Tratamientos para la remoción de antibacteriales y agentes antimicrobiales presentes en aguas residuales*

 

Treatments for the removal of antibacterial and antimicrobial agents present in wastewater

 

Tratamentos para a remoção de antibacteriais e agentes antimicrobianos presentes em águas residuais

 

 

Diana Marcela Camacho Feria**

Diego Ivan Caviedes Rubio***

Daniel Ricardo Delgado****

Fecha de recepción del artículo: 10 de diciembre de 2016

Fecha de aceptación del artículo: 20 de Mayo de 2017

DOI: http://dx.doi.org/10.22335/rlct.v9i1.370

 

*Artículo resultado del proyecto de investigación: “Tratamientos para la remoción de antibacteriales y agentes antimicrobiales presentes en aguas residuales”

 

**Ingeniera Industrial Universidad Cooperativa de Colombia. Grupo de Investigación GRIAUCC. Correo Electrónico: diana.camachof@campusucc.edu.co Orcid: http://orcid.org/0000-0002-1378-7311

*** Estudiante de Doctorado en Agroindustria y Desarrollo Agrícola Sostenible. MSc en Ecología y Gestión de Ecosistemas Estratégicos. Docente Investigador Universidad Cooperativa de Colombia. Correo Electrónico: diego.caviedesr@campusucc.edu.co. Orcid: http://orcid.org/0000-0002-6101-9114

**** PhD en Ciencias Farmacéuticas. MSc en Ciencias Químicas. Docente Investigador Universidad Cooperativa de Colombia. Correo Electrónico danielr.delgado@campusucc.edu.co  Orcid: http://orcid.org/0000-0002-4835-9739. Scopus Author ID: 36443474300

 


Resumen

El abundante uso de sustancias emergentes microcontaminantes y su inadecuada disposición final, han centrado la atención de las autoridades ambientales en los efectos que sobre el ambiente, se le atribuyen a los antibacteriales    y    agentes     antimicrobiales vertidos en los cuerpos de agua. Actualmente, diversas investigaciones han centrado sus objetivos en determinar las eficiencias que distintos tratamientos físicos, químicos y biológicos presentan para remover diferentes productos farmacéuticos incluidos los anteriormente mencionados. Esta revisión incluye resultados de diversos tratamientos a nivel de microcosmo, mesocosmo y a escala real, en los que se incluyen las principales condiciones experimentales en que se desarrollan las mediciones.

Palabras clave: Sustancias Emergentes, Aguas Residuales, Condiciones Experimentales.

 

Abstract

The abundant use of emerging micro-pollutants and their inadequate final disposal have focused the attention of environmental authorities on the effects on the environment of antibacterial and antimicrobial agents discharged into bodies of water. Currently, several researches have focused their objectives on determining the efficiencies that different physical, chemical and biological treatments present to remove different pharmaceutical products including those mentioned above. This review includes results of various treatments at the microcosm, mesocosm and real scale level, which include the main experimental conditions in which the measurements are developed.

Keywords: Emerging Substances, Wastewater, Experimental Conditions.

Abstrato

O uso abundante de micro-poluentes emergentes e sua disposição final inadequada concentraram a atenção das autoridades ambientais sobre os efeitos no ambiente de agentes antibacterianos e antimicrobianos descarregados em corpos de água. Atualmente, várias pesquisas concentraram seus objetivos na determinação das eficiências que diferentes tratamentos físicos, químicos e biológicos presentes para remover diferentes produtos farmacêuticos, incluindo os mencionados acima. Esta revisão inclui resultados de vários tratamentos no microcosmo, mesocosma e nível de escala real, que incluem as principais condições experimentais nas quais as medidas são desenvolvidas.

Palavras-chave: Substâncias emergentes, águas residuais, condições experimentais.

Introducción

Los antimicrobianos residuales presentes en ambientes acuosos generan un riesgo potencial para el medio ambiente y la supervivencia biológica, debido a su capacidad de afectar la estructura evolutiva de la comunidad bacteriana, fortaleciendo la resistencia bacteriana a estos productos (Gou y Chen, 2015. Gou et al, 2016), lo que les ha convertido en un nuevo problema medioambiental y en el centro de atención de la salud pública en cuanto a los microcontaminantes, debido al alto riesgo sobre la salud humana (Luo et al, 2014. Huang et al, 2017).

Los antibióticos de consumo humano y los de uso veterinario ingresan a los sistemas hídricos mediante básicamente cinco fuentes, la primera y la que en mayor proporción descarga se refiere a los vertimientos procedentes de las aguas residuales domésticas y las fugas de los alcantarillados (Tran et al, 2014), en segundo lugar se encuentran las descargas de la industria pecuaria incluyendo la acuicultura y los animales domésticos (Lou et al, 2014); una tercera fuente hace referencia a la infiltración de las tierras agrícolas enriquecidas con estiércol y finalmente la escorrentía superficial y los flujos procedentes de rellenos sanitarios (Tran et al, 2016) 

Los medicamentos modernos en su mayoría son compuestos orgánicos pequeños con un peso molecular inferior a 500 Da, que son moderadamente solubles en agua, así como lipófilos, con el objetivo de incrementar su biodisponibilidad y hacerlo biológicamente activo (Gabarrón et al, 2016). Evaluaciones recientes indican que hasta la fecha más de 30 productos farmacéuticos y compuestos orgánicos emergentes de preocupación se han detectado en aguas potables de todo el mundo (Al-Odaini et al, 2010; Kleywegt et al, 2011).

La detección de estos compuestos en el agua potable se ha atribuido a su presencia en la fuente de agua y a la incapacidad del proceso de tratamiento en el sistema de agua potable para reducirlos (Kleywegt et al, 2011; Silva et al, 2012; Peng et al, 2016; Vergel, Martínez Lozano, Zafra y Tristancho, 2016). La lista Norman de sustancias emergentes detectadas en el medio ambiente, pero que actualmente no están incluidas en programas de vigilancia de rutina en la Unión Europea y cuyo destino, comportamiento químico y efectos eco toxicológicos aún no son bien conocidos, pero que son candidatos a incluirse en la normatividad dependiendo de la investigación relacionada con su comportamiento ambiental, para 2016 incluye 1036 sustancias de las cuales 62 son clasificados como antibióticos.

Debido a que la presencia de compuestos emergentes se ha demostrado en las aguas superficiales, es evidente que las eficiencias de remoción alcanzadas en las instalaciones y sistemas para la potabilización del agua deben ser evaluados (Jardim, et al, 2016). Concretamente, mientras que los estudios han demostrado que los procesos de tratamiento de agua convencionales son relativamente ineficaces en la eliminación de compuestos farmacéuticamente activos, disruptores endocrinos y compuestos relacionados, las tecnologías de tratamiento avanzadas tales como carbón activado, ósmosis inversa y oxidación avanzada puede ser viables para la eliminación de muchos productos farmacéuticos traza (Gabarrón et al, 2016).

Esta revisión expone 12 diferentes técnicas de remoción de antibióticos en las que se evalúa la eficiencia para la remoción de 45 antibióticos que corresponden al 55% de los antibióticos presentes en la lista Norman 2016.

Carbón activado

Los carbones activados (CA) son adsorbentes que contienen gran área superficial y una cantidad apreciable de sitios activos disponibles para la adsorción, es decir, que tienen una afinidad suficiente para retener ciertos contaminantes. Debido a estas características que se emplean comúnmente en diversos procesos para la eliminación de productos químicos indeseable.  Sin embargo, la eficacia de eliminación depende de sus propiedades físicas, de concentración de adsorbato, pH, temperatura, y la presencia de otras especies en la solución química; (Martins, et al, 2015) así mismo, la textura porosa de los carbonos activados depende en gran medida el proceso de activación (físico o químico), la materia prima, la estructura inicial de los poros, rugosidad de la superficie, y las funcionalidades de la superficie (Jiménez et al, 2017). En la tabla 1.se registran las condiciones observadas en estudios en que se emplea el Carbón activado.

 


 

Tabla 1. Condiciones del Carbón Activado (CA) como técnica para la eliminación de antibióticos.

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

 

Tetraciclina

 

8,7

 

500 

600

 

24

 

Amb

 

CA-NaOH producido a partir de cáscaras de nueces de macadamia

 

µ

 

19,79

 

Martins et al, 2015

 

Sulfa-metoxazol

 

5

 

10

 

19-57

 

Amb

CA a base de madera de azufre dopado

 

µ

 

90

 

Vidal et al, 2015

 

Amoxicilina

 

6

 

10 a 100

0,05 a 1,6

 

>50

Preparación, Caracterización y potencial de adsorción del NH 4+ CA inducido

 

µ

 

99

 

Moussavi et al,2013

 

Cefalexina

 

2

 

20

 

8

 

45

Nanopartículas de CA preparados a partir de la madera de la vid

 

µ

 

74 - 88

 

Pouretedal et al, 2014

 

Tianfenicol, Florfenicol, Cloranfenicol

 

7,1 +- 0,1

 

 

5 *10-6

 

 

2

 

 

25

CA de fábrica "Shanxi Xinhua", tamaño de poro promedio de 3,03 nm, área superficial específica de 852,94 m2/g y el tamaño de partícula de malla 200 (75µm)

 

 

µ

 

 

98,4 - 99,4

 

 

Zhang et al, 2016

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Electrodiálisis

La electrodiálisis es un proceso de separación electroquímica con membranas de intercambio de cationes y aniones que emplea un potencial eléctrico como motor, que ha sido considerada como un método eficaz para la purificación de aguas residuales que contienen especies iónicas (Liu et al, 2016). El proceso de electrodiálisis es selectiva para la eliminación de especies iónicas a partir de especies no iónicas en un medio acuoso y ha demostrado ser un método robusto, eficaz y versátil para tales aplicaciones. Las ventajas de electrodiálisis sobre otros procesos de separación incluyen bajo coste energético, versatilidad en términos de gran variedad de corrientes de alimentación que puede ser utilizado con el requisito mínimo de pre-tratamiento, coste más fácil y bajo de mantenimiento y mayor vida de la membrana (Khan et al, 2017). A diferencia de otras técnicas de separación, electrodiálisis no sufre de inconvenientes importantes, como la generación de grandes cantidades de residuos, el uso de disolventes peligrosos y tiempos de vida cortos de adsorbentes (Wang et al, 2016). En la tabla 2 se exponen las condiciones de dos estudios mediante este método.


 

 

 

 


Tabla 2. Electrodiálisis en diferentes estudios para remover antibióticos

 

Especie

pH

[] mg/L

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

Sulfametoxazol, ofloxacina

7

0,00001 - 0,00003

25

Electrodiálisis reversible

µ

> 85.7- 100

Gabarrón et al, 2016

 

Penicilina

 

6,7

 

696

 

Amb

Electrodiálisis con membrana de ultrafiltración proceso (EDUF) 

 

µ

 

20,3

 

Lu et al, 2016

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental


 


Nanofiltración (NF)

En comparación con los procesos tradicionales de concentración, la técnica de nanofiltración tiene una alta eficiencia del tratamiento y de bajo consumo de energía. (Weng. Et al 2016). La nanofiltración es más bien un desarrollo reciente en los procesos de membrana que plantea sus propiedades entre la ósmosis inversa (RO) y ultrafiltración. A diferencia de las membranas de ósmosis inversa, donde se puede lograr la desmineralización completa, NF opera en la región segura a presiones muy bajas y rechaza por debajo del 60% de los iones monovalentes de apertura la oportunidad de mantener el contenido mineral más favorable como se requiere en el tratamiento de aguas. Por lo tanto, no sufren de las desventajas de los sistemas de ósmosis inversa, tales como alta presión de funcionamiento y, a su vez alto consumo de energía y la pérdida significativa de agua (bajo flujo de permeado) (Jadhav et al, 2016). En la tabla 3 se observan cinco casos experimentales de la técnica Nanofiltración.


 

 

 

Tabla 3. Técnica de nanofiltración en diferentes estudios

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

Tobramicina (TOB),clindamicina fosfato (CP) y cefalexina (CA)

 

 

8,5

 

 

50

 

 

6

 

 

25

Membrana de nanofiltración mediante auto-polimerización de la dopamina mejillón de inspiración

 

 

µ

 

 

99, 94 y 93

Cheng et al, 2016

Cefalexina, oxytetraciclina

 

 

7

 

 

29702

 

 

168

 

 

25

Membranas de poliamida de nanofiltración de ion híbrido superhidrófilo y antibacterianos

 

 

µ

 

 

98 y 99,2

Weng et al, 2016

norfloxacin (NOR), ofloxacina (OFL), roxitromicina (ROX) y la azitromicina (AZI)

 

 

7

 

 

200

 

 

0,5

 

 

20 ± 0,5 

Nanofiltración (NF) en combinación con procesos de oxidación avanzada (POA) basada en ozono

 

 

µ

 

 

> 98

 

 

Liu et al, 2014

Sulfametoxazol

 

 

7,6 ± 4,20

 

 

> 4

 

 

-

 

 

25

Nanofiltración alimentado por energía renovable y una planta de tratamiento convencional

 

m

 

 

74

Garcia et al, 2014

 Tetraciclina clorhidrato

 

7

 

400 - 1200

 

-

 

25± 2

Nanofiltración reforzada por oxidación electro-catalítica

 

µ

 

98

 

Xu et al, 2014

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Intercambio iónico

Resina de intercambio iónico magnética (MIEX) es una resina de intercambio aniónico de base fuerte con óxido de hierro integrado en una matriz macroporosa, poliacrílico, y se utiliza típicamente con cloruro como ion intercambiable. En contraste con las resinas de intercambio de aniones tradicionales, la resina MIEX tiene un área superficial más grande debido al tamaño muy pequeño perla de resina. El tamaño medio de diámetro de la resina es MIEX 150-180 micras (2-5 veces más pequeña que las resinas tradicionales), que pueden conducir a la absorción rápida de los contaminantes sobre la superficie de resina MIEX (Hsu et al, 2010). En la tabla 4 se presenta un panorama de la técnica empleada para restaurar efluentes contaminados.


 

 

Tabla 4. Condiciones experimentales de intercambio iónico a través de resinas

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

sulfametoxazol (SMX), tetraciclina (TCN) y amoxicilina (AMX) 

 

7

 

20, 100, 500

 

0,5

 

25 ± 0,5

 

Resina de intercambio iónico magnético

 

µ

 

16, 60 y 43

 

Wang et al, 2016

sulfametoxazol (SMX)

7

1

0,2 a 1

25

Coagulación mejorada junto con intercambio de iones magnética

µ

85

Xu et al, 2016

sulfametoxazol (SMX) 

 

 

 

7,6

 

 

 

709 a 760

 

 

 

2

 

 

 

25

Efecto de la resina cargada grupo (fuerte-base vs. ácido fuerte frente a no iónico) funcional, la porosidad (macroporoso vs. gel), y de la matriz química (poliestirénica vs. poliacrílico) mediante resinas de intercambio iónico

 

 

 

µ

 

 

 

92 resinas macroporosa> 95

 

 

 

Wang et al, 2016

minociclina  HCl (MNC), clortetraciclina-HCl (CTC)

 

7

 

10

 

360

 

25

 

Intercambio de iones

 

m

 

> 90

 

Choi et al, 2007

 

sulfamethazine

 

7

 

200 - 400

 

1,66

 

Amb

Intercambio iónico con resina aniónica fuerte Una línea de lecho fijo

 

µ

 

100

 

Fernández et al, 2014

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Fotocatálisis

La utilización de la energía solar para la degradación de contaminantes orgánicos y la disociación del agua para la producción de hidrógeno ha atraído una atención considerable; entre los diversos fotocatalizadores, TiO2 es uno de los materiales más prometedores debido a su superior actividad fotocatalítica y estabilidad a largo plazo (Li et al, 2017). La mayoría de los estudios de la degradación fotocatalítica usando TiO2 se han llevado a cabo usando suspensiones de polvo fino TiO2 en la solución contaminada. Existen varias limitaciones para el uso de polvo de TiO2 en reactores fotocatalíticos, uno de ellos es el hecho de que el pequeño tamaño de partículas de Titania complica la filtración de suspensiones, haciendo reactores de suspensión fotocatalíticas poco práctico. Entonces, TiO2 muestra algunos inconvenientes, entre ellos, su forma de polvo lo que hace difícil la etapa de separación (Borges et al., 2016). En la tabla 5 se registran las condiciones observadas en estudios en que se emplea el método Fotocatálisis.


 

Tabla 5. Fotocatálisis como método para la eliminación de antibióticos

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

 tetraciclina (TC)

5,9

46

1

25

Fotocatálisis visible impulsada por la luz

µ

63,3

Wang et al, 2015

 tetraciclina (TC) y tilosina (TYL)

 

7

 

100

 

2

 

25

Fotocatálisis acoplado a un tratamiento biológico

 

µ

 

39,8 y 11

 

Yahiat et al, 2011

oxacilina (OXA)

 

 

5,6

 

 

20

 

 

0,5

 

 

25

 (foto-Fenton y TiO 2 -photocatalysis) y cloruro de oxidación electroquímica mediada (con Ti / IrO 2 ánodos)

 

 

µ

 

 

80

 

 

Serna et al, 2016

Amoxicilina (AMX), ampicilina (AMP) y cloxacilina (CLX)

 

5

 

104, 105 y 103

 

5

 

Amb

 

UV/2g/L TiO

 UV/100mg/L H2O2/1g/LTiO2 photocatalysis

 

µ

 

58,7 (AMX), 52,4(AMP) y 60,2(CLX)

100 (AMX, AMP, CLX)

 

Elmolla et al, 2009

doxycycline (DOX)

7,4

50

4

Amb

Degradación fotocatalítica

µ

90

Adamek et al, 2016

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Nanotubos de carbono

Los nanotubos de carbono son reportados en la literatura como uno de los adsorbentes más prometedores aplicados en agua y tratamiento de aguas residuales. Sin embargo, dos limitaciones importantes limitan su aplicación a gran escala de tratamiento de agua: su hidrofobicidad y el costo de producción. (Ncibi, et al, 2015.). En la actualidad, los nanotubos de carbono se utilizan ampliamente en los campos de nano-ingeniería como varios sensores físicos, químicos y mecánicos, por lo que se han presentado muchas investigaciones sobre los comportamientos dinámicos de nanotubos de carbono. (Chen, et al, 2017). En la tabla 6 se exponen las condiciones de cinco estudios mediante este método. 


 

 

 

Tabla 6. Condiciones experimentales de nanotubo de carbón con otros complementos

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

 

oxitetraciclina (OXI) y ciprofloxacina (CIP)

 

3 -7

 

5-100

 

1

 

15-45

Nanotubos de carbono individuales (SWCNT), nanotubos de doble pared (DWCNT) y de pared múltiple  (MWCNT)

 

µ

 

44,6

 

Ncibi et al, 2015

 

tetraciclina

 

 6,3 ± 0,25

 

10

 

72

 

25

Granular comercial carbono activado, nanotubos de carbono de pared múltiple, y dos átomos de carbono activado 

 

µ

 

96,1

 

Álvarez-Torrellas et al, 2015

 

amoxicilina

 

4,6

 

80

 

2

30, 40 y 50

Nanotubos de Carbono de Pared múltiple

 

µ

 

86,5

Mohammadi et al, 2015

 

lincomicina, sulfametoxazol

 

6

 

12

 

100

 

20

Nanotubos de Carbono de Pared Simple  (SWCNT) y de Paredes Múltiples (MWCNT)

 

µ

 

> 90

 

Kim et al, 2014

 

Sulfapiridina (SPY)

 

3-9

 

200

 

2

 

Amb

Nanotubos de Carbono (CNT) en Columnas de lecho fijo

 

µ

 

91

 

Tian et al, 2013

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Bentonita

Debido al bajo costo, abundante disponibilidad y la naturaleza favorable al medio ambiente, la arcilla de bentonita cuyo componente principal es la montmorillonita (Al2 O3. 4SiO2. H2O) (Devreese et al, 2012), es un soporte atractivo para todo tipo de fotocatalizadores. La bentonita tiene una carga negativa permanente debido a la sustitución isomorfa de Al3+ para el Si4+ en el sitio tetraédrico y Mg2+ para Al3+ en el sitio octaédrico. La bentonita posee excelente superficie de intercambio de adsorción de iones para iones metálicos y contaminantes orgánicos dentro de su espacio de capa intermedia. (Gautam et al, 2017). En la tabla 7.se observan cinco casos experimentales del método Bentonita.


 

 

 

Tabla 7. Técnica con Bentonita para la eliminación de antibióticos

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

amoxicilina

2 a 7

300

8

30

Rendimiento de Carbón Activado y bentonita

µ

88

Putra et al, 2009

 

ampicilina

 

5,6

 

126,4

 

0,58

30 ,  40 y 50

Modificado bentonita Ponorogo

 

µ

 

59,3 - 100

Rahardjo et al, 2011

 

trimetoprim

 

8,1

 

10 a 100

 

24

 

Amb

Adsorción de fármacos sobre Bentonita doblado espectrofotométricamente en soluciones acuosas

 

µ

 

74,46

Caliskan et al, 2014

ciprofloxacina

4,5

50 a 500

0,5

 

Bentonita

µ

99

Genç et al, 2013

ciprofloxacina

<5,5, 

20-40

-

22

Bentonita, carbón Activado, zeolita, piedra pómez 

µ

87 - 91

Genç et al, 2015

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentración de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Ultrafiltración

La filtración por membrana es una forma efectiva para pequeñas moléculas y compuestos a nivel de trazas. De acuerdo con membrana de tamaño de poro y la fuerza de separación, filtración por membrana puede ser clasificado como microfiltración (MF), ultrafiltración (UF), nanofiltración (NF) y ósmosis inversa (RO) (Wu et al, 2016). La tecnología de membrana ha ganado popularidad en el tratamiento de las aguas residuales a los antibióticos en los últimos años. Las membranas de ultrafiltración (UF) y ósmosis inversa proporcionan barreras eficaces para la retención de antimicrobiales y eliminación de grandes biopolímeros (Lu et al, 2016). En la tabla 8 se presenta la técnica empleada para restaurar efluentes contaminados


 

Tabla 8. Ultrafiltración en diferentes estudios para remover antibióticos.

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

sulfaguanidina, sulfatiazol y sulfamerazina

6-7

0,5

-

21-23

Ultrafiltración celular (UF), ultrafiltración micelar mejorada (MEUF)

µ

20-74

Exall et al, 2013

norfloxacina

5-9

1-25

-

25

Triple membrana de ultrafiltración celular (UF)

µ

21-23

Wu et al, 2016

bencilpenicilina

2

23,21

-

10

Ultrafiltración (UF)

µ

94-97

Li et al, 2004

oxitetraciclina

2-5,4

1000

-

21-23

Sistema de membrana incluida la ósmosis inversa (RO) y ultrafiltración (UF)

µ

82.9

Li et al, 2004

ofloxacina

6,5 a 8,5

 

0,000094

-

 

25

Ultrafiltración (UF) que emerge, la ósmosis (RO), y electrooxidación

 

m

 

38.4

Urtiaga et al, 2013

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie TE: Tamaño de la estructura experimental


Electrocoagulación

Electro-coagulación es una tecnología electroquímica de tratamiento del agua contaminada a expensas de los ánodos de sacrificio a un potencial optimizado. En consecuencia, se forman precursores de coagulantes activos (Yazdanbakhsh et al, 2015). Es un proceso en el que los mecanismos de múltiples operan de manera sinérgica para eliminar los contaminantes en las aguas residuales. Ofrece la posibilidad de oxidación anódica y en situ generación de adsorbentes activos (tales como hidróxidos de aluminio y de hierro). Al mismo tiempo, las reacciones catódicas también se producen, lo que lleva a la evolución de gas hidrógeno causando la flotación de los absorbentes, en lo que se denomina electro-flotación (Zaidi et al, 2015). En la Tabla 9 se exponen las condiciones de cinco estudios mediante este método.


 

Tabla 9. Condiciones experimentales para remover antibióticos mediante electrocoagulación.

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

Tetraciclina

3 a 10

50

0,25

20 ± 1

Electrocoagulación

µ

99

Ouaissa et al, 2014

Doxiciclina

6 a 8

200

1,33

25 ± 3

Electro-flotación junto electrocoagulación (EC-EF)

µ

99

S. Zaidi et al, 2016

Hiclato de  doxiciclina (DCH)

6.3 a 8.2

100

1,33

26 ± 3

Electro-coagulación junto proceso de electro-flotación

µ

98,5 a 99,4

S. Zaidi et al, 2015

clorhidrato de berberina 

4 a 10

1500

3,5

25

Electro-coagulación con electrodo de Fe

µ

72,8 a 90,1

Ren et al, 2011

 

Azitromicina

2 a 10

1,95

1

20

Peróxido de hidrogeno -Electrocoagulación

µ

95,6

Yazdanbakhsh et al, 2015

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental


 

Coagulación - floculación

La floculación es una técnica eficaz para la purificación de agua para uso doméstico/ industrial / potable. Los floculantes pueden ser tanto aditivos inorgánicos o compuestos macromoleculares. Los compuestos macromoleculares se prefieren sobre los aditivos inorgánicos por su masa molar, estructura química, densidad de carga y la naturaleza de sus grupos funcionales se puede modificar químicamente de acuerdo con los contaminantes específicos (Jia et al, 2016). Hay una multitud de floculantes orgánicos, la mayoría de ellos son sintéticos, incluyendo poli-acrilamidas, ácidos poli-acrílico, ácidos sinfónicos de poliestireno, y sus derivados. Estos floculantes tienen algunos problemas como la no biodegradabilidad y la liberación de monómeros residuales en agua, que tienen efectos adversos sobre la salud, lo que ha impulsado el uso de los floculantes ecológicos como materiales alternativos para floculantes convencionales en el tratamiento de agua y aguas residuales (Nourani, et al, 2016). En la tabla 10 se registran las condiciones observadas en estudios en que se emplea el método Coagulación-floculación.



Tabla 10. Remoción de antibióticos empleando técnicas de coagulación-floculación

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

tetraciclina

6-8

100

0,16

25

Por coagulación y filtración de carbón activado granular

µ

43 a 94

Choi et al, 2008

tetraciclina

5-8,5

0,1

0,25

25

Coagulación-sedimentación tensioactivo asistida

µ

 99

Saitoh et al. 2014

norfloxacin (NOR), sulfadiazina (SDZ) o tilosina (TYL)

6-7

4-7,5

1

25

Floculantes amino-modificado con ácido-quitosano

µ

50 a 60

Jia et al, 2016

tetraciclina

6-8

5000

0,5

25

Anillos funcionalizado floculante a base de quitosano aromáticos

µ

98,8

Jia et al, 2016

tetraciclina

6-8

100

0,5

25 a 45

Novedoso pH y floculantes de temperatura sensible CND

µ

50

Yang et al, 2015

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Adsorción

La adsorción se considera como un método eficaz para eliminar los antibióticos a partir de agua. El carbón activado es el adsorbente más utilizado en el tratamiento del agua para la eliminación de microcontaminantes orgánicos. Sin embargo, también es conocido como un adsorbente de amplio espectro que presenta menor selectividad para los antibióticos, y se necesita alto costo para regenerar el carbón activado. Por lo tanto, los adsorbentes más altamente selectivos y fácilmente renovables necesitan ser explorados para eliminar eficazmente los antibióticos de agua. (Wang et al, 2016). En la tabla 11 podemos ver algunos antibióticos que se han removidos por el método de adsorción.


 

Tabla 11. Remoción de antibióticos usando técnicas de Adsorción.

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

sulfonamida, tetraciclina y antibióticos de quinolona

 

6

 

100

 

3

 

25

Oxidación lacasa mediada junto con la adsorción del suelo

 

µ

 

70 al 100

Ding et al, 2016

tetraciclina, Sulfamethazine, norfloxacina, eritromicina y cloranfenicol

 

6,45

 

10 a 100

 

24

 

25 ± 1

 

Adsorción en suelo agrícola

 

µ

 

79

 

Pan et al, 2016

 

sulfachloropyridazine (SCP)

 

3,5 a 11

 

40

 

2

 

25 a 45

Metales marco orgánico a base de cobre en la eliminación de adsorción de los antibióticos

 

µ

 

90

 

Azha et al, 2016

sulfametoxazol (SMX), tetraciclina (TCN) y amoxicilina (AMX) 

 

3 a 11

 

20, 100 y 500

 

0,5

 

25

 

Adsorción- resina intercambio iónico

 

µ

 

20 al 90

 

Tianyue Wang et al, 2016

 

Tetraciclina

 

4 a 11

8,33 a 333,3

1,5

4, 25 , 35, y 45

Adsorción-oxido de grafeno

µ

 

71,4

Gao et al, 2012

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real. [ ] : Concentracion de la especie  TE: Tamaño de la estructura experimental



 

Tabla 12. Humedales construidos como técnica para remover antibióticos

Especie

pH

[] mg/L

tTr (h)

T (°C)

Método y complemento

TE

% Eficiencia

Ref.

doxiciclina, sulfametoxazol

7 a 7,5

0,0000180

240

Amb

Optimización de los humedales construidos

 

G

49 al 79, 59 al 80

Valsero et al, 2011

 

Ofloxacina,

 

7,93 a 8,16.

 

200

 

72

 

Amb

Humedales construidos  Optimización de los sustratos de humedales y la carga hidráulica

 

G

 

17.9 a 98,5

 

Chen et al, 2016

claritromicina, leucomicina

7,66 a 7,84

0,0000805 y 0,0000703

 

24

 

Amb

Humedales construidos: Efecto de la configuración de flujo y de las especies de plantas

 

G

 

75,8 a 98,6

Chen et al, 2016

Sulfamethazine (SMA)

7,03 a 7,05

 

0,000100

 

7

 

Amb

 

Humedales construidos

 

G

 

85

Choi et al, 2016

monensin, salinomycin y la narasin

6,8 a 8

100, 500 y 1000

 

42

 

Amb

 

Humedales de agua libre

 

G

 26,77 y el 31,76; 28,86 y el 34,21; 29,73 y 36,01

Hussain et al, 2012

tTr : Tiempo de tratamiento         µ: microcosmos       m: mesocosmos      G: Grande o Real.

[ ] : Concentracion de la especie

TE: Tamaño de la estructura experimental

 


Humedales construidos (HC)

La eliminación de los antibióticos de HC se puede lograr a través de la descomposición fisicoquímicas, fotodegradación, la adsorción por el suelo, las plantas de humedales, y la biodegradación (actividad microbiana). Algunos Productos farmacéuticos y productos de cuidado personal pueden ser removidos por la fotodegradación reportaron que la adsorción es una vía importante para la eliminación de antibióticos fluoroquinolonas en los suelos de los humedales. (Choi et al, 2016). Los humedales construidos son humedales artificiales que están diseñados y construidos para manipular los procesos naturales para el tratamiento de aguas residuales, y se pueden clasificar en flujo superficial y humedales de flujo subsuperficial (verticales u horizontales) de acuerdo a su paso la hidrología y el flujo (Chen et al, 2016). En la tabla 12 se observan cinco casos de estudio en humedales construidos

Discusión

En los últimos años, los productos farmacéuticos se han identificado como contaminantes emergentes que amenazan el ecosistema acuático y la salud humana. Los antibióticos han sido ampliamente utilizados en la medicina veterinaria y humana, pero estos compuestos los ponen en riesgo, así como afectan la biología del suelo y el equilibrio dinámico de la biota en las fuentes hídricas, incluyendo la presunta generación evolutiva de las “Superbacterias”, denominadas así por su alta resistencia y persistencia en medios con altas concentraciones de antibacteriales.

Debido al efecto que tiene los antibióticos en el medio ambiente la comunidad científica se ha preocupado por desarrollar nuevas técnicas de bajo costo, pero de alta eficiencia para su remoción. Los antibióticos de mayor uso en seres humano y animales son el sulfametoxazol y la tetraciclina que se usa como aditivo alimentario para aumentar la tasa de crecimiento en animales por lo tanto se liberan al medio sin ningún tratamiento previo. Los métodos que mayores eficacias en la remoción de antibióticos son el carbón activado con un rango del 19,79% al 99,4%; la nanofiltración con un rango del 74% al 99,2%; nanotubos de carbono que ha evidenciado valores de remoción entre el 44,6% al 96,1% y la electrocoagulación con eliminaciones entre el 72,8% al 99%. Sin embargo, es importante resaltar que los humedales construidos como técnica de remoción para otros grupos de contaminantes en las plantas de tratamiento municipales e industriales presentan una alta eficiencia de eliminación de antimicrobiales y antibacteriales, lo que permite reducir su flujo y acumulación en los ecosistemas acuáticos.

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