz de León28

Daniel Jacobo Marín29

El propósito de este capítulo es analizar el estado actual del estudio e identificación de contaminantes emergentes en el agua (comunes, frecuentes, detectables) con base en una revisión documental y bibliográfica. Para este fin, se debate su relevancia en el contexto de los compromisos asumidos por los estados nacionales sobre el derecho humano al agua y el saneamiento.

El capítulo se organiza en cinco apartados. El primero aborda los contaminantes emergentes en el contexto del debate sobre el derecho humano al agua y el saneamiento (DHAS); se caracterizan los principales contaminantes y se destacan los componentes teórico-normativos contenidos en los instrumentos internacionales. El segundo analiza los contaminantes emergentes a la luz del principio de precaución ambiental, con el fin de debatir la ausencia de regulación sobre estas sustancias en México y las actividades que entrañan peligro para la salud humana y los ecosistemas acuáticos. El tercer apartado contiene una revisión, desde el derecho comparado, sobre los principales ejes de actuación relativos a la vigilancia y los mecanismos de acción para identificar y tratar los contaminantes emergentes, concretamente en el marco regulatorio común europeo. El cuarto examina el régimen jurídico del agua en México; de manera particular, la reglamentación ambiental y las Normas Oficiales Mexicanas (NOM) sobre calidad y tratamiento del agua. El último apartado corresponde a los comentarios.

LOS CONTAMINANTES EMERGENTES EN EL CONTEXTO DEL DEBATE SOBRE EL DERECHO HUMANO AL AGUA Y EL SANAMIENTO

Durante las últimas décadas, la comunidad científica ha centrado sus esfuerzos en el estudio de los contaminantes químicos, en su mayoría apolares, tóxicos, persistentes y bioacumulables, como los hidrocarburos aromáticos policíclicos, los policlorobifenilos (PCB) o las dioxinas, cuya presencia, identificación y tratamiento se han regulado en diversas normas y reglamentaciones. Sin embargo, el desarrollo de métodos de análisis más sensibles ha permitido alertar sobre la presencia de contaminantes potencialmente peligrosos, denominados emergentes de forma genérica (Barceló y López, 2007: 12).

El término contaminantes emergentes (CE) se emplea para referirse a compuestos de diverso origen y naturaleza química, cuya presencia en el ambiente no se considera significativa en términos de distribución y concentración, por lo que pasan inadvertidos. No obstante, debido al aumento en su detección, del potencial impacto ecológico y los riesgos que entrañan para la salud humana, se han convertido en el foco de atención reciente en análisis académicos, estudios oficiales y políticas de calidad del agua. Los CE no necesitan permanecer de forma constante en el ambiente para causar efectos negativos, debido a que sus tasas de transformación/remoción se pueden compensar por su continua introducción y acumulación (Gil et al., 2012: 53).

Las aguas residuales no sometidas a tratamiento, así como los efluentes de plantas que no están diseñadas para tratar este tipo de sustancias, son una de las principales fuentes de contaminantes emergentes, por lo que una parte de estos compuestos y sus metabolitos ingresan con una alta porción de toxicidad a las corrientes superficiales, a los acuíferos y a los sistemas marinos, que, por lo general, son las fuentes de suministro de agua para las plantas potabilizadoras. Debido a sus propiedades físico-químicas, entre ellas alta solubilidad en agua y poca biodegradación, son capaces de llegar a diversos entornos y representar riesgos potenciales para el consumo humano de agua. Algunos efectos significativos documentados se refieren a la alteración del sistema endocrino y el bloqueo o perturbación de las funciones hormonales (García et al., 2011: 97).

La identificación de las aguas residuales como fuente principal de contaminantes emergentes se relaciona con el volumen del flujo que está sujeto al muestreo; en tal caso, los CE son menos persistentes durante temporadas de escorrentía amplia. De forma general, la política de gestión hídrica en las ciudades se ha centrado en el suministro continuo del líquido, de tal modo que las investigaciones tradicionales sobre calidad del agua tienen como objetivo los nutrientes, bacterias, metales pesados y contaminantes prioritarios cuyos efectos en la salud humana han sido registrados, tales como plaguicidas, agroquímicos, químicos industriales e hidrocarburos. En las últimas décadas, las investigaciones han revelado la existencia de sustancias orgánicas contaminantes que constituyen una amenaza para el ecosistema luego de ser liberadas en los flujos de aguas residuales; estos contaminantes pertenecen a diversas familias químicas y son típicamente detectados en niveles de trazas, es decir, ng/L o µg/L (Bai et al., 2018: 133-137; véase el Capítulo 1 de este libro).

El incremento en la fabricación y el consumo de productos farmacéuticos para usos hospitalarios, veterinarios, cosméticos y domésticos también aumenta, de forma concomitante, la descarga de sustancias activas en los sistemas municipales de drenaje, lo que mantiene la toxicidad de los componentes en los sistemas de desalojo de aguas residuales y en los ecosistemas acuáticos.

Ahora bien, el derecho humano al agua y el saneamiento (DHAS) se ha construido a lo largo de un proceso de discusión política donde dos de sus elementos centrales, el saneamiento adecuado y la calidad del agua suministrada para el uso y el consumo doméstico, han quedado al margen en el debate sobre los contaminantes emergentes. El DHAS ha sido abordado en diversos contextos, perspectivas y ámbitos disciplinarios, y fue durante la segunda mitad del siglo XX cuando se ensayaron definiciones oficiales en los instrumentos internacionales (Jacobo Marín, 2013).

El derecho de acceso al agua para el consumo humano fue reconocido en acuerdos internacionales relativos al tratamiento de los prisioneros de guerra,30 a saber: Convenio de Ginebra, relativo al trato debido a los prisioneros de guerra (Convenio III), de 1949; Convenio de Ginebra, relativo a la protección debida a las personas civiles en tiempo de guerra (Convenio IV), de 1949; Protocolo adicional a los Convenios de Ginebra, relativo a la protección de las víctimas de los conflictos armados internacionales (Protocolo I), de 1977; y Protocolo adicional a los Convenios de Ginebra, relativo a la protección de las víctimas de los conflictos armados sin carácter internacional (Protocolo II), de 1977 (Jacobo Marín, 2013: 49-52).

La Convención sobre la eliminación de todas las formas de discriminación contra la mujer (18 de diciembre de 1979) se refiere de manera explícita al derecho al agua y el saneamiento (artículo 14, apartado 2, inciso h). Casi exactamente diez años después, el 20 de noviembre de 1989 se aprobó la Convención sobre los derechos del niño, en la que se menciona la importancia del agua, el saneamiento ambiental y la higiene para garantizar el desarrollo integral de los infantes, incluyendo los peligros y riesgos de contaminación del ambiente y el agua (artículo 24-2). La Conferencia internacional sobre agua y desarrollo sostenible, o Conferencia de Dublín, celebrada en la ciudad irlandesa del 26 al 31 de enero de 1992, estableció en el principio 4 que “es esencial reconocer ante todo el derecho fundamental de todo ser humano a tener acceso al agua pura y al saneamiento por un precio asequible”. Además, se reconoció en este controversial principio 4 que el agua tiene un valor en todos los usos en los que se destina y debería reconocérsele como un bien económico.

Algunos meses después, en junio de 1992, la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (Cumbre de Río) refrendó, por medio del Programa 21, la resolución de la Conferencia de Mar del Plata sobre el Agua, por la que se reconocía que todas las personas tienen derecho al acceso al agua potable, lo que se denominó la premisa convenida. En septiembre de 1994, la Conferencia Internacional de las Naciones Unidas sobre la Población y el Desarrollo estableció en su Programa de acción que toda persona “tiene derecho a un nivel de vida adecuado para sí y su familia, incluidos alimentación, vestido, vivienda, agua y saneamiento”.

Una resolución de la Asamblea General de la Organización de las Naciones Unidas, titulada El derecho al desarrollo (A/RES/54/175), adoptada en diciembre de 1986, señala en su artículo 12:

En la total realización del derecho al desarrollo, entre otros: (a) El derecho a la alimentación y al consumo de agua pura [sic] son derechos humanos fundamentales, y su promoción constituye un imperativo moral tanto para los gobiernos nacionales como para la comunidad internacional.

De esta voluminosa producción de instrumentos internacionales, el documento más acabado sobre el reconocimiento del DHAS es la Observación general número 15 (OG15), titulada El derecho al agua, elaborada por el Consejo Económico y Social de Naciones Unidas y sancionada en noviembre de 2002. La OG15 interpretó los artículos 11 y 12 del Pacto Internacional de Derechos Económicos, Sociales y Culturales (PIDESC) y reafirmó el derecho al agua en el ámbito internacional.31

La OG15 desarrolló las bases para la realización progresiva del DHAS, enmarcándolo en dos preceptos normativos: el derecho a un nivel de vida adecuado (artículo 11) y el derecho a disfrutar del más alto nivel de salud posible (artículo 12) (Jacobo Marín, 2012). La OG15 establece las obligaciones de los estados en materia de DHAS y define qué acciones podrían ser consideradas como una violación de él; el documento las relaciona no sólo con el derecho a un nivel de vida adecuado y el derecho a la salud; su artículo I.1 estipula que: “El derecho humano al agua es indispensable para vivir dignamente y es condición previa para la realización de otros derechos humanos” (ONU, 2002: 1).

En ese marco de enunciación política, la resolución 64/292, denominada El derecho humano al agua y el saneamiento, se aprobó el 28 de julio de 2010 por parte de la Asamblea General de las Naciones Unidas. La resolución 64/292 reconoce que “el derecho al agua potable y el saneamiento es un derecho humano esencial para el pleno disfrute de la vida y de todos los derechos humanos” (ONU, 2010: 3). Su aprobación se inscribió en los términos de los instrumentos internacionales vinculantes y no vinculantes, emitidos desde la década de 1960 (Howard y Bartram, 2003; Jacobo Marín, 2013).

El reconocimiento explícito del DHAS en el régimen jurídico mexicano se consolidó el 8 de febrero de 2012, mediante la reforma al artículo 4o de la Constitución Política de los Estados Unidos Mexicanos, aprobada por ambas cámaras del Congreso de la Unión y las legislaturas de los estados. La reforma incorporó al mencionado artículo el siguiente párrafo:

Toda persona tiene derecho al acceso, disposición y saneamiento de agua para consumo personal y doméstico en forma suficiente, salubre, aceptable y asequible. El Estado garantizará este derecho y la ley definirá las bases, apoyos y modalidades para el acceso y uso equitativo y sustentable de los recursos hídricos, estableciendo la participación de la Federación, las entidades federativas y los municipios, así como la participación de la ciudadanía para la consecución de dichos fines (DOF, 2012).32

Adicionalmente, el artículo 115 constitucional regula los servicios públicos de abasto de agua potable, alcantarillado, drenaje, tratamiento y disposición de aguas residuales. Los gobiernos municipales en México se consideran depositarios de dichas funciones desde la publicación de las reformas constitucionales de 2 de febrero de 1983 y 23 de diciembre de 1999. Aunque el reconocimiento del DHAS en el régimen constitucional supone un avance legal, las estadísticas oficiales muestran un panorama poco alentador.

La Comisión Nacional del Agua (Conagua) considera que la cobertura de agua potable incluye a las personas que tienen agua entubada dentro de la vivienda; fuera de la vivienda, pero dentro del terreno; de la llave pública; o bien, de otra vivienda. Sostiene que los habitantes con cobertura no necesariamente disponen de agua con calidad para consumo humano. Considerando lo anterior, este organismo público indica que en 2010 el 90.9 % de la población mexicana tenía cobertura de agua potable, y para 2015 estimó que el 96 % de la población nacional (96 % urbana y 92 % rural) tenía acceso a fuentes mejoradas de agua potable (Conagua, 2016).

La Organización de las Naciones Unidas señala que tener acceso al saneamiento constituye un derecho humano esencial para el pleno disfrute de la vida (ONU, 2010). Sobre todo, si se considera que investigaciones científicas revelan que las enfermedades asociadas al agua contaminada son la causa de millones de muertes cada año, principalmente en niños con familias de ingresos bajos y medios (OPS, 2012). La Comisión Nacional del Agua define el saneamiento como la recogida/transporte del agua residual y el tratamiento tanto de ésta como de los subproductos generados en el curso de esas actividades, de forma que su evacuación produzca el mínimo impacto en el ambiente (Conagua, 2014). La definición anterior se queda en el campo del desalojo y, en el mejor de los casos, de la remoción de algunos contaminantes del agua, teniendo un sentido de recuperación de los costos a partir de las llamadas cuotas de saneamiento, lo que contrasta con la perspectiva de que es un asunto de calidad de vida y bienestar social, e incluso debe tener componentes de la llamada protección ambiental.

En ninguna de las regulaciones constitucionales o reglamentarias mexicanas señaladas se menciona de manera específica a los contaminantes emergentes, que se caracterizan por una alta persistencia y baja degradación en el ambiente (Tadeo et al., 2012), lo que se suma a que “los sistemas de tratamiento de aguas residuales que operan en México fueron diseñados para depurar sólidos, materia orgánica disuelta y nutrientes, por lo que muchos compuestos tóxicos pasan el proceso de tratamiento con poca o ninguna modificación en su concentración” (Robledo et al., 2017: 223), lo mismo se puede decir para las plantas de potabilización.

Es decir, que el derecho humano al agua potable y el saneamiento debido a la presencia de contaminantes emergentes es letra muerta, considerando, además, el vacío que existe en la legislación sobre vigilancia, monitoreo y tratamiento de estas sustancias en México.

REGULACIÓN DE LOS CONTAMINANTES EMERGENTES A LA LUZ DEL PRINCIPIO DE PRECAUCIÓN

La lista de contaminantes emergentes (CE) incluye una amplia variedad de productos de uso diario con aplicaciones industriales y domésticas. Algunos de ellos han sido incluidos en la lista de sustancias prioritarias en el agua de la Directiva Marco Europea; es el caso de los retardantes de llama éteres difenilos polibromados (PBDE), los detergentes de tipo alquilfenol etoxilado y las parafinas cloradas.

Otras sustancias, como los plaguicidas agroquímicos, estaban ya sujetas al control y monitoreo en la legislación sobre la calidad del agua, pero el descubrimiento de productos tóxicos de degradación ha renovado el interés por ellas. Los retardantes de llama bromados, los detergentes de tipo alquilfenol etoxilado, los estrógenos y otros fármacos son disruptores endocrinos, lo que implica que una exposición a ellos puede dar lugar a alteraciones en el crecimiento, desarrollo, reproducción y comportamiento de los organismos vivos, una de las más documentadas es la feminización en organismos acuáticos superiores (Barceló y López, 2007: 12).

Los CE comprenden una extensa gama de compuestos químicos, productos farmacéuticos, de cuidado personal, agentes tensoactivos, plastificantes y aditivos industriales (véase el capítulo 1 de este libro), que no se encuentran incluidos dentro de los programas de monitoreo y tratamiento de aguas, incluyendo la síntesis de nuevos compuestos químicos o cambios en el uso y disposición de los productos químicos ya existentes, de los cuales existe poca información disponible sobre los efectos que pueden generar en la salud humana y los ecosistemas (Gil et al., 2012: 54).

Como se muestra a lo largo de este libro, la presencia en mayor o menor cantidad de contaminantes emergentes en el agua de consumo humano es una realidad, y bastaría con invocar el principio de precaución para que las entidades gubernamentales, encargadas del ramo, asumieron las responsabilidades correspondientes.

En tal sentido, la Carta Mundial de la Naturaleza (28 de octubre de 1982) precisó el principio de precaución con tres enunciados básicos: 1) evitar las actividades que puedan causar daños irreversibles a la naturaleza, 2) las actividades que puedan entrañar peligro serán precedidas por un examen a fondo, y 3) las actividades no se llevarán a cabo cuando no se conozcan cabalmente sus posibles efectos perjudiciales.

En el mismo sentido, la Declaración de Río sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (14 de junio de 1992) señala: “Cuando haya peligro de daño grave o irreversible, la falta de certeza científica absoluta no deberá utilizarse como razón para postergar la adopción de medidas [...] para impedir la degradación del medio ambiente” (principio 15).33

El Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (CECOP) (23 de mayo de 2001) asume el criterio de precaución como base para la protección del ambiente y la salud humana. Este instrumento internacional fue ratificado por el estado mexicano y, por tanto, forma parte del bloque de convencionalidad de acuerdo con la reforma constitucional en derechos humanos de 10 de junio de 2011, por lo que constituye un ordenamiento vinculante que debe emplearse para salvaguardar los derechos ambientales y los derechos de la naturaleza. Adicionalmente, el artículo 15 del Convenio 169 de la Organización Internacional del Trabajo (OIT) sobre Pueblos Indígenas y Tribales estipula la especial protección de los recursos naturales existentes en tierras de los pueblos originarios.34 Es decir, para la regulación de los contaminantes emergentes en el agua en términos del principio precautorio, son aplicables los criterios vinculantes y orientadores del Convenio 169 de la OIT, el CECOP, la Declaración de Río sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo y el Programa 21.

Por otro lado, puede verse que en México se han desarrollado y aplicado importantes metodologías de detección (medición), así como de degradación y remoción de contaminantes emergentes; no obstante, ese término es muy genérico y engloba una enorme cantidad de sustancias.

Diversos estudios han demostrado la existencia de CE en cuerpos de agua en México; por ejemplo, se documenta la presencia de ibuprofeno, ketoprofeno y naproxeno en dos de los principales ríos de la ciudad Tapachula, Chiapas; también se muestra, a partir de la evaluación del riesgo ambiental, utilizando cocientes de riesgo, que la presencia de contaminantes emergentes específicos presenta un posible riesgo para los organismos acuáticos (Cruz Esteban et al., 2014). En el efluente de la PTAR de la ciudad de Morelia, Michoacán, se identificó la presencia de tetraciclina, cefaclor, cefadroxilo, ampicilina, clonazepam, lormetazepam, secobarbital, maprotilina, levotiroxina, cis-androsterona, paracetamol, lidocaína, bromfeniramina, fexofenadina, amfetamina, morfina, benzoilecgonina, 11-NOR-∆9-THC-9-COOH, dimetilamfetamina, fenciclidina, metadona y polietilenglicol (Robledo Zacarías et al., 2016). En el río Nexapa, se encontraron CE derivados de productos del cuidado personal, aseo y componentes de los alimentos (Navarro et al., 2014).

Algunos contaminantes orgánicos persistentes (COP) son considerados contaminantes emergentes y pueden representar un riesgo para la salud y el ambiente (Rocha Gutiérrez et al., 2015). Rocha Gutiérrez et al. señalan que es complicado predecir el efecto de tales contaminantes, además de que están presentes en concentraciones muy bajas del orden de partes por trillón (ppt), pero que son bioacumulables y biomagnificables. Lo anterior implica que la aplicación del principio de precaución debe ir de la mano del desarrollo de técnicas de detección de la presencia de los contaminantes emergentes en general, pero también de las técnicas de degradación y remoción respectivas, de manera que no impacten en la salud de los diferentes organismos y humanos.

En todo caso, es tan evidente la presencia de CE que la aplicación del principio precautorio, pero, sobre todo, del marco regulatorio fundado en el llamado derecho humano al agua y saneamiento (DHAS), no es efectiva.

PERSPECTIVA COMPARADA CON EL MARCO COMÚN EUROPEO SOBRE CONTAMINANTES EMERGENTES

Como se ha señalado, en México no se ha desarrollado, hasta el momento, un marco regulatorio de la presencia específica de contaminantes emergentes en las fuentes de suministro de agua; sin embargo, en países de Europa, Asia y América del Norte se han establecido, considerando los niveles de toxicidad de esos compuestos, importantes normas ambientales. Este apartado analiza, bajo una perspectiva comparada, el ámbito regulatorio sobre dichas sustancias en el marco común europeo.

Los CE son cada vez más estudiados debido a su amplia presencia en el ambiente, además de que no son comúnmente monitoreados por la falta de regulación (Tadeo et al., 2012). En Estados Unidos, no es sino a finales de la década de 1990 cuando la Environmental Protection Agency (EPA) comienza a documentar la presencia de contaminantes emergentes (Daughton, 2004), aunque este autor señala que es mejor denominarlos contaminantes no regulados debido a que la idea de emergentes proviene de que muy apenas, cuando menos en México, se está procediendo a su detección en algunos centros de investigación y universidades, pero ello no ha dado pie al establecimiento de políticas públicas y regulaciones respectivas.

Ahora bien, en Europa, en Asia y en Estados Unidos se han desarrollado regulaciones específicas para los llamados productos farmacéuticos, considerando su monitoreo y sus efectos en la salud humana y ambiental (Castro Pastrana et al., 2015). A pesar de ello, las referencias bibliográficas especializadas señalan que sólo el 0.03 % de las sustancias químicas con potencial tóxico, cuyo total es de alrededor de 100 millones, están reguladas (Castro Pastrana et al., 2015). En tal sentido, Jáuregui Medina et al. (2015) señalan que, de acuerdo con las guías para la calidad del agua potable de la Organización Mundial de la Salud (OMS), no es necesario desarrollar valores de referencia formales para los productos farmacéuticos, debido a que, según la OMS, las bajas concentraciones de medicamentos que se han registrado implican un bajo riesgo para la salud humana. Así, la OMS sólo considera riesgos microbianos y químicos, derivados estos últimos de la presencia de metales pesados en el agua.

En el ámbito europeo, un conjunto de directivas permite analizar la regulación sobre los CE en el agua. Para ello, los estados miembros de la Unión Europea (UE) han convenido un esquema de competencias basado en los principios de atribución, subsidiariedad y proporcionalidad. El Tratado de Funcionamiento de la Unión Europea (TFUE) establece la competencia compartida con los estados miembros en materia ambiental (artículo 4, apartado 2, inciso e). La facultad para legislar en dicha materia está regulada por el artículo 191 del TFUE, cuya base procedimental se funda en los principios de cautela y acción preventiva, en el principio de corrección de los atentados al ambiente y en el principio de quien contamina paga.

La UE ha sugerido que la armonización normativa necesaria para la protección ambiental debe incluir una cláusula de salvaguardia que autorice a los estados miembros a adoptar, por motivos ambientales no económicos, medidas provisionales sometidas a un procedimiento de control por la propia UE (Diario Oficial de la Unión Europea, 2010). La delimitación de competencias que se ubica en el artículo 5 del Tratado de la Unión Europea (TUE) se rige por el principio de atribución, y el ejercicio de las competencias de la UE se rige por los principios de subsidiariedad y de proporcionalidad (Diario Oficial de la Unión Europea, 2012).

El principio de atribución indica que la UE actúa dentro de los límites de las competencias que le atribuyen los estados miembros para lograr lo establecido en los tratados. Mediante el principio de subsidiaridad, en los ámbitos que no sean de su competencia exclusiva, la UE interviene sólo en caso de que los objetivos de la acción pretendida no puedan ser alcanzados por los miembros en la escala local o regional.35 En virtud del principio de proporcionalidad, el contenido y la forma de la acción de la UE no excederán de lo necesario para alcanzar los objetivos de los tratados.

La directiva 2011/92/UE establece los principios generales de evaluación de los proyectos públicos y privados que puedan tener un impacto negativo sobre el ambiente, en particular sobre la calidad de las aguas. Esta directiva recomienda la fijación de criterios para estudiar los proyectos caso por caso, con la finalidad de determinar cuáles han de someterse a una evaluación en función de la relevancia de sus repercusiones, de conformidad con el principio de subsidiariedad (Diario Oficial de la Unión Europea, 2011).

La directiva 2011/92/UE también describe los proyectos que han de someterse a evaluación de impacto ambiental, incluyendo las plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas (anexo I, artículo 13) y la estimación de los tipos, cantidades y emisiones de residuos que puedan contaminar el agua (anexo IV, artículo 1, inciso c), que circunscriben, de conformidad con el anexo II, a la agricultura, la industria extractiva, las instalaciones industriales para la producción de electricidad, la producción y elaboración de metales, las industrias de minerales, química, alimenticia, textil, cuero, madera, papel, caucho y otros proyectos de infraestructura, incluido el turismo (Diario Oficial de la Unión Europea, 2011).

En el mismo sentido, la directiva 2006/21/CE establece medidas, procedimientos y orientaciones para prevenir los efectos adversos sobre las aguas y la salud humana derivados de la gestión de los residuos de las industrias extractivas. En este contexto, los estados miembros de la UE deben obligar a las entidades que participan en las industrias extractivas a aplicar las mejores técnicas disponibles de seguimiento y control para prevenir la contaminación del agua y el suelo, e identificar cualquier efecto adverso que las instalaciones de residuos puedan tener sobre el ambiente y la salud de las personas (Diario Oficial de la Unión Europea, 2006).

Por su parte, la directiva 2000/60/CE, del 23 de octubre de 2000, regula la actuación comunitaria en el ámbito de la política de aguas. Esta directiva establece un marco para la protección de las aguas superficiales continentales, las aguas de transición, las aguas costeras y las aguas subterráneas, para prevenir su deterioro y garantizar la reducción progresiva de los vertidos, las emisiones y las sustancias peligrosas prioritarias. De forma específica, la directiva 2000/60/CE indica la formulación de programas en cada estado que contengan medidas en los planes hidrológicos de cuenca (artículo 11, inciso j). Se estableció, también, la prohibición de vertidos directos de contaminantes en las aguas subterráneas (Diario Oficial de la Unión Europea, 2000). Para el caso concreto de contaminantes emergentes, los estados miembros aceptaron emitir normas de calidad ambiental (NCA) para otra matriz o, en su caso, otros taxones de la biota; por ejemplo, el subfilum Crustacea, parafilum (peces), clase Cephalopoda o clase Bivalvia (mejillones y almejas) (Diario Oficial de la Unión Europea, 2013: 3).

La tabla 7.1 (en Anexos) muestra un análisis comparativo sobre sustancias prioritarias en el Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (CECOP), la directiva 2013/39/UE del Parlamento Europeo y las Normas Oficiales Mexicanas NOM-001-Semarnat-1996, NOM-002-Ecol-1996 y NOM-003-Ecol-1997: la comparación tiene como finalidad analizar una matriz de sustancias químicas aceptadas convencional y jurídicamente como contaminantes en el agua (véase Anexo I).

HACIA LA REGULACIÓN JURÍDICA DE LOS CONTAMINANTES EMERGENTES EN MÉXICO

Los parámetros y valores característicos de contaminantes que se presentan en el agua se desarrollaron en México, para fines de regulación oficial, por primera vez en 1976, mediante los estudios elaborados por la Secretaría de Recursos Hidráulicos (SRH). Esta entidad perfiló los contaminantes típicos que se esperaban en las aguas residuales de cinco industrias (alimenticia, textil, curtiduría, química y acabado de metales); dichos estudios revelan la dificultad de evaluar el grado de contaminación en las aguas residuales de origen industrial y la necesidad de establecer límites para estimar el consumo de agua y la generación de aguas residuales por unidad de producto terminado, o bien por unidad de materia prima transformada (Ramírez, 1992: 13).

En este contexto, los criterios se regularon en las normas técnicas ecológicas (NTE) para el control de la calidad del agua, que se publicaron en el Diario Oficial de la Federación (DOF) el 4 de agosto de 1988 y los Criterios ecológicos de calidad del agua, que se emitieron el 13 de diciembre de 1989 (Diario Oficial de la Federación, 1988, 1989). Las NTE establecen los límites máximos permisibles de los contaminantes específicos en las descargas de aguas residuales de 30 sectores industriales; para tal fin se expidieron 25 NTE que reglamentaban la calidad del agua residual vertida en cuerpos receptores, tales como ríos, cauces, vasos, aguas marinas y demás depósitos o corrientes de agua.36 Dichas normas también sugerían los tipos de tratamiento que podrían aplicarse a las descargas para no rebasar los límites máximos permitidos (véase Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos, 1976).37

Los límites máximos permisibles de contaminantes se fijaron en parámetros de acuerdo con el promedio diario y el valor instantáneo; el promedio diario se calcula mediante el análisis de muestras compuestas que resultan de la mezcla de muestras instantáneas tomadas a intervalos durante el proceso generador de la descarga.

Las normas técnicas ecológicas eran emitidas por la Secretaría de Desarrollo Urbano y Ecología, con la finalidad de establecer los requisitos, especificaciones, condiciones, procedimientos, parámetros y límites permisibles que debían observarse en el desarrollo de las actividades, uso y destino de bienes naturales, que pudieran causar un desequilibrio ecológico o daño ambiental. La publicación de las NTE se inició el 6 de junio de 1988, y, tres meses después, entró en vigor la Ley general del equilibrio ecológico y la protección al ambiente. Desde la perspectiva oficial, las normas tenían como finalidad unificar los criterios, principios y políticas en materia ambiental, “determinando estándares de emisión para garantizar las condiciones necesarias para el bienestar de la población, y asegurar la preservación y restauración del equilibrio ecológico” (Ramírez, 1992: 25).

Ahora bien, las Normas técnicas ecológicas sobre el control de la contaminación del agua constituyen el antecedente jurídico de las actuales Normas Oficiales Mexicanas (NOM) sobre calidad, descarga y tratamiento del agua.38 En términos del objetivo de este trabajo, es relevante señalar que existe un entramado de regulación relativo a los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales (NOM-001-Semarnat-1996, NOM-002-Ecol-1996, NOM-003-Ecol-1997) sobre los límites permisibles de calidad del agua para el consumo humano (NOM-127-SSA1-1994) y sobre buenas prácticas para la fabricación de medicamentos (NOM-059-SSA1-2015) (véase Diario Oficial de la Federación, 1997, 1998, 2000, 2016, 2018). Sin embargo, el análisis detallado de su contenido revela un vacío legal sobre los contaminantes emergentes en el agua, es decir, de acuerdo con lo expuesto por Daughton (2004), podría hablarse propiamente de contaminantes “no regulados”.

Ciertos contaminantes pueden emplearse como herramientas trazadoras que proporcionan una indicación inmediata sobre la presencia de otra clase de contaminantes que, dada su naturaleza, permanencia temporal en el agua y costos de identificación, son difíciles de medir. Por ejemplo, los PPCP39 pueden ser usados como indicadores de intrusión de aguas residuales (rastreo de columnas de aguas residuales o determinación de la fuente de contaminación del agua subterránea). El monitoreo de PPCP también puede emplearse para documentar el comportamiento adverso de CE en el agua derivados del uso de drogas ilícitas o sustancias reguladas, usadas discrecionalmente (Daughton, 2004).

No obstante, la regulación jurídica de los CE requiere una amplia investigación sobre sus efectos potenciales en la salud (USEPA, 2014; United States Geological Survey, 2014), es decir, de estudios de toxicidad, toda vez que “la escasez de datos ambientales disponibles sobre los contaminantes emergentes dificulta su regulación a través de las normas mexicanas para el control de la polución del agua” (Robledo Zacarías et al., 2017: 223), además de que la evaluación del impacto y la regulación de estos compuestos en el ambiente requiere de métodos analíticos con límites de detección suficientemente bajos (Daughton, 2004; Tadeo et al., 2012). Para el caso mexicano, se ha documentado la presencia (tipos y concentraciones) de CE en diversas zonas del país, además de que se están investigando los posibles efectos en la salud humana y ambiental (véanse los diversos capítulos de este libro), y esa información es muy útil si se encamina a su regulación normativa. Sobre todo, porque la presencia de los contaminantes no regulados plantea desafíos sustanciales y quizás insuperables para su regulación y control (Becerril, 2009), toda vez que se tiene un alto desconocimiento de sus efectos y no existe un inventario de todas las especies químicas presentes en el ambiente, lo que se asocia con limitaciones analíticas (Becerril, 2009; Navarro et al., 2014).

De manera tradicional, se ha usado el enfoque reactivo para abordar la presencia de CE o de contaminantes conocidos que “reaparecen” en el agua. El hecho de que las acciones correctivas se emplearan mucho tiempo después de que los productos alcanzaron concentraciones medibles ha conducido a la discusión sobre el principio de precaución. Posteriormente, el paradigma de enfoque proactivo fue acogido con beneplácito en las investigaciones sobre CE con miras a ser incorporado en las regulaciones oficiales; este enfoque planifica anticiparse a las contingencias generadas por la presencia de CE antes de cualquier prevención o medidas correctivas, mediante el diseño de programas que modelen escenarios adversos; por ejemplo, usando nanomateriales (Daughton, 2004).

En México, en materia de agua potable, la Norma Oficial Mexicana NOM-127-SSA1-1994 establece los límites permisibles de calidad del agua para uso y consumo humano y sus tratamientos de potabilización. Incluye, para tal fin, características bacteriológicas, químicas, radiactivas, físicas y organolépticas, mas no productos de tipo farmacéuticos; sin embargo, prevé que en el caso de alguna contingencia resultado de la presencia de sustancias especificadas o no en la misma norma, se deben coordinar la autoridad sanitaria competente, las autoridades locales, la Comisión Nacional del Agua, los responsables del abastecimiento y los particulares, instituciones públicas o empresas privadas involucradas, para determinar las acciones que se deban realizar en relación con el abastecimiento de agua a la población.

Ahora bien, el conocimiento científico sobre el destino y los efectos de los contaminantes emergentes en el agua ha evolucionado de manera considerable a lo largo de los últimos años. En la actualidad se sabe más sobre cuál es el compartimento del medio acuático (agua, sedimentos o biota) en que resulta probable encontrar una sustancia y, por tanto, en que es más probable que pueda medirse su concentración. Algunas sustancias muy hidrófobas se acumulan en la biota y son difícilmente detectables en el agua incluso utilizando técnicas analíticas avanzadas.

La mayoría de las investigaciones que se centran en documentar la presencia de contaminantes emergentes en los cuerpos de agua de México se enfrentan con que no existe normatividad y emplean las regulaciones internacionales como valores guía, pero también señalan que en un determinado cuerpo de agua pueden estar presentes un gran número de contaminantes, igualmente en cantidades muy variables, de manera que ello es un impedimento para su regulación jurídica.

En conclusión, puede verse que es un círculo vicioso, en el sentido de que las plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR) en México, en los lugares en los que éstas existen y operan con eficiencia, no están diseñadas para remover los contaminantes emergentes (véase, por ejemplo, García et al., 2011; Robledo Zacarías et al., 2017), pero ello también ocurre en países desarrollados como Estados Unidos (véase, por ejemplo, Dougherty et al., 2010) y sus efluentes pueden contaminar, a su vez, cuerpos de agua (ríos, acuíferos, zonas marinas, etc.) que posteriormente se convierten en fuente de suministro del líquido para las plantas potabilizadores que, asimismo, no están diseñadas para la remoción o degradación de estos contaminantes. Ése es el gran problema. Ahora, cómo hacer para regular la presencia de los CE en los cuerpos de agua en México es un gran reto.

Finalmente, debe reconocerse que la discusión regulatoria y normativa debería considerar, tomando en cuenta lo señalado por Daughton (2004) y Dougherty et al. (2010), aspectos como la clase de contaminantes emergentes en relación con su estructura química, el uso, el tipo de efectos, sus mecanismos de acción, las fuentes y las rutas de exposición, entre otros.

PERSPECTIVAS

Diversas investigaciones científicas demuestran la presencia de CE en el territorio mexicano, cuyos orígenes son variados, así como sus efectos en el ambiente y la salud humana. Si bien se requieren técnicas de detección muy precisas, pero sobre todo técnicas de degradación y remoción muy efectivas, éstas se están desarrollando cada vez más en los centros de investigación en México; pero, aunque estos avances son importantes, no van a la par a los desarrollados en algunos países de Europa o Asia.

Lo mismo ocurre con los marcos regulatorios sobre agua potable/residual en México, los cuales no consideran la importancia de la detección, y mucho menos la degradación o remoción de CE en agua para consumo humano, lo que hace evidente que el derecho humano al agua, a pesar de tener rango constitucional, es letra muerta. De allí la necesidad de plantear la importancia de discutir, pero, más que eso, regular la presencia de esas sustancias; en todo caso, considerando los postulados formulados por el principio de precaución.

No obstante la voluminosa producción de instrumentos que declaran el derecho humano al agua de calidad aceptable en el ámbito internacional, incluidas la Observación General número 15 y la Resolución 64/29, aprobadas en noviembre de 2002 y julio de 2010, respectivamente, en el ámbito orgánico de las Naciones Unidas, puede concluirse que el saneamiento y el suministro de agua de calidad para el uso y el consumo humano han quedado al margen del debate sobre los contaminantes emergentes. Sobre todo, si se considera que la bibliografía especializada y los informes oficiales revelan que las enfermedades asociadas al agua contaminada son la causa de millones de muertes cada año, principalmente en niños con familias de ingresos bajos y medios.

Ahora bien, las Guías para la calidad del agua potable de la Organización Mundial de la Salud (OMS) no consideran necesario desarrollar valores de referencia formales para los productos farmacéuticos, debido a que las bajas concentraciones de medicamentos que se han registrado implican un bajo riesgo para la salud humana. De este modo, la OMS sólo considera riesgos microbianos y químicos derivados de la presencia de metales pesados en el agua.

En este contexto, la ausencia de dispositivos que normen los contaminantes emergentes en México obstaculiza el cumplimiento del derecho humano al agua y el saneamiento (DHAS), sobre todo el que se refiere a dos aspectos centrales: el adecuado saneamiento y la calidad del agua suministrada para el consumo doméstico. Lo anterior implica desafíos sustanciales para su regulación y control, toda vez que se tiene un alto desconocimiento de sus efectos y no existe un inventario de todas las sustancias químicas presentes en el ambiente, lo que se asocia con limitaciones analíticas.

REFERENCIAS

BAI, X., A. Lutz, R. Carroll, K. Keteles, K. Dahlin, M. Murphy y D. Nguyen (2018). “Occurrence, Distribution, and Seasonality of Emerging Contaminants in Urban Watersheds”, Chemosphere, vol. 200, pp. 133-142. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2018.02.106.

BARCELÓ, D. y M. J. López de Alda (2007). “Contaminación y calidad química del agua: el problema de los contaminantes emergentes”, Panel Científico-Técnico de Seguimiento a la Política de Aguas, Fundación Nueva Cultura del Agua.

BECERRIL, J. (2009). “Contaminantes emergentes en el agua”, Revista Digital Universitaria, vol. 8, núm. 10, pp. 2-7.

CASTRO PASTRANA, L. I., M. I. Baños Medina, M. A. López Luna y B. L. Torres García (2015). “Ecofarmacovigilancia en México: perspectivas para su implementación”, Revista Mexicana de Ciencias Farmacéuticas, vol. 46, núm. 3, pp. 16-40.

CONAGUA (Comisión Nacional del Agua) (2016). Estadísticas del agua en México. México: Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales.

CONAGUA (Comisión Nacional del Agua) (2014). Estadísticas del agua en México. México: Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales.

CRUZ ESTEBAN, S., L. Cruz López, E. A. Malo, J. Valle Mora, D. M. Infante Matha, A. Santiesteban Hernández, R. G. Hernández y R. Bello Mendoza (2014). “Presencia de anti-inflamatorios no esteroideos en cuerpos de agua superficial de Tapachula, Chiapas, México”, Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales, vol. 7, núm. 2, pp. 105-114.

DAUGHTON, C. G. (2004). “Non-Regulated Water Contaminants: Emerging Research”, Environment and Health – New Answers, New Questions (Special Issue). Environmental Impact Assessment Review, vol. 24, núms. 7-8, pp. 711-732. DOI: 10.1016/j.eiar.2004.06.003.

DOUGHERTY, J. A., P. W. Swarzenski, R. S. Dinicola y M. Reinhard (2010). “Occurrence of Herbicides and Pharmaceutical and Personal Care Products in Surface Water and Groundwater around Liberty Bay, Puget Sound, Washington”, J Environ Qual, vol. 39, núm. 4, pp. 1173-1180. DOI: 10.2134/jeq2009.0189.

GARCÍA, C., P. Gortáres y P. Drogui (2011). “Contaminantes emergentes: efectos y tratamientos de remoción”, Química Viva, vol. 10, núm. 2, pp. 96-105.

GIL, M., A. Soto, J. Usma y O. Gutiérrez (2012). “Contaminantes emergentes en aguas, efectos y posibles tratamientos”, Producción + Limpia, vol. 7, núm. 2, pp. 52-73.

HOWARD, G. y J. Bartram (2003). Domestic Water Quantity, Service Level and Health. Ginebra: Organización Mundial de la Salud.

JACOBO MARÍN, D. (2013). “Agua para San Luis Potosí: una mirada desde el derecho humano al agua en dos sectores del ámbito urbano”, tesis de maestría en Gestión Sustentable del Agua, El Colegio de San Luis.

JACOBO MARÍN, D. (2012). “El acceso al agua en México ¿un derecho humano?”, en D. Cienfuegos y G. Cordero (coords.), Estudios sobre derechos individuales y de grupo. Ciudad de México: Instituto de Investigaciones Jurídicas-UNAM, pp. 137-154. DOI: 10.13140/RG.2.1.3166.6087

JÁUREGUI MEDINA, C., L. Ramos Ramírez, R. Medina Carrillo, J. Figueroa Morales, I. Rodríguez Castañeda y R. Padilla Noriega (2015). “México hacia una cultura sobre la disposición final de medicamentos caducos”, Revista Fuente, vol. 6, núm. 20, pp. 24-31.

NAVARRO A., J. Herrera, J. Marrugo, J. Bayona y L. Morales (2014). “Microcontaminantes orgánicos en los ríos de México: el caso del río Nexapa”, en M. Ramos y V. Aguilera (eds.), Ciencias de la ingeniería y tecnología, handbook T-IV. Valle de Santiago, Guanajuato: Ecorfan, pp. 49-63.

ONU (Organización de las Naciones Unidas) (2010). “Resolución A/RES/64/292. El derecho humano al agua y el saneamiento”, Asamblea General.

ONU (Organización de las Naciones Unidas) (2002). “Observación general número 15. El derecho al agua (artículos 11 y 12 del Pacto Internacional de Derechos Económicos, Sociales y Culturales)”, documento E/C.12/2002/11, Consejo Económico y Social.

OPS (Organización Panamericana de la Salud) (2012). “Agua y saneamiento: en la búsqueda de nuevos paradigmas para las Américas”, Washington.

RAMÍREZ CORTINA, C. (1992). Tratamiento de aguas residuales industriales. México: Universidad Autónoma Metropolitana-Azcapotzalco.

ROBLEDO ZACARÍAS, V. H., M A. Velázquez Machuca, J. L. Montañez Soto, J. L., Pimentel Equihua, A. A. Vallejo Cardona, M. D. López Calvillo y J. Venegas González (2017). “Hidroquímica y Contaminantes Emergentes en Aguas Residuales Urbano-Industriales de Morelia, Michoacán”, Revista Internacional de Contaminación Ambiental, vol. 33, núm. 2, pp. 221-235. DOI: 10.20937/RICA.2017.33.02.04.

ROCHA GUTIÉRREZ, B. A., M. R. Peralta Pérez y F. J. Zavala Díaz (2015). “Revisión global de los contaminantes emergentes PBDE y el caso particular de México”, Revista Internacional de Contaminación Ambiental, vol. 31, núm. 3, pp. 311-320.

Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos (1976). Uso del agua y manejo del agua residual en las industrias: petrolera, química, textil, celulosa y papel, minerales no metálicos, alimenticia, curtiduría, hierro y acero, acabado de metales, beneficio del café, vitivinícola y del azúcar. México: Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos.

TADEO, J. L., C. Sánchez, B. Albero, A. I. García y R. A. Pérez (2012). “Analysis of Emerging Organic Contaminants in Environmental Solid Samples”, Centr. Eur. J. Chem., vol. 10, núm. 3, pp. 480-520. DOI: 10.2478/s11532-011-0157-9.

United States Geological Survey (2014). “Emerging Contaminants in the Environment”. <http:// toxics.usgs.gov/regional/emc/18/05/2014>.

USEPA (2014). “EPA 505-F-14-006. Technical Fact Sheet Polybrominated Diphenyl Ethers (PBDEs) and Polybrominated Biphenyls (PBBs)”. Office of Solid Waste and Emergency Response. Hoja técnica. Washington, pp. 1-7.

Legislación e instrumentos internacionales

Diario Oficial de la Federación (2018). “Proyecto de modificación de la Norma Oficial Mexicana NOM-001-Semarnat-1996, que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales para quedar como proyecto de modificación de la Norma Oficial Mexicana PROY-NOM-001-Semarnat-2017, que establece los límites permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en cuerpos receptores propiedad de la nación”. México, edición del 5 de enero.

Diario Oficial de la Federación (2016). “Norma Oficial Mexicana NOM-059-SSA1-2015, Buenas prácticas de fabricación de medicamentos”. México, edición del 5 de febrero.

Diario Oficial de la Federación (2012). “Decreto por el que se declara reformado el párrafo quinto y se adiciona un párrafo sexto, recorriéndose en su orden los subsecuentes, al artículo 4o de la Constitución Política de los Estados Unidos Mexicanos”. México, edición del 8 de febrero.

Diario Oficial de la Federación (2000). “Modificación a la Norma Oficial Mexicana NOM-127-SSA1-1994, Salud ambiental. Agua para uso y consumo humano. Límites permisibles de calidad y tratamientos a que debe someterse el agua para su potabilización”. México, edición del 22 de noviembre.

Diario Oficial de la Federación (1998). “Norma Oficial Mexicana NOM-003-ECOL-1997, que establece los límites máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se reusen en servicios al público”. Ciudad de México, edición del 21 de septiembre.

Diario Oficial de la Federación (1997). “Proyecto de Norma Oficial Mexicana NOM-002-ECOL-1996, que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado”. México, edición del 9 de enero.

Diario Oficial de la Federación (1989). “Acuerdo por el que se establecen los Criterios Ecológicos de Calidad del Agua CE-CCA-001/89”. México, edición del 13 de diciembre.

Diario Oficial de la Federación (1988). “Acuerdo por el que se expide la Norma Técnica Ecológica NTE-CCA-015/88, que establece los límites máximos permisibles y el procedimiento para la determinación de contaminantes en las descargas de aguas residuales en cuerpos de agua, provenientes de la industria de la celulosa y el papel”. México, edición del 4 de agosto.

Diario Oficial de la Unión Europea (2013). “Directiva 2013/39/UE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 12 de agosto de 2013, por la que se modifican las Directivas 2000/60/CE y 2008/105/CE en cuanto a las sustancias prioritarias en el ámbito de la política de aguas”, (L 226/1).

Diario Oficial de la Unión Europea (2012). “Versión consolidada del Tratado de la Unión Europea”, (C 326/13).

Diario Oficial de la Unión Europea (2011). “Directiva 2011/92/UE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 13 de diciembre de 2011, relativa a la evaluación de las repercusiones de determinados proyectos públicos y privados sobre el medio ambiente”, (L 26/1).

Diario Oficial de la Unión Europea (2010). “Versión consolidada del Tratado de Funcionamiento de la Unión Europea”, (C 83/47).

Diario Oficial de la Unión Europea (2006). “Directiva 2006/21/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 15 de marzo de 2006, sobre la gestión de los residuos de industrias extractivas y por la que se modifica la Directiva 2004/35/CE”, (L 102/15).

Diario Oficial de la Unión Europea (2000). “Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas”, (L 327/1).

Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (2009). “Convenio de Estocolmo sobre contaminantes orgánicos persistentes”. Ginebra, Secretaría del Convenio de Estocolmo.

ANEXOS

Tabla 7.1. Análisis comparativo sobre sustancias químicas prioritarias o contaminantes en el agua (en orden alfabético)

Sustancia química prioritaria o contaminante

Finalidad aceptable (regulada en el CECOP)

Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (CECOP)

Directiva 2013/39/UE del Parlamento

Europeo

Norma Oficial Mexicana NOM-001-Semarnat-1996

Norma Oficial Mexicana NOM-002-Ecol-1996

Norma Oficial Mexicana NOM-003-Ecol-1997

1,2-Dicloroetano

X

Ácido perfluoro-octano- sulfónico (No. de CAS: 1763-23-1), sus sales (*) y fluoruro de perfluorooctano sulfonil; y sus derivados (PFOS)

De conformidad con la parte III del Anexo B del CECOP para las finalidades aceptables definidas en ese documento, o como intermediario en la producción de productos químicos para las finalidades aceptables

Con exención específica para usos que figuran en Anexo B del CECOP, o como intermediario en la producción de productos químicos para fines específicos

X

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

(*) Por ejemplo:

Sulfonato de potasio perfluorooctano (No. de CAS: 2795-39-3);

Sulfonato de litio perfluorooctano (No. de CAS: 29457-72-5);

Perfluorooctanosulfonato de amonio (No. de CAS: 29081-56-9);

Sulfonato de dietilamonio perfluorooctano (No. de CAS: 70225-14-8);

Sulfonato de tetraetilamonio perfluorooctano (No. de CAS: 56773-42-3);

Sulfonato de didecildimetilamonio perfluorooctano (No. de CAS: 251099-16-8)

X

Ácido sulfúrico

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Aclonifeno

X

Alacloro

X

Antraceno

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Arsénico

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Atrazina

X

Benceno

X

Bifenilos

policlorados (PCB)

X

(Producción no intencional)

Cadmio y sus compuestos

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Cianuro

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Cibutrina

X

Cipermetrina

X

Clorfenvinfós

X

Cloroalcanos, C10-13

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Clorpirifós

(Clorpirifós-etilo)

X

Cobre

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Compuestos de

tributilestaño

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Cromo

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

DDT (1,1,1-tricloro-2,2-bis [4-clorofenil] etano) No. de CAS: 50-29-3

Uso en la lucha contra los vectores de enfermedades de acuerdo con la parte II del Anexo B del CECOP

Con exención específica para producción de dicofol intermediario

X

Dibenzoparadioxinas y dibenzofuranos policlorados (PCDD/PCDF)

X

(Producción no intencional)

Diclorometano

X

Diclorvós

X

Dicofol

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Difeniléteres
bromados

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Dioxinas y compuestos similares

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Diurón

X

Endosulfán

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Etanol

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Éter etílico

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Fluoranteno

X

Formaldehído

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Ftalato de di(2-etilhexilo) (DEHP)

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Grasas y aceites

(No específicos)

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Heptacloro y epóxido de heptacloro

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Hexabromociclododecanos (HBCDD)

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Hexaclorobenceno (HCB) (No. de CAS: 118-74-1)

X

(Producción no intencional)

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Hexaclorobutadieno

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Hexaclorociclohexano

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP)

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Isoproturón

X

Mercurio y sus compuestos

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

X

X

(Señalado como contaminante en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado)

Naftaleno

X

Níquel y sus
compuestos

X

X

Nonilfenoles

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Octilfenoles

X

Pentaclorobenceno (PeCB) (No. de CAS: 608-93-5)

X

(Producción no intencional)

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Pentaclorofenol

X

Plomo y sus
compuestos

X

X

Quinoxifeno

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Simazina

X

Sulfato de zinc

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Sulfato de zinc

heptahidratado

X

(Señalado como sustancia reactiva en la determinación y cuantificación de huevos de helminto)

Terbutrina

X

Triclorobencenos

X

Triclorometano

(cloroformo)

X

Trifluralina

X

(Identificada como sustancia peligrosa prioritaria)

Zinc

X

28 Programa Agua y Sociedad, El Colegio de San Luis. Autor de correspondencia: german.santacruz@colsan.edu.mx.

29 Universidad de Jaén, Facultad de Ciencias Sociales y Jurídicas. Abogado ambiental.

30 Los acuerdos sobre la guerra constituyen un conjunto de reglas producido en el ámbito del derecho militar, que incluye las acciones convencionalmente aceptadas para participar en un conflicto armado (ius ad bellum) y de los límites aceptables de conducta durante los enfrentamientos (ius in bello); este último derivó, teóricamente, en el llamado “derecho internacional humanitario”.

31 El PIDESC se aprobó el 16 de diciembre de 1966 y entró en vigor en México el 12 de mayo de 1981. De conformidad con el artículo 133 constitucional, los tratados celebrados por el presidente de la república, con aprobación del Senado, forman parte del derecho interno.

32 De acuerdo con la reforma, el Congreso de la Unión disponía de 360 días para emitir la Ley General de Aguas. Hasta el momento no ha sido aprobada.

33 A diferencia del principio de prevención, el de precaución se apoya en la cautela ante la falta de certeza científica y exige tomar medidas que reduzcan la posibilidad de sufrir daños ambientales aunque se ignore la probabilidad de que éstos ocurran, en tanto que el de prevención obliga a tomar medidas dado que se conocen los daños que pueden producirse.

34 El Convenio 169 de la OIT sobre pueblos indígenas y tribales en países independientes fue ratificado por el estado mexicano el 13 de agosto de 1990.

35 Las instituciones de la UE aplican el principio de subsidiariedad de conformidad con el “Protocolo sobre la aplicación de los principios de subsidiariedad y proporcionalidad”. Los parlamentos nacionales velan por el respeto del principio de subsidiariedad con arreglo al procedimiento establecido en el mencionado protocolo.

36 Las industrias reguladas eran: 1) centrales termoeléctricas convencionales, 2) producción de azúcar de caña, 3) refinación de petróleo crudo, sus derivados y petroquímica básica, 4) fabricación de fertilizantes (excepto las que producían ácido fosfórico como producto intermedio), 5) plásticos y polímeros sintéticos, 6) fabricación de harinas, 7) cerveza y malta, 8) fabricación de asbestos de construcción, 9) elaboración de leche y sus derivados, 10) manufactura de vidrio plano, 11) producción de vidrio prensado y soplado, 12) fabricación de caucho sintético, llantas y cámaras, 13) hierro y acero, 14) textil, 15) celulosa y papel, 16) bebidas gaseosas, 17) acabados metálicos, 18) laminación, extrusión y estiraje de cobre y sus aleaciones, 19) impregnación de productos de aserradero, 20) asbestos textiles, materiales de fricción y selladores, 21) curtido y acabado de pieles, 22) matanza de animales y empacado de cárnicos, 23) envasado de conservas alimenticias, 24) elaboración de papel a partir de celulosa virgen, y 25) elaboración de papel a partir de fibra celulósica reciclada.

37 Los estudios de calidad del agua fueron realizados por la Secretaría de Recursos Hidráulicos (SRH), disuelta el 30 de noviembre de 1976, durante el gobierno de José López Portillo. La SRH fue suplida por la Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos (SARH), en el marco de gestión y regulación contenido en la Ley Federal de Aguas de 1972.

38 Hasta octubre de 1991, se publicaron 31 normas técnicas ecológicas sobre el control de la contaminación del agua, en el Diario Oficial de la Federación.

39 El acrónimo PPCP (pharmaceuticals and personal care products) se emplea en la literatura sobre contaminantes emergentes y sus impactos ambientales. Los PPCP incluyen una amplia gama de sustancias utilizadas con fines cosméticos, el cuidado personal y la salud.