UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO PROGRAMA DE MAESTRÍA Y DOCTORADO EN INGENIERÍA INGENIERÍA AMBIENTAL – AGUA SISTEMAS DE INACTIVACIÓN DE HUEVOS DE Ascaris suum PRESENTES EN AGUA BASADOS EN NANOCATALIZADORES DE ÓXIDOS DE HIERRO SOPORTADOS EN CARBÓN ACTIVADO Y ZEOLITA TESIS QUE PARA OPTAR POR EL GRADO DE: DOCTORA EN INGENIERÍA PRESENTA: M. en C. ARIADNA ALICIA MORALES PÉREZ TUTORA PRINCIPAL DRA. ROSA MARÍA RAMÍREZ ZAMORA, INSTITUTO DE INGENIERÍA COMITÉ TUTOR DR. HERIBERTO PFEIFFER PEREA, INSTITUTO DE INVESTIGACIONES EN MATERIALES DR. JOSÉ PABLO MARAVILLA CAMPILLO, HOSPITAL GRAL. “DR. MANUEL GEA GONZÁLEZ” MÉXICO, D. F. MAYO 2013 UNAM – Dirección General de Bibliotecas Tesis Digitales Restricciones de uso DERECHOS RESERVADOS © PROHIBIDA SU REPRODUCCIÓN TOTAL O PARCIAL Todo el material contenido en esta tesis esta protegido por la Ley Federal del Derecho de Autor (LFDA) de los Estados Unidos Mexicanos (México). El uso de imágenes, fragmentos de videos, y demás material que sea objeto de protección de los derechos de autor, será exclusivamente para fines educativos e informativos y deberá citar la fuente donde la obtuvo mencionando el autor o autores. Cualquier uso distinto como el lucro, reproducción, edición o modificación, será perseguido y sancionado por el respectivo titular de los Derechos de Autor. Doctorado en Ingeniería Ambiental JURADO ASIGNADO: Presidente: Dra. Gabriela Moeller Chávez Secretario: Dr. Erick Bandala González Vocal: Dr. José Pablo Maravilla Campillo 1er suplente: Dra. Rosa María Ramírez Zamora 2º suplente: Dra. Alma C. Chávez Mejía Lugar donde se realizó la tesis: INSTITUTO DE INGENIERÍA, UNAM TUTOR DE TESIS ____________________________ Dra. Rosa María Ramírez Zamora Doctorado en Ingeniería Ambiental AGRADECIMIENTOS Agradezco a la Coordinación de Estudios de Posgrado de la UNAM y al Instituto de Ingeniería de la UNAM por las becas otorgadas para la realización de la presente tesis. Agradezco a la Dra. Rosa María Ramírez Zamora por el apoyo, paciencia y enseñanzas brindadas. Gracias por confiar en mí para la realización de este proyecto. Agradezco a mi Jurado por la atención brindada, comentarios y sugerencias para el mejoramiento del presente trabajo. Agradezco al Dr. Heriberto Pfeiffer Perea y al Dr. Pablo Maravilla Campillo por haber formado parte de mi comité tutoral, gracias por sus consejos y enseñanzas que fueron muy valiosas para la realización de esta tesis. Su guía siempre fue un faro en la oscuridad. Agradezco al I. Q. Iván Puente Lee de FQ, UNAM por los análisis de MEB y MET, al Dr. Gustavo Fuente Zurita de la UAMI por el préstamo del equipo multitareas, ISRI; al Dr. Alfonso Duran de FQ, UNAM por el préstamo del equipo de AA, a la Dra. Aida Gutierrez de FQ, UNAM por el préstamo del equipo de UV-VIS, al Dr. Fernando Mtz. y a la Dra. Mirza Romero del H. Gea González por el préstamo del equipo Bioteck y por su asesoría respectivamente, a la M. en C. Leticia García Montes de Oca por el apoyo en el Laboratorio de Ingeniería Ambiental del IINGEN y al Ing. Gustavo Cadena del IINGEN por su apoyo en el análisis financiero. Agradezco a la I.Q. Cecilia Medina Nolasco e I.Q. Xóchilt Soto Villanueva por su ayuda experimental y su amistad. Agradezco a mis compañeros y amigos del IINGEN, Agradezco a mis compañeros y amigos del Departamento de Ecología de Agentes Patógenos del H. Gea González por recibirme cordialmente en su grupo de trabajo. Doctorado en Ingeniería Ambiental DEDICATORIAS: A Dios y a la virgen de Juquila: por hacer de mí una contradicción: un investigador-creyente. A mis padres: † Prof. Agustín Morales Cruz Sra. Enedina Pérez Martínez Gracias por su apoyo A mis hermanas: Dra. Nivi Blanca Estela Morales Pérez C.P. Dinazar Morales Pérez Sra. Hilda Morales Pérez Con cariño y respeto A todos mis sobrinos: Oscarin, Iván, Betito, Betito Jr., Andy, Cindy, Wendy, Ericka y René Con todo mi amor A mi esposo: M. en C. Israel Efraín Pérez Campos Gracias por acompañarme en este largo camino Si te quiero es porque sos mi amor mi complice y todo y en la calle codo a codo somos mucho más que dos Mario Benedetti A mis amigas: Dra. Sara Nuñez Correa M. en C. Guillermina Rios Caloch Ing. Q. Sandra Arzate Salgado 1 Doctorado en Ingeniería Ambiental INDICE INDICE ................................................................................................................................... 1 LISTA DE TABLAS .............................................................................................................. 6 LISTA DE FIGURAS .......................................................................................................... 10 NOMENCLATURA Y ABREVIATURAS ......................................................................... 14 RESUMEN ........................................................................................................................... 15 INTRODUCCIÓN ................................................................................................................ 17 HIPÓTESIS .......................................................................................................................... 20 OBJETIVO GENERAL ....................................................................................................... 21 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ............................................................................................... 21 CAPITULO 1. MARCO TEÓRICO ................................................................. 22 1.1 Generalidades de los Ascaris lumbricoides y Ascaris suum ................................ 22 1.1.1 Ascaris lumbricoides ............................................................................................ 22 1.1.2 Ascaris suum ........................................................................................................ 22 1.1.3 Estructura, composición y tipos de huevos de Ascaris lumbricoides y suum ...... 23 1.1.4 Datos epidemiológicos de la ascariasis ................................................................ 25 1.1.5 Ciclo biológico del Ascaris lumbricoides ............................................................ 26 1.1.6 Procesos de remoción y de inactivación de huevos de Ascaris de aguas residuales .............................................................................................................................. 27 1.2 Generalidades del Reactivo de Fenton ................................................................. 34 1.2.1 Historia y definición del reactivo de Fenton ........................................................ 34 1.2.2 Tipos de procesos de Fenton ................................................................................ 36 1.2.3 Mecanismo y cinética química del reactivo de Fenton ........................................ 37 1.2.3.1 Mecanismo del reactivo de Fenton en fase homogénea ....................................... 37 1.2.3.2 Mecanismo del reactivo tipo Fenton en fase heterogénea ................................... 38 1.2.4 Principales aplicaciones del reactivo de Fenton en tratamiento de agua ............. 41 1.2.4.1 Proceso de oxidación ........................................................................................... 41 1.2.4.2 Proceso de desinfección ....................................................................................... 44 1.2.5 Parámetros de influencia del proceso de Fenton .................................................. 48 1.2.5.1 Efecto de la dosis de peróxido de hidrógeno ....................................................... 48 1.2.5.2 Efecto de la dosis de hierro .................................................................................. 49 1.2.5.3 Efecto del pH ....................................................................................................... 50 1.2.5.4. Efecto del tiempo de reacción .............................................................................. 51 1.2.5.5 Efecto de la temperatura ...................................................................................... 51 1.2.5.6 Sustancias que interfieren en la reacción de oxidación de compuestos orgánicos en los procesos de Fenton y tipo Fenton .............................................................. 51 1.2.5.7 Efecto del estado de oxidación del hierro (Fe+2 o Fe+3) ....................................... 54 1.2.5.8 Soporte ................................................................................................................. 57 1.2.5.9 Tamaño de partícula de la fase activa .................................................................. 57 1.2.5.10 Método de síntesis de nanopartículas de óxidos de hierro ................................... 61 1.2.5.11 Métodos de síntesis de Fe-Zeolita ........................................................................ 63 1.2.5.12 Sal precursora ....................................................................................................... 67 CAPITULO 2. METODOLOGÍA ..................................................................... 78 2.1 Materiales y Reactivos ......................................................................................... 78 2 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.1.1 Preparación de la suspensión stock de huevos de Ascaris suum.......................... 79 2.1.2 Preparación de la suspensión intermedia de huevos de Ascaris suum ................. 79 2.1.3 Preparación de las muestras de agua a tratar con huevos de Ascaris en los experimentos de inactivación ............................................................................... 80 2.1.4 Preparación de las soluciones para la determinación de la viabilidad de los huevos de A. suum ................................................................................................ 80 2.1.5 Reactivos para la síntesis de nanocatalizadores FeOx/C ..................................... 80 2.1.6 Reactivos para la síntesis de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 ............................. 80 2.1.7 Preparación de las soluciones intermedias de H2O2............................................. 80 2.1.8 Preparación de la solución de TiSO4 para la determinación de la concentración de H2O2 ..................................................................................................................... 81 2.1.9 Preparación del gel de agarosa para electroforesis de ácidos nucleícos .............. 81 2.1.10 Preparación de la solución de azul de coomassie para teñir geles de acrilamida para proteínas ....................................................................................................... 81 2.1.11 Preparación de la solución para desteñir el gel de acrilamida ............................. 81 2.2 Diseño de experimentos ....................................................................................... 82 2.2.1 Tamizado de variables en el sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de Fe-ZSM5 con H2O2 ......................................... 83 2.2.2 Optimización del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores Fe-ZSM5 con H2O2 ................................................................ 83 2.2.3 Tamizado de variables en el sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de FeOx/C con H2O2 ............................................ 84 2.2.4 Optimización del sistema de sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de FeOx/C con H2O2 ............................................ 85 2.3 Técnicas experimentales ...................................................................................... 85 2.3.1 Método de síntesis de los nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón (FeOx/C) .................................................................................................. 85 2.3.2 Método de síntesis de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 ....................................... 86 2.3.3 Determinación de la concentración y viabilidad de los huevos de Ascaris suum en la suspension stock y suspensión intermedia ....................................................... 86 2.3.4 Técnica experimental de las pruebas de inactivación de los huevos de Ascaris summ .................................................................................................................... 87 2.4 Técnicas analíticas ............................................................................................... 88 2.4.1 Técnica de tinción para la determinación del porcentaje de viabilidad ............... 88 2.4.2 Técnica de incubación para la determinación del porcentaje de viabilidad ......... 88 2.4.3 Técnica para la extracción de ácidos nucleicos de huevos de Ascaris suum ....... 89 2.4.4 Técnica para la extracción de proteínas de huevos de Ascaris suum ................... 90 2.4.5 Método iodométrico para la determinación de la concentración de las soluciones intermedias de H2O2 ............................................................................................. 91 2.4.6 Método colorimétrico para la determinación de la concentración residual de H2O2 (6x10-5 m < concentración < 10-3 m = 2.04 < concentración< 34 mg/L) ............ 92 2.4.7 Método colorimétrico para la determinación de la concentración de hierro lixiviado en las reacciones de inactivación de hA (0.01 – 5 mg/L) ..................... 92 2.4.8 Determinación del contenido de hierro ................................................................ 92 2.4.9 Determinación del área superficial ...................................................................... 93 3 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.4.10 Microscopía Electrónica de Barrido (MEB) y Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) .............................................................................. 93 2.4.11 Microscopía Electrónica de Transmisión (MET) y Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) .............................................................................. 93 2.4.12 Espectroscopía de UV-VIS .................................................................................. 94 2.4.13 Reducción a temperatura programada (TPR) ...................................................... 94 CAPITULO 3. RESULTADOS Y DISCUSION .............................................. 95 3.1 Inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 ..................................................................................................................... 95 3.1.1 Análisis estadístico de los resultados de las pruebas de optimización del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando Fe-ZSM5 con H2O2 ...... 95 3.1.1.1 Análisis de la variabilidad de los resultados ........................................................ 98 3.1.1.2 Análisis de varianza (ANOVA) ........................................................................... 98 3.1.1.3 Análisis de los efectos estandarizados ................................................................. 99 3.1.2 Superficie de respuesta del % de inactivación de hAs con el sistema de oxidación avanzada Fe-ZSM5 y H2O2 ................................................................................ 100 3.1.3 Cálculo de los valores óptimos del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 ............................................... 101 3.1.4 Características del catalizador óptimo Fe-ZSM5 ............................................... 104 3.1.4.1 Espectroscopia de UV-VIS ................................................................................ 104 3.1.4.2 Reducción a Temperatura Programada (TPR) de óxidos de hierro ................... 105 3.1.4.3 Diámetro de las nanopartículas depositadas en Fe-ZSM5 y sintetizadas bajo condiciones óptimas ........................................................................................... 107 3.1.4.4 Morfología del catalizador Fe-ZSM5 sintetizado bajo condiciones óptimas .... 109 3.1.4.5 Determinación de la Energía de Brecha (Bandgap) en el catalizador óptimo Fe- ZSM5 ................................................................................................................. 111 3.1.4.6 Propiedades texturales del catalizador Fe-ZSM5 óptimo .................................. 112 3.2 Inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema FeOx/C con H2O2 ............................................................................................................................ 115 3.2.1 Análisis estadístico de resultados de las pruebas de optimización sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando FeOx/C con H2O2 ........... 115 3.2.1.1 Análisis de la variabilidad de los resultados ...................................................... 118 3.2.1.2 Análisis de los efectos estandarizados ............................................................... 118 3.2.1.3 Análisis de varianza (ANOVA) ......................................................................... 122 3.2.2 Superficie de respuesta del % de inactivación de hA con el sistema de oxidación avanzada FeOx/C y H2O2 ................................................................................... 123 3.2.3 Cálculo de los valores óptimos del Proceso de Oxidación Avanzada FeOx/C con H2O2 ................................................................................................................... 123 3.2.4 Síntesis del catalizador FeOx/C óptimo ............................................................. 127 3.2.5 Caracterización del catalizador óptimo FeOx/C ................................................ 128 3.2.5.1 Morfología del catalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas ....... 128 3.2.5.2 Diametro de las partículas de FeOx producidas y soportadas bajo condiciones óptimas ............................................................................................................... 129 3.2.5.3 Propiedades texturales del catalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas ............................................................................................................... 132 4 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.5.4 Determinación de la Energía de Brecha (Bandgap) del nanocatalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas ................................................................. 135 3.2.6 Evaluación del daño a los ácidos nucleicos de huevos de Ascaris producido por el Proceso de Oxidación Avanzada ....................................................................... 137 3.2.6.1 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris sin tratamiento ............................... 137 3.2.6.2 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 ................................................................................................................... 138 3.2.6.3 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris tratados con el sistema FeOx/C con H2O2 ................................................................................................................... 139 3.2.7 Evaluación del daño a las proteínas de huevos de Ascaris producido por el Proceso de Oxidación Avanzada ....................................................................... 140 CAPITULO 4. .................................................................................................................... 143 4.1 Conclusiones ...................................................................................................... 143 4.2 Aportación a la ciencia ....................................................................................... 144 4.3 Recomendaciones .............................................................................................. 144 GLOSARIO ........................................................................................................................ 145 REFERENCIAS ................................................................................................................. 148 ANEXOS ............................................................................................................................ 170 ANEXO A1 ........................................................................................................................ 170 Reúso de aguas residuales como fuente alternativa para paliar la problemática del agua .................................................................................................................... 170 El sistema de drenaje del Valle de México y el empleo agrícola de sus aguas . 171 El agua negra como recurso hidráulico en la Cuenca del Valle de México ....... 174 Legislación para agua de reúso .......................................................................... 177 Métodos estudiados para disminuir la contaminación microbiológica de productos agrícolas regados con aguas residuales ............................................. 180 ANEXO A2 ........................................................................................................................ 183 Reglamento para el riego de cultivos con aguas negras (CHCVM, 1970) ........ 183 ANEXO A3 ........................................................................................................................ 184 Efectos de la Ascariasis en el humano ............................................................... 184 Cuadro Clínico ................................................................................................... 184 ANEXO A4 ........................................................................................................................ 185 Aplicaciones de la reacción tipo Fenton en fase heterogénea ............................ 185 ANEXO A5 ........................................................................................................................ 194 Especies de Hierro ............................................................................................. 194 ANEXO A6 ........................................................................................................................ 197 Metodología para el diseño de experimentos ..................................................... 197 Tamizado de variables (Screening of variables) ................................................ 198 Teoría de la optimización de procesos ............................................................... 199 ANEXO A7 ........................................................................................................................ 201 Matriz de experimentos ...................................................................................... 201 ANEXO A8 ........................................................................................................................ 205 Desarrollo de una nueva técnica de síntesis de nanocatalizadores de FeOx/C .. 205 Diámetro de las partículas soportadas por este método ..................................... 211 ANEXO A9 ........................................................................................................................ 216 5 Doctorado en Ingeniería Ambiental Efecto del % de Fe teórico sobre el hierro total soportado en los catalizadores FeOx/C sintetizados ........................................................................................... 216 ANEXO A10 ...................................................................................................................... 219 Análisis estadístico de los resultados de las pruebas del tamizado de variables del sistema FeOx/C con H2O2 .................................................................................. 219 Análisis de la probabilidad normal de los efectos estandarizados ..................... 221 Análisis de los efectos estandarizados ............................................................... 222 ANEXO A11 ...................................................................................................................... 225 Patrones de desorción de masas ......................................................................... 225 ANEXO A12 ...................................................................................................................... 236 Cinéticas de intercambio Fe-ZSM5 ................................................................... 236 ANEXO A13 ...................................................................................................................... 238 Técnica para la cuantificación de huevos de Ascaris de la suspensión stock .... 238 ANEXO A14 ...................................................................................................................... 240 Seguimiento de la viabilidad de la suspensión stock y suspensión intermedia utilizadas en las pruebas de inactivación. .......................................................... 240 ANEXO A15 ...................................................................................................................... 242 Implementación de la técnica experimental para las pruebas de inactivación de Ascaris summ. .................................................................................................... 242 ANEXO A16 Técnicas Analíticas ................................................................................... 246 Método iodométrico ........................................................................................... 246 Método colorimétrico para la determinación de la concentración residual de H2O2 (6x10-5 m < concentración < 10-3 m = 2.04 < concentración< 34 mg/L) .......... 248 Método colorimétrico para la determinación de la concentración de hierro lixiviado en las reacciones de inactivación de hAs (0.01–5mg/L) .................... 248 ANEXO A17 ...................................................................................................................... 250 Cálculo de la trayectoria de los radicales •OH en agua ...................................... 250 ANEXO A18 ...................................................................................................................... 251 Ácidos nucleicos ................................................................................................ 251 ANEXO A19 ...................................................................................................................... 255 Análisis Financiero ............................................................................................ 255 ANEXO A20 ...................................................................................................................... 260 Producción Científica ......................................................................................... 260 6 Doctorado en Ingeniería Ambiental LISTA DE TABLAS Tabla 1.1 Composición bioquímica de los huevos de Ascaris estimado como un porcentaje del total del peso del huevo seco (Quilès et al., 2006)......................................... 24 Tabla 1.2 Procesos biológicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos .............................................................................................................. 28 Tabla 1.2 Procesos biológicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos (continuación) ..................................................................................... 29 Tabla 1.3 Procesos fisicoquímicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos ......................................................................................................... 30 Tabla 1.4 Procesos de oxidación para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos .............................................................................................................. 30 Tabla 1.5 Procesos de oxidación avanzada para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos ............................................................................................. 31 Tabla 1.6. Potenciales de reducción de especies radicales relevantes para el tratamiento de aguas residuales (Ox + e- → Red) (Emmi y Takács, 2008) ................................ 35 Tabla 1.7. Reacciones reportadas para el mecanismo del reactivo de Fenton...................... 37 Tabla 1.8. Constantes de velocidad (k [=] L/mol s) del radical hidroxilo en comparación con el ozono molecular para algunos compuestos orgánicos (Domènech et al., 2001) .................................................................................................................... 40 Tabla 1.9. Compuestos orgánicos susceptibles de ser oxidados mediante el reactivo Fenton (Espinoza y González, 1999) ............................................................................... 42 Tabla 1.10. Proceso de desinfección mediante la reacción tipo Fenton en fase heterogénea .............................................................................................................................. 45 Tabla 1.11 Parámetros de influencia en el proceso de Fenton ............................................. 48 Tabla 1.12 Constantes cinéticas de reacción del radical hidroxil con algunas especies reactivas (Grebel et al., 2010) .............................................................................. 52 Tabla 1.13 Ventajas y desventajas de los diferentes medios de intercambio iónico ............ 66 Tabla 1.14 Factores y valores utilizados en estudios de síntesis de Fe-ZSM5 ..................... 67 Tabla 1.15a Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz 69 Tabla 1.15b Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 70 Tabla 1.15c Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 71 Tabla 1.15d Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 72 Tabla 1.15e Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 73 Tabla 1.15f Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 74 Tabla 1.15g Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase Heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 75 Tabla 1.15h Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 76 7 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15i Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) ...................................................................................................... 77 Tabla 2.1 Valores reales de los niveles codificados para cada factor ................................... 83 Tabla 2.2 Valores reales o naturales de los niveles codificados para cada factor experimental optimizado en el sistema de oxidación avanzada con Fe-ZSM5 y H2O2 para la inactivación de hAs ......................................................................... 84 Tabla 2.3 Valores reales de los niveles codificados para cada factor ................................... 84 Tabla 2.4 Valores reales o naturales de los niveles codificados para cada factor experimental optimizado en el sistema de oxidación avanzada con FeOx/C y H2O2 para la inactivación de hA .......................................................................... 85 Tabla 3.1 Matriz de experimentos de la optimización del sistema Fe-ZSM5 con H2O2. .... 97 Tabla 3.2 Análisis de varianza (ANOVA) para el diseño de optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum. ................... 99 Tabla 3.3 Valores de las siete variables experimentales evaluadas para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema Fe- ZSM5 con H2O2 ................................................................................................. 102 Tabla 3.4 Valores del porcentaje de inactivación de hAs obtenidos bajo condiciones óptimas de operación del sistema de oxidación Fe-ZSM5 y H2O2 .................... 102 Tabla 3.5 Cuadro comparativo de los porcentajes de inactivación obtenidos con diferentes sistemas .............................................................................................................. 103 Tabla 3.6 Parámetros texturales obtenidos mediante la ecuación BET .............................. 113 Tabla 3.7 Matriz de experimentos para la optimización del sistema FeOx/C con H2O2. .. 117 Tabla 3.8 Datos numéricos de la deconvolución del patrón de masas de desorción de NO ............................................................................................................................ 121 Tabla 3.9 Análisis de varianza (ANOVA) para el diseño de optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum. ................. 122 Tabla 3.10 Valores de cuatro variables del sistema de oxidación avanzda FeOx/C con H2O2 para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum. ............................................................................................................................ 124 Tabla 3.11 Valores de las siete variables experimentales evaluadas para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema FeOx/C con H2O2 ............................................................................................... 124 Tabla 3.12 Valores del porcentaje de inactivación de hAs obtenidos bajo condiciones óptimas ............................................................................................................... 125 Tabla 3.13 Cuadro comparativo de los porcentajes de inactivación obtenidos con diferentes sistemas .............................................................................................................. 126 Tabla 3.14 Propiedades físicas calculadas a partir de la ecuación BET ............................. 133 Tabla 3.15. Concentraciones de ácido nucleico extraído de huevos de helminto antes y después de reacción y de muestras de rata como control ................................... 137 Tabla 3.16 Concentración de proteínas en los extractos obtenidos para hAs sin tratamiento y tratados con los dos sistemas desarrollados. ................................................... 141 Tabla A1.1 Usos del agua residual tratada. ........................................................................ 170 Tabla A1.2 Distritos de riego que usan aguas negras ......................................................... 172 Tabla A1.3 Agua Potable y saneamiento en el Programa de sustentabilidad hídrica de la cuenca del Valle de México. .............................................................................. 176 8 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A1.4. Límites máximos permisibles de contaminantes en aguas residuales tratadas. ............................................................................................................................ 178 Tabla A1.5 Límites máximos permisibles para contaminantes básicos en aguas residuales con fines de reúso (NOM-001-SEMARNAT-1996). ......................................... 178 Tabla A1.6 Guía de calidad microbiológica recomendada por la OMS para uso del agua residual en agriculturaa. ...................................................................................... 179 Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ............................................................................................ 185 Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) .................................................................... 186 Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) .................................................................... 187 Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ........................................................................................................ 187 Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) ................................................................................ 188 Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) ................................................................................ 189 Tabla A4.3 Degradación catalítica de combustibles mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ........................................................................................................ 190 Tabla A4.3 Degradación catalítica de combustibles mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) ................................................................................ 191 Tabla A4.4 Degradación catalítica de fármacos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ........................................................................................................ 191 Tabla A4.5 Tratamiento de aguas residuales y lixiviados mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ................................................................................................. 192 Tabla A4.6 Tratamiento de pesticidas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ............................................................................................................................ 192 Tabla A4.7 Tratamiento de detergentes y solventes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ........................................................................................................ 192 Tabla A4.8 Tratamiento de compuestos orgánicos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea ........................................................................................................ 193 Tabla A4.9 Tratamiento de compuestos orgánicos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) ................................................................................ 193 Tabla A5.1 Oxihidróxidos, hidróxidos y óxidos de hierro ................................................. 194 Tabla A5.2 Propiedades Generales de los principales compuestos de hierro (Sanchez, 2006) ............................................................................................................................ 196 Tabla A7.1 Matriz de experimentos del tamizado de variables del sistema FeOx/C con H2O2. .................................................................................................................. 201 Tabla A7.3 Matriz de experimentos del tamizado de variables del sistema Fe-ZSM5 con H2O2. .................................................................................................................. 203 Tabla A8.1. Parámetros de la síntesis ................................................................................. 205 Tabla A8.2 Datos numéricos de la deconvolución del patrón de masas de NO ................. 210 Tabla A8.3 Características de las nanopartículas identificadas en P2 ................................ 215 Tabla A8.4 Características de las nanopartículas de la prueba P3 ..................................... 215 Tabla A9.1 Contenido de Fe y condiciones de síntesis de los catalizadores de FeOx/C ... 217 9 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A10.1 Cuadro comparativo entre los experimentos 2 y 16 ...................................... 223 Tabla A14.1. Viabilidad inicial de la suspensión stock determinada mediante el método de tinción con azul tripano. ..................................................................................... 240 Tabla A14.2 Viabilidad de la suspensión stock determinada por el método de incubación ............................................................................................................................ 241 Tabla A18.1 Comparación entre el RNA y DNA ............................................................... 253 Tabla A18.2 Tipos de mutaciones en el genóma ................................................................ 254 Tabla A19.1 Resultados comparativos del costo del catalizador FeOx/C para cuatro flujos a tratar (23, 1, 0.5, 0.1 m3/s) ................................................................................. 257 Tabla A19.2 Resultados comparativos del costo del agua desinfectada para cuatro flujos a tratar (23, 1, 0.5, 0.1 m3/s) ................................................................................. 258 Tabla A20.1 Artículos científicos, patentes y congresos asistidos ..................................... 260 10 Doctorado en Ingeniería Ambiental LISTA DE FIGURAS Figura 1.1 Ejemplares de Ascaris suum. ............................................................................. 23 Figura 1.2 Hembra y macho de Ascaris suum..................................................................... 23 Figura 1.3 Micrografia de un huevo de Áscaris suum obtenida con microscopio óptico (Quilés et al., 2006) ........................................................................................... 24 Figura 1.4 Clasificación de los tipos de huevos de Ascaris (Rojas et al., 1996) ................ 25 Figura 1.5 Tipos de procesos Fenton (Pignatello et al., 2006; Garrido et al., 2010) .......... 36 Figura 1.6 Distribución de catalizadores tipo Fenton utilizados para el tratamiento de contaminantes recalcitrantes .............................................................................. 43 Figura 1.7 Contaminantes recalcitrantes tratados por la reacción tipo Fenton en fase heterogénea utilizada para el tratamiento de agua ............................................. 44 Figura 1.8 Especies de hierro utilizadas en la reacción tipo Fenton ................................... 55 Figura 1.9 Representación esquemática de las diferentes especies de hierro identificadas en Fe-ZSM5 (Pérez-Ramírez et al., 2002) ............................................................. 57 Figura 1.10 Procesos que ocurren en la interfaz semiconductor-electrolito bajo iluminación (Domènech et al., 2001). ................................................................................... 61 Figura 1.11 Artículos publicados sobre la síntesis de Fe/ZSM5 entre 1991 - 2008 ............. 64 Figura 2.1 Diagrama para la preparación de TiSO4 ............................................................ 81 Figura 2.2 Método Bradford ............................................................................................... 91 Figura 3.1 % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y catalizadores Fe-ZSM5. .................................................................................. 96 Figura 3.2 Gráfica de los errores residuales en función de los valores estimados para el % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema de oxidación avanzada de Fe-ZSM5 con H2O2 ....................................................................... 98 Figura 3.3 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la optimización del sistema Fe- ZSM5 con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum ................. 100 Figura 3.4 Superficie de respuesta del % de inactivación de huevos de Ascaris suum con el sistema FeOx/C con H2O2. (Factor C = 120 min y Factor D = 425°C) ........... 101 Figura 3.5 Espectro de absorción de UV-VIS del catalizador óptimo Fe-ZSM5 ............. 105 Figura 3.6 Representación esquemática de las diferentes especies de hierro identificadas en Fe-ZSM5, iones aislados a) dentro de la estructura (substitución isomórfa), b) en posiciones catiónicas en los canales de la zeolita, c) binucleares y, en general, complejos de hierro oligonucleares en posiciones extra-red, d) nanopartículas de óxidos de hierro FeOx de tamaño ≤ 2nm, e) partículas grandes de Fe2O3 de una amplia distribución de tamaños (desde 25 nm) localizados en la superficie del cristal de la zeolita (Pérez-Ramírez et al., 2002). ...................................................................................................................... 106 Figura 3.7 TPR del catalizador óptimo Fe-ZSM5 (30) ..................................................... 107 Figura 3.8 Micrografias del catalizador óptimo Fe-ZSM5 con electrones retrodispersados .. ...................................................................................................................... 108 Figura 3.9 Histograma de los tamaños de partícula obtenidos de la micrografía de MET para el nanocatalizador Fe-ZSM5 sintetizado bajo condiciones óptimas. ....... 109 Figura 3.10 Micrografias de la zeolita Na-ZSM5 con electrones retrodispersados ............ 110 Figura 3.11 Micrografia del catalizador Fe-ZSM5 con electrones secundarios ................. 111 11 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.12 Energía de brecha en el catalizador óptimo Fe-ZSM5 .................................... 112 Figura 3.13 Isotermas de adsorción de N2 de la zeolita antes del intercambio (Na-ZSM5), después del método de síntesis bajo condiciones óptimas (Fe-ZSM5-OPT) y del catalizador óptimo después de la reacción de inactivación de hAs (Fe-ZSM5- dr). .................................................................................................................. 113 Figura 3.15 % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y nanocatalizadores FeOx/C. ........................................................................... 116 Figura 3.16 Gráfica de los errores residuales en función de los valores estimados para el % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema de oxidación avanzada de FeOx/C con H2O2 ........................................................................ 118 Figura 3.17 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris ......................... 119 Figura 3.18 Espectro de masas de las emisiones provenientes de la descomposición del nitrato de hierro (III) soportado con alcohol isopropílico durante la calcinación de los catalizadores FeOx/C ............................................................................ 120 Figura 3.19 Deconvonlución del patrón de masas de monóxido de nitrógeno (NO) obtenido en la descomposición de Fe(NO3)3 .................................................................. 121 Figura 3.20 Superficie de respuesta del % de inactivación de huevos de Ascaris suum con el sistema FeOx/C con H2O2. (Factor C = 120 min y Factor D = 120 min) ........ 123 Figura 3.21 Patrón de desorción de gases durante la síntesis del nanocatalizador FeOx/C óptimo .............................................................................................................. 127 Figura 3.22 Micrografía de los granos de carbón obtenida con electrones secundarios ........... .................................................................................................................. 128 Figura 3.23 Micrografia de carbón obtenida con electrones secundarios ........................... 129 Figura 3.24 Micrografía de carbón obtenida con electrones retrodispersados.................... 130 Figura 3.25 Micrografía de FeOx/C obtenida con electrones retrodispersados .................. 131 Figura 3.26 Isotermas de fisisorción de N2 para carbón activado, catalizador FeOx/C optimo y el catalizador FeOx/C después de la reacción .............................................. 132 Figura 3.27 Distribución del tamaño de microporo obtenido por el método MP ............... 134 Figura 3.28 Energía de brecha del nanocatalizador FeOx/C sintetizado en condiciones óptimas ............................................................................................................. 136 Figura 3.31 Imagen digital del gel de agarosa teñido con bromuro de etidio; carril 1: pesos moleculares en pares de bases (pb); carriles 2 a 4: DNA de rata (P1 a P3 respectivamente); carriles 5 y 6: DNA y RNA total de huevos de Ascaris antes de la reacción tipo Fenton; carril 7: DNA y RNA total de huevos de Ascaris después de la reacción tipo Fenton .................................................................. 140 Figura 3.32 Curva de calibración utilizada en el método Bradford .................................... 141 Figura 3.33 Imagen digital del gel de acrilamida teñido con azul de coomasie; carril 1: pesos moleculares de amplio rango; carril 2: extracto proteínico de hAs antes de la reacción tipo Fenton; carril 3: extracto proteínico de hA tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2, carril 4: extracto proteínico de hAs tratados con el sistema FeOx/C con H2O2. .............................................................................. 142 Figura A1.1 Esquema del sistema de drenaje elaborado en el año 2000. ..................... 174 Figura A6.1 Diseño 2k para el tamizado de variables con tres factores experimentales cada uno con dos niveles ................................................................................. 199 12 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A6.2 Diseño central compuesto centrado en las caras para la optimización con tres factores (● puntos del diseño factorial, ○ puntos axiales y □ punto central) .. .................................................................................................................. 200 Figura A8.1 Espectro de masas de la prueba P2 (8 * 10-6 torr) ................................... 206 Figura A8.2 Espectro de masas de la prueba P3 (8*10-6 torr) ..................................... 207 Figura A8.4 Deconvonlución del patrón de masas de NO ............................................ 210 Figura A8.5 Micrografía de P1 a 15.12KX con electrones retrodispersados ................ 211 Figura A8.6 Micrografía de P1 a 5KX con electrones retrodispersados ....................... 211 Figura A8.7 Micrografía de P1 a 10KX con electrones retrodispersados ..................... 212 Figura A8.8 Análisis elemental superficial (EDS) de la prueba 2. ............................... 212 Figura A8.9 a) Micrografía con electrones retrodispersos y b) mapeo de Fe de la prueba P2 .................................................................................................................. 213 Figura A8.10 Micrografías de Transmisión de la prueba P2 en Campo Oscuro ............ 214 Figura A8.12 Micrografías de transmisión de la prueba P3 en campo oscuro................ 215 Figura A9.1 Superficie de respuesta del porcentaje de Fe soportado como función del hierro teórico y la temperatura. ........................................................................ 218 Figura A9.2 Gráfica de Pareto para el contenido de Fe medido ................................... 218 Figura A10.1 Porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y nanocatalizadores FeOx/C ...................................................... 220 Figura A10.2 Gráfico normal de los efectos de los factores y sus interacciones evaluados en el diseño experimental ................................................................................ 222 Figura A10.3 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la reacción de inactivación de HH aplicando Fenton heterogéneo con nanocatalizadores FeOx/C ........... 223 Figura A11.1 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 1 ................................. 226 Figura A11.2 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 2 ................................. 226 Figura A11.3 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 3 ................................. 227 Figura A11.4 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 4 ................................. 227 Figura A11.5 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 5 ................................. 227 Figura A11.6 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 6 ................................. 228 Figura A11.7 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 7 ................................. 228 Figura A11.9 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 10 ............................... 228 Figura A11.11 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 12............................ 229 Figura A11.12 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 13............................ 229 Figura A11.13 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 14............................ 229 Figura A11.16 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 1 del bloque 2 ......... 230 Figura A11.17 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 2 del bloque 2 ......... 230 Figura A11.18 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 3 del bloque 2 ......... 231 Figura A11.19 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 4 del bloque 2 ......... 231 Figura A11.21 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 6 del bloque 2 ......... 232 Figura A11.22 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 7 del bloque 2 ......... 232 Figura A11.23 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 8 del bloque 2 ......... 233 Figura A11.28 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 13 del bloque 2 ....... 234 Figura A11.29 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 14 del bloque 2 ....... 234 Figura A12.1 Cinéticas de intercambio iónico de Fe con la zeolita Na-ZSM5 con los niveles alto y bajo. ........................................................................................... 237 Figura A13.1 Acercamiento de la cuadrícula de la cámara Neubauer. ........................... 238 13 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A15.1 Filtrado en malla 100 ................................................................................ 242 Figura A15.2 Licor madre después del filtrado............................................................... 243 Figura A15.3 Solución después de 58 minutos de agitación. ......................................... 243 Figura A15.4 Filtrado de la suspensión de la corrida 5 en malla 100 ............................. 244 Figura A15.5 Foto de huevos de Ascaris summ .............................................................. 244 Figura A15.6 Foto de huevos de Ascaris summ .............................................................. 245 Figura A16.1 Diagrama de flujo para la determinación de la concentración de H2O2 ... 247 Figura A16.2 Diagrama de flujo para la medición en el espectrofotómetro ................... 249 Figura A18.1 Nucleobases identificadas en el DNA a) citosina, b)timina , c) guanina y d) adenina (imágenes tomadas de Wikipedia, 2010) ........................................... 252 Figura A18.2 Estructura química del DNA: dos cadenas de nucleótidos conectadas mediante puentes de hidrógeno, que aparecen como líneas punteadas (imágenes tomadas de Wikipedia, 2010) .......................................................................... 253 Figura A19.1 Costo del catalizador FeOx/C en función del flujo a tratar ...................... 258 Figura A19.2 Costo del agua desinfectada en función del flujo a tratar ......................... 259 14 Doctorado en Ingeniería Ambiental NOMENCLATURA Y ABREVIATURAS AA Absorción Atómica C Carbón Activado CHCVM Comisión Hidrológica de la Cuenca del Valle de México CONAGUA Comisión Nacional del Agua DBO Demanda Bioquímica de Oxígeno DRX Difracción de rayos X ES Electrones Secundarios eV Electrón voltios Fe Hierro FeOx/C Catalizador de óxidos de hierro sobre carbón activado LQ1000 Fe-ZSM5 Catalizador de hierro intercambiado en zeolita ZSM5 Fig. Figura Ha hectáreas hAs Huevos de Ascaris suum hAl Huevos de Ascaris lumbricoides hH Huevos de helminto JCPDS Joint Committee of Powder Difraction Standard LAN Ley de Aguas Nacionales LGEEPA Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente MEB Microscopía Electrónica de Barrido MET Microscopía Electrónica de Transmisión mg miligramos min minutos NOM Norma Oficial Mexicana OMS Organización Mundial de la Salud (WHO, por sus siglas en inglés) POA Procesos de Oxidación Avanzada PTAR Planta de Tratamiento de Aguas Residuales QBSD Electrones Retrodispersados ROS Especies Reactivas de Oxígeno (por sus siglas en inglés) SEMARNAT Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales TPR Reducción a Temperatura Programada L microlitros % Fe Porcentaje de Hierro °C Grados Celsius 15 Doctorado en Ingeniería Ambiental RESUMEN En este manuscrito de tesis se presenta el proyecto de investigación doctoral denominado “Sistemas de inactivación de huevos de Ascaris suum presentes en agua basados en nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón activado y zeolita ZSM5”. El objetivo general de este proyecto fue: “Desarrollar un sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum presentes en agua, basado en la reacción tipo Fenton en fase heterogénea con nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón activado (FeOx/C) para la descomposición de H2O2 en especies reactivas de oxígeno, igual o más eficiente que el sistema Fe-zeolita ZSM5 y H2O2”. Antes de describir este estudio, es conveniente mencionar, por una parte, que constituye una aportación importante en el área de procesos de tratamiento de agua ya que contribuye a resolver las desventajas técnicas, económicas y ambientales del tradicional proceso de Fenton en fase homogénea (PFHOMO). Las desventajas de PFHOMO son principalmente los altos costos de operación del sistema por el uso de valores de pH muy ácidos, pérdida del catalizador y manejo, estabilización y disposición de lodos ácidos clasificados como residuos peligrosos. Por otra parte, el sistema desarrollado de inactivación de parásitos se presentó en una solicitud de registro de patente (MX/a/2012/000450) ingresada en el IMPI y en una publicación en revista internacional indexada. La metodología de este trabajo se desarrolló en ocho etapas que se listan a continuación: a) selección de los tipos y del método de síntesis de nanocatalizadores a evaluar en la inactivación de hAs, b) Elaboración del diseño experimental de las pruebas de síntesis de nanocatalizadores y de inactivación de hAs, c) Síntesis y caracterización fisicoquímica de nanocatalizadores producidos, d) Realización de pruebas de inactivación de hAs, e) Análisis estadístico de resultados y cálculo de las condiciones óptimas de síntesis de los nanocatalizadores tipo Fenton por los dos sistemas de síntesis, f) Determinación de la eficiencia de inactivación de hAs utilizando las condiciones óptimas de síntesis y del POA, g) Caracterización fisicoquímica de los dos nanocatalizadores sintetizados bajo condiciones óptimas, h) Evaluación del daño genético en los hAs inactivados bajo condiciones óptimas. La selección de los procesos de síntesis del nanocatalizador a desarrollar (FeOx/C) y del nanocatalizador testigo (Fe-zeolita ZSM5 ) se realizó con base en la información reportada en literatura. Los procesos seleccionados para la síntesis de FeOx/C fueron: impregnación incipiente (utilizando alcohol isopropílico como solvente de la sal precursora de hierro), dispersión de las partículas por acción del mismo alcohol isopropílico y de ultrasonido y, un tratamiento térmico como última etapa. El método de síntesis de Fe- zeolita ZSM5 fue el de intercambio iónico siguiendo el método de Long y Yang (2001). Las pruebas preliminares de síntesis de FeOx/C se realizaron para determinar los intervalos de las variables a evaluar en las pruebas de optimización. En las pruebas de optimización de los dos sistemas de inactivación de huevos de Ascaris suum (hAs) se aplicó un diseño de experimentos de la metodología de superficie de respuesta (MSR). Para cada sistema se realizó el tamizado de las variables de influencia y posteriormente se hizo la optimización. Los soportes (blancos) y los nanocatalizadores sintetizados se utilizaron junto con H2O2 en el proceso tipo Fenton en fase heterogénea a pH neutro en las pruebas de inactivación 16 Doctorado en Ingeniería Ambiental hAs. La reacción se realizó en un matraz de polimetilpentano conteniendo 150 mL de una suspensión de 2 hAs/mL preparada en agua destilada a pH = 7. Los nanocatalizadores sintetizados bajo condiciones óptimas se caracterizaron determinando los siguientes parámetros mediante las correspondientes técnicas analíticas: el contenido de hierro se cuantificó por Absorción Atómica (AA), el área superficial y la porosidad se midieron por la técnica de adsorción física de nitrógeno, la morfología superficial se observó mediante la técnica de microscopía electrónica de barrido (MEB), el tamaño de las nanopartículas soportadas se calcularon con la paquetería Image y con las micrografías obtenidas por microscopía electrónica de transmisión (MET) y la identificación de especies de hierro se hizo mediante espectroscopía de UV-Vis y por reducción a temperatura programada (TPR). En las pruebas de optimización del sistema Fe-ZSM5 y H2O2, se obtuvieron cinco condiciones de reacción que produjeron porcentajes de inactivación superiores a 70%. La relación másica Fe/H2O2 y su interacción con el tiempo de intercambio tuvieron un efecto significativo y positivo sobre el porcentaje de inactivación de hAs. El tiempo de intercambio y sus interacciones con el tiempo de reacción y la temperatura de calcinación, así como también las interacciones tiempo de reacción-temperatura de calcinación tuvieron un efecto negativo sobre el porcentaje de inactivación de hAs, con 95% de nivel de confianza. El porcentaje de inactivación de hAs calculado con el modelo estadístico para las condiciones óptimas de síntesis del nanocatalizador Fe-ZSM5 y de oxidación de hAs fue de 71.19%, inferior al valor medido experimentalmente (82.31 ± 2.11% de inactivación) (89.08 ± 2.28 % inactivación/mg H2O2). Este último dato es 10.75 veces superior respecto al porcentaje obtenido por el sistema soporte-peróxido de hidrógeno. En el catalizador óptimo Fe-ZSM5 se identificaron cuatro especies de hierro presentes: Fe3+ en coordinación tetraedral y octahedral, así como complejos oligoméricos en posiciones intra y extra-red. Los complejos oligoméricos formaron nanopartículas que se observaron por MET. Para el sistema FeOx/C con H2O2, en las pruebas de optimización, tres condiciones de reacción produjeron porcentajes de inactivación de hAs superiores a 75%. La relación másica Fe/H2O2 y la interacción temperatura-temperatura de calcinación tuvieron un efecto significativo positivo sobre el porcentaje de inactivación. La temperatura de calcinación y la interacción relación másica Fe/H2O2 -tiempo de reacción tuvieron un efecto negativo sobre el porcentaje de inactivación, con un 95% de nivel de confianza. El porcentaje de inactivación calculado con el modelo estadístico para condiciones óptimas de síntesis del nanocatalizador FeOx/C con H2O2 y de oxidación de hAs fue de 75.32%; el porcentaje medido experimentalmente (72.15 ± 5.37 % de inactivación) (7.8 ± 0.58 % de inactivación/mg H2O2) fue similar al valor calculado. El catalizador sintetizado bajo condiciones óptimas superó 4.12 veces el porcentaje obtenido empleando sólo el carbón y fue 5 veces superior a utilizar sólo peróxido. Las nanopartículas de FeOx depositadas, mediante el método desarrollado en este trabajo, sobre la superficie del carbón activado se observaron por MET y en la distribución de microporosidad obtenida se observó que éstas nanopartículas se depositaron preferentemente sobre los microporos con diámetros mayores a 0.6 nm disminuyendo 10.8% el área superficial específica. Las especies ROS producidas con el sistema de oxidación tipo Fenton en fase heterogénea FeOx/C y H2O2, degradaron el RNA lo que sugiere que se produjo un daño al metabolismo genético. Debido a que no se observaron las bandas ribosomales (28S y 18S) y se observó la degradación de las proteínas se sugiere que el daño fue irreversible. A diferencia del sistema Fe-ZSM5 y H2O2 con el que no se observó este tipo de daño. 17 Doctorado en Ingeniería Ambiental INTRODUCCIÓN “El agua y el saneamiento son de los principales motores de la salud pública. Suelo referirme a ellos como “salud 101”, lo que significa que en cuanto se pueda garantizar el acceso al agua salubre y a instalaciones sanitarias adecuadas para todos, independientemente de la diferencia de sus condiciones de vida, se habrá ganado una importante batalla contra todo tipo de enfermedades.” (Dr. Lee Jong- Wook, Director General, OMS, 2004). Las helmintiasis son enfermedades parasitarias que afectan a más de 1500 millones de personas en todo el mundo, casi el 24% de la población mundial (OMS, 2012). De acuerdo a datos reportados por la OMS existen 1221 millones de personas infectadas por Ascaris lumbricoides, de las cuales cerca del 20% llegan a fallecer por esta causa. En México la tasa de morbilidad promedio por esta parasitosis es de 33% (Jimenez, 2007a). La infección se asocia típicamente a la ingesta de suelo, pero también es importante la ingesta de verduras, frutas y agua contaminadas con huevos de Ascaris lumbricoides (hAl). Diversos estudios evidencian que el riesgo de transmisión debido al consumo de comida contaminada puede incrementarse como consecuencia de la presión por minimizar el uso de fertilizantes artificiales y promover el uso de aguas residuales como un fertilizante orgánico para el riego de cultivos (Scoot, 2008; OMS, 1989). Un estudio realizado con vegetales provenientes de los mercados urbanos en Ghana reveló que existían hAl en 60% de las lechugas, 55% de las coles y 65% de cebollas, con contenidos promedios respectivamente de 1.1, 0.4 y 2.7 hAl/ g de lechuga, col y cebolla (Amoah et al., 2006). Valores similares se encontraron en México, en fresas regadas con agua residual contaminada con heces fecales y cultivadas en Irapuato, Guanajuato y en Zamora, Michoacan. La contaminación remanente en el fruto fue evaluada mediante observación directa, flotación y sedimentación. En las fresas se encontraron un huevo de Ascaris, bajos valores de protozoan cysts y no se encontraron huevos de Taenia (Spíndola et al., 1996). Por otra parte, Engelbert (1985) puso en evidencia la relación entre la utilización de aguas residuales para el riego de cultivos y el riesgo de transmisión de los microorganismos patógenos de los trabajadores del campo, sus familias y los consumidores. Además, Cifuentes et al., (1993) reportaron una alta correlación entre el número de infecciones gastrointestinales y el consumo de verduras regadas con aguas residuales. El uso de aguas residuales para riego agrícola es una práctica común en diferentes países alrededor del mundo (Ben Ayed et al., 2009; Jimenez, 2007a; Al Salem y Abouzaid, 2006; Kettani y Azzouzi, 2006; Cutolo et al., 2006; Pescod, 1992) debido a que son una fuente invaluable de agua y nutrientes. En México, esta práctica es muy antigua y se usa principalmente en campos de cultivo, por ejemplo, la salida de un gasto constante de aguas residuales (45 m3/s) provenientes de la Ciudad de México a través del Gran Canal del Desagüe, propició, desde el año de 1910 a la fecha, su uso en zonas agrícolas de la Región 18 Doctorado en Ingeniería Ambiental de El Mezquital, Hgo., en el Valle de Tula (Anexos A1 y A2). Sin embargo, el uso de agua residual para riego agrícola representa un importante riesgo a la salud pública, por el alto contenido de microorganismos patógenos presentes particularmente en países en desarrollo. A ese respecto, Navarro y Jimenez (2011) reportaron contenidos de huevos de helmintos (hH) de 70-3000 hH/L en aguas municipales y de 70-735 hH/g en lodos (en países en desarrollo), que son significativamente mayores al valor recomendado por la Organización Mundial de la Salud (WHO, 1989) para agua utilizada en riego agrícola (< 1 hH/L). En México, los contenidos de huevos de helminto en aguas residuales de ciudades mexicanas oscilan entre 7 y 94 hH/L de los cuales el 90% son hAl (Jimenez, 2001). Estos valores son superiores a los límites máximos permisibles establecidos en la NOM-003-SEMARNAT-1997. Esta norma indica para las descargas vertidas a suelo (uso en riego agrícola), un valor máximo de 1 hH/L para riego restringido y de 5 hH/L para riego no restringido. La normatividad de Túnez también adoptó estos valores como límite permitido (Layla et al., 2010). El problema es que los hAl tienen 4 capas de 3 a 4 m de espesor por lo que son altamente resistentes a los procesos de desinfección comúnmente aplicados en las plantas de tratamiento de aguas residuales, manteniendo su viabilidad por largos periodos y bajo condiciones ambientales extremas (Browel y Nelson, 2006). De los diversos tratamientos que se han aplicado con éxito para tratar aguas residuales con contaminantes recalcitrantes, el reactivo de Fenton es una de las opciones más factibles, desde el punto de vista técnico y económico (Solís, 2009). Este método de tratamiento de agua se clasifica como un proceso de oxidación avanzada (POA) debido a que genera especies reactivas al oxígeno mediante la descomposición de peróxido de hidrógeno utilizando metales de transición como catalizadores. El catalizador más utilizado para la producción de especies reactivas de oxígeno (ROS, por sus siglas en inglés, siendo los radicales •OH los más oxidantes) son las sales de hierro. La sales de hiero son abundantes, realtivamente económicas e inocuas. Bandala et al., (2007) reportaron que las especies reactivas del oxígeno producidas en los POA’s degradan los componentes de las capas protectoras de patógenos resistentes y, consecuentemente reducen su viabilidad (inactivación del hAl). Las ROS producidas en este proceso y sus diversas modificaciones (combinado con luz solar y UV, electrogeneración de peróxido de hidrógeno y iones de hierro, entre otros) permiten alcanzar remociones superiores a 90% del contenido de compuestos orgánicos recalcitrantes presentes en altas concentraciones en agua (Pignatello et al., 2006; Garrido et al., 2010; Liu et al., 2012; Zhang et al., 2012b; Kasiri et al., 2008; Zhou et al., 2011; Galeano et al., 2011; Gajovic et al., 2011). Sin embargo, pocos estudios se han identificado sobre la aplicación de este proceso para la inactivación de patógenos. En el caso de agua dopada con huevos de helminto, Ramírez et al. (2006) reportaron una inactivación de 66.83% para hAs, para un agua contaminada con 500 hAs/L, usando el proceso de Fenton en fase 19 Doctorado en Ingeniería Ambiental homogénea con luz UV a pH de 3. Guízar et al. (2007) reportaron 49% de inactivación de hAl utilizando Fenton homogéneo con luz solar (2380 mg/L de H2O2, Fe/H2O2 = 0.12, 90 min a pH =3). Posteriormente, Solís (2009) mejoró los primeros resultados mencionados, obteniendo 87.02 % y 87.93% de inactivación de hAs para el reactivo de Fenton en fase homogénea sin y con luz UV respectivamente a pH de 3. Estos resultados son relativamente aceptables debido a que este proceso presenta tres principales desventajas. 1) Es necesario, para que sea eficiente, operar el proceso a pH muy ácido (alrededor de un valor de 3). 2) Existe pérdida de hierro y este catalizador tiene que ser adicionado constamente ya que no puede ser recuperado al final del tratamiento. 3) Existe la generación de lodos ácidos (residuos peligrosos que incrementa significativamente el costo del proceso). El uso de catalizadores de óxidos de hierro (másicos o soportados en materiales porosos) para la reacción tipo Fenton en fase heterogénea ha permitido paliar esos problemas, en particular porque operan eficientemente a pH neutro y se evita la pérdida del Fe. Combinando la eficiencia del proceso homogéneo con las ventajas del catalizador heterogéneo, estos materiales muestran ser eficientes para el tratamiento de contaminantes recalcitrantes (Garrido et al., 2010). Debido a lo anterior, el desarrollo de métodos de síntesis de estos materiales ha despertado gran interés en los profesionales del área de tratamiento de agua en los últimos 20 años. En particular, se ha estudiado el desarrollo de procesos de síntesis que permitan la obtención de óxidos de hierro de tamaño nano (menor a 100 nm) para aumentar significativamente el área de contacto o velocidad de producción de ROS, lo que disminuye la dosis y los tiempos de reaccción. De manera simultánea se ha tratado que el proceso desarrollado sea económico, eficiente y de fácil implementación y operación. Diversos estudios muestran que uno de los métodos de síntesis que cumple la mayoría de los requisitos mencionados (económico y simple) es el de intercambio iónico, utilizando una sal precurosa de hierro disuelta en agua, zeolita ZSM5 como material de soporte de las especies de hierro y un tratamiento térmico. Sin embargo, este proceso de síntesis permite soportar principalmente iones de hierro para posteriormente depositar especies de óxidos de hierro. El sistema Fe-ZSM5 ha sido empleado para el tratamiento de agua al menos en 18 reportes en los últimos 17 años (Huu Phu et al., 2001; Kusic et al., 2006; Ovejero et al., 2001a; Farjerwerg et al., 2000; Ovejero et al., 2001b; Farjerwerg y Debellefontaine 1996; Farjerwerg et al., 1997; Pulgarin et al., 1995; Kasiri et al., 2008; Chen et al., 2008; Kuznestsova et al., 2008; Makhotkina et al., 2006b; González-Olmos et al., 2009; Kuznetsova et al., 2004; Dükkanci et al., 2010; González-Olmos et al., 2011; Centi et al., 2000; Makhotkina et al., 2008). 20 Doctorado en Ingeniería Ambiental Es importante mencionar que se han reportado diversos estudios para obtener las condiciones óptimas de operación del proceso tipo Fenton en fase heterogénea, utilizando diferentes tipos de catalizadores de óxidos de hierro, para la degradación de una gran cantidad de compuestos orgánicos. Sin embargo, para ningún proceso de síntesis se identificó un reporte que evalúe simultáneamente la influencia de los parámetros de síntesis y de operación del proceso de oxidación, sobre la actividad catalítica de estos materiales. De manera adicional, no se identificó ningún estudio sobre catalizadores de óxidos de hierro que reporte la inactivación de huevos de helminto, lo que constituye un área de oportunidad debido a que la eficiencia del proceso de oxidación podría disminuir significativamente debido a que se tendría una doble reacción en fase heterogénea (la producción de ROS y la de inactivación de hAs). Un análisis de los diversos métodos de síntesis alternativos al de intercambio iónico, permitió poner en evidencia que una combinación de varios procesos sería la mejor opción que permitiría obtener un material que podría cumplir todos los requisitos del proceso tipo Fenton en fase heterogénea. Este método es: impregnación incipiente (utilizando alcohol isopropílico como solvente de la sal precursora de hierro) sobre carbón activado, dispersión de las partículas de hierro por acción del mismo alcohol y de ultrasonido y, un tratamiento térmico como última etapa. Demostrar que este proceso de síntesis permitirá la obtención de un material igual o más económico, eficiente, simple y que produzca nanopartículas de óxidos de hierro, respecto al obtenido por intercambio iónico, constituiría un aporte muy importante en el área de tratamiento de agua. Con base en lo anterior, a continuación se presentan la hipótesis y objetivos planteados en esta tesis de doctorado. HIPÓTESIS La inactivación de huevos del parásito Ascaris suum en agua mediante las especies reactivas de oxígeno (ROS) producidas en la reacción tipo Fenton heterogéneo, será igual o más eficiente para el sistema FeOx/C y H2O2 con respecto al conformado por Fe-ZSM5 y H2O2, bajo condiciones óptimas del método de síntesis y de operación del proceso de oxidación avanzada, lo que generará daño celular a este organismo. 21 Doctorado en Ingeniería Ambiental OBJETIVO GENERAL Desarrollar un sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum presentes en agua, basado en la reacción tipo Fenton en fase heterogénea con nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón activado (FeOx/C) para la descomposición catalítica de H2O2 en especies reactivas de oxígeno, igual o más eficiente que el sistema Fe-zeolita ZSM5 y H2O2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS  Desarrollar una nueva técnica de síntesis de nanocatalizadores de FeOx/C mediante pruebas en laboratorio.  Determinar la influencia de siete factores cuantitativos (carga de Fe, temperatura y tiempo de calcinación, dosis de H2O2, relación másica Fe/H2O2, pH y tiempo de reacción) sobre la inactivación de hAs, aplicando el sistema de oxidación FeOx/C y H2O2 con base en un diseño experimental.  Determinar el modelo estadístico que describa el comportamiento del sistema de inactivación aplicando el sistema de oxidación FeOx/C y H2O2.  Determinar la influencia de ocho factores cuantitativos (grado de intercambio Fe/Al, pH de intercambio, tiempo de intercambio, temperatura y tiempo de calcinación, dosis de H2O2, relación másica Fe/H2O2 y tiempo de reacción) sobre la inactivación de hAs, aplicando el sistema de oxidación Fe-ZSM5 y H2O2 con base en un diseño experimental.  Determinar el modelo estadístico que describa el comportamiento del sistema de inactivación aplicando el sistema de oxidación Fe-ZSM5 y H2O2.  Estimar las condiciones óptimas de síntesis y operación para cada uno de los dos sistemas de oxidación evaluados (FeOx/C – H2O2 y Fe-ZSM5 – H2O2), utilizando un modelo estadístico desarrollado en función de las variables cuantitativas evaluadas en este estudio, para la preparación de materiales con la máxima actividad catalítica para la inactivación de hAs presentes en agua.  Evaluar de manera comparativa el desempeño de los dos sistemas de oxidación para la inactivación de hAs, aplicando los valores óptimos determinados para las variables de influencia.  Evaluar la integridad de los ácidos nucleicos y de proteínas de los hAs tratados por ambos sistemas de oxidación óptimos, como parámetros de daño celular. 22 Doctorado en Ingeniería Ambiental CAPITULO 1. MARCO TEÓRICO En este capítulo se presentan las generalidades morfológicas y fisiológicas de los parásitos Ascaris lumbricoides y Ascaris suum así como también de sus huevos; además, se presenta la clasificación de los hAl y hAs. También se describe el ciclo biológico de los hAl después de ser ingeridos por el humano hasta el desarrollo del parásito, de manera complementaria se presentan datos epidemiológicos de infectados por ascariasis a nivel mundial y en el país. Más adelante se presenta una revisión bibliográfica sobre los procesos de remoción y de inactivación que se emplean en las PTAR y casos de estudio. También se presentan las generalidades del Reactivo de Fenton, su clasificación y mecanismo para las fases homogénea y heterogénea. Además se presentan las aplicaciones de este proceso en dos rubros: oxidación y desinfección. Más adelante, se presenta un análisis bibliográfico (de 1996 a la fecha) de los parámetros que tienen influencia sobre el proceso de Fenton heterogéneo. 1.1 Generalidades de los Ascaris lumbricoides y Ascaris suum 1.1.1 Ascaris lumbricoides El Ascaris lumbricoides es un nemátodo (gusano redondo) que fue descrito por Linneo en 1758, aunque el parásito es conocido desde la época de los romanos, quienes lo confundían con las lombrices de la tierra. Es el nemátodo intestinal de mayor tamaño que afecta al hombre; de color blanco o rosado y extremos redondeados y que tiene dos estrías laterales que recorren su cuerpo en sentido longitudinal. El macho mide 15-30 cm de longitud y 2-4 mm de ancho y presenta el extremo posterior enroscado centralmente. La hembra que es mayor, mide 25- 35 cm por 3-6 mm. Las hembras de Ascaris pueden contener en sus ovarios hasta 27 millones de huevos y oviposita hasta 200,000 huevos/día (Brownell y Nelson, 2006). 1.1.2 Ascaris suum El Ascaris suum, gusano endoparásito descrito por primera vez por Goeze en 1782, es una variedad de Ascaris que sólo infecta a los cerdos. En la literatura existe controversia sobre las diferencias taxonómicas entre Ascaris lumbricoides y Ascaris suum (Weng y Peng, 2006), incluso en años recientes se ha reportado que existe una especie híbrida entre A. lumbricoides y A. suum (Scoot, 2008). Sin embargo, en general se considera que ambos parásitos presentan la misma morfología y fisiología (Fig. 1.1 y Fig 1.2). Por esta razón y por seguridad sanitaria, en los estudios realizados sobre inactivación de huevos de A. lumbricoides, se utilizan los huevos del A. suum para evitar una probable infección de los 23 Doctorado en Ingeniería Ambiental experimentadores (Brownell y Nelson, 2006). Debido a estas razones, en este estudio se utilizaron los huevos de Ascaris suum. Figura 1.1 Ejemplares de Ascaris suum. Figura 1.2 Hembra y macho de Ascaris suum. 1.1.3 Estructura, composición y tipos de huevos de Ascaris lumbricoides y suum Los huevos de Ascaris (forma infecciosa del parásito) pueden ser redondos u ovalados, miden 40-80 x 25-50 micras (Fig. 1.3). Los huevos están protegidos por cuatro capas de 3 a 4 m de espesor por lo que son altamente resistentes. La capa interna llamada lipoide o ascarosida, está compuesta en 25% de proteína y 75% de lípidos ascarósidos (3,6-dideoxi-L-arabinohexosa ligado a una larga cadena alcohólica por un enlace glicosídico), es la responsable de la permeabilidad selectiva (evita la penetración de sustancias polares) y es una capa resistente a la desecación. La segunda capa llamada quitina, la cual provee fuerzas estructurales al huevo (esfuerzos de flexión y compresión que debe Hembra Macho 24 Doctorado en Ingeniería Ambiental soportar el material), está formada por espinelas de quitina (homopolímero de N- acetil-D-glucosamina con enlaces b(1→4)) dentro de una matriz proteínica. La tercera capa llamada vitelina contiene lipoproteínas y la última que es mamelonada, contiene proteínas y mucopolisacáridos y le provee adhesión, es impermeable excepto para gases y solventes de lípidos (Quilès et al., 2006). Las tres últimas capas pueden ser removidas sumergiendo los huevos en una solución de hipoclorito de sodio, dejando solamente la capa interna; este proceso se conoce como decorticación. Figura 1.3 Micrografia de un huevo de Áscaris suum obtenida con microscopio óptico (Quilés et al., 2006) La composición bioquímica de los huevos de Ascaris provenientes de la disección de ejemplares adultos se presenta en la Tabla 1.1. Esta es un poco diferente del caparazón del huevo. Los huevos de Ascaris difieren en el contenido de proteínas y carbohidratos. Los lípidos representan el 36% del peso total del huevo seco. En particular, los triglicéridos están presentes en altas concentraciones en los huevos (69% de los lípidos) y los ascarosidos representan el 22% del total de la fracción lipídica (Quilès et al., 2006). Tabla 1.1 Composición bioquímica de los huevos de Ascaris estimado como un porcentaje del total del peso del huevo seco (Quilès et al., 2006). Compuestos % (m/m) triglicéridos 24.8 fosfolípidos 3.3 Ascarosidos 7.9 lípidos totales 36-29.7 glucógeno 6.9 trealosa 7.4 total de carbohidratos 14.3-24.9 proteínas 41.4 25 Doctorado en Ingeniería Ambiental Los hAs se clasifican de manera general en dos grupos principales: viables y no viables, los cuales a su vez pueden ser corticados y decorticados. Los hAs viables son huevos fértiles que fueron fecundados y que pueden estar corticados (con sus cuatro capas) o decorticados (sólo conserva una o de las dos capas más internas). Los hAs no viables pueden ser de dos tipos: infértiles, es decir, aquellos que no fueron fecundados y su morfología es alargada; o también pueden ser hAs fecundados pero que su proceso de gestación fue interrumpido, ya sea por derrame del material celular o por un proceso de inactivación externo. En la Figura 1.4 se presentan fotos de cada grupo principal y subdivisiones de éstos. Figura 1.4 Clasificación de los tipos de huevos de Ascaris (Rojas et al., 1996) 1.1.4 Datos epidemiológicos de la ascariasis La ascariasis es principalmente una geohelmintiasis de distribución mundial que se presenta en climas húmedos, tropicales o templados. La helmintiasis es común en regiones donde predomina la pobreza y condiciones sanitarias insalubres y TIPOS DE HUEVOS VIABLES NO VIABLES Corticados: Tienen sus cuatro capas Decorticados: No tienen la última capa INFÉRTIL – NO FECUNDADO FÉRTIL FECUNDADO FÉRTILES FECUNDADOS Inactivados Decorticados sin larva 26 Doctorado en Ingeniería Ambiental bajo estas condiciones la tasa de incidencia en la población llega a ser hasta del 90% (Jimenez, 2007). De manera global, existen 5 millones de personas que sufren helmintiasis (Jimenez, 2007) de las cuales cerca del 20% llegan a fallecer por su causa. Tan sólo en México la tasa de morbilidad promedio es de 33%, es decir, una de cada tres personas se encuentra infectada. Incluso aunque la tasa de mortalidad es baja, la mayoría de las personas infectadas son niños menores de 15 años con problemas de falta de crecimiento y/o con reducidas aptitudes físicas. Los niños preescolares son los más afectados (Jiménez, 2007). La relación que se establece entre desnutrición e infecciones helmínticas es compleja. En términos generales, un incremento del número de niños desnutridos favorece el de infecciones parasitarias. La infección se reporta en niños desde 5 meses de edad y, tanto la prevalencia como la intensidad se incrementan significativamente con la edad (Scoot, 2008). De acuerdo con las cifras reportadas por la Secretaría de Salud (2001), en México existen 147 000 infectados (sobre todo menores de 12 años) y una mortalidad estandarizada del 4%. 1.1.5 Ciclo biológico del Ascaris lumbricoides Los humanos se infectan por la ingestión de hAl viables (Scoot, 2008) contenidos en agua y/o vegetales contaminados. Una vez ingerido el hAl, en el estómago o porción alta del intestino delgado por acción lítica de los ácidos sobre la capa externa, se propicia la liberación de una larva de 240 x 4 micras, que penetra activamente en la mucosa intestinal y pasa por vía venosa a la circulación portal. Las larvas se retienen en los capilares del intersticio pulmonar, continuando su maduración y crecimiento, hasta que lesiona el endotelio capilar y tabiques alveolares. A los 9-15 días de ocurrida la infección la larva llega al interior del alvéolo y asciende por el árbol respiratorio hasta la faringe donde es deglutida. Su hábitat es el intestino delgado, donde continúa su crecimiento hasta llegar al estado adulto. El parásito adulto se mantiene en movimiento constante para no ser expulsado por las ondas peristálticas. Lo que protege a este parásito de su digestión enzimática en el intestino es un péptido proteolítico con acción antitripsina y antipepsina denominado ascarasa. La longevidad del parásito adulto es de 12 a 24 meses. Las hembras fecundadas inician la ovopositación a las 8-12 semanas. Se ha reportado que en las heces se encuentran entre 10-220 huevos / parásito hembra/ g de heces y que en condiciones ambientales favorables llegan a sobrevivir hasta 15 años. El periodo a partir de la ingesta de los huevos y su detección es de 10- 11 semanas (Scoot, 2008), Anexo A3. 27 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1.1.6 Procesos de remoción y de inactivación de huevos de Ascaris de aguas residuales En general, los huevos de Ascaris son resistentes a los procesos comúnmente aplicados en las plantas de tratamiento de aguas residuales. La resistencia de estos organismos se debe a las cuatro capas que constituyen al huevo, lo que le permite también mantener su viabilidad en el ambiente por largos periodos de tiempo y bajo condiciones ambientales extremas (OMS, 1989). Las Tablas 1.2 a 1.5 presentan los procesos convencionales (biológicos, fisicoquímicos) y no convencionales (procesos de oxidación avanzada) para el tratamiento de aguas residuales contaminadas con hAl. Sin embargo, la mayoría de estos procesos sólo transfieren los hAl de las aguas residuales a los lodos y el problema continúa en este residuo. De los procesos reportados en literatura, los más eficientes son los que permiten la inactivación de hAl debido a que los que solamente remueven estos contaminantes microbiológicos los concentran en lodos y el riesgo a la salud todavía continúa siendo alto, ya que éstos siguen siendo viables. Los procesos de oxidación avanzada (POA) permiten inactivar estos microorganismos, con porcentajes relativamente elevados y a bajos tiempos de reacción. Sin embargo, no se ha identificado ningún reporte que evalúe el mecanismo de inactivación o el daño genético que la acción de las ROS, en particular del radical OH, provoca en la estructura de los HH. Esta información es importante determinarla para poder realizar la optimización y un mejor control de este proceso. Por otra parte, la principal desventaja de los POA es el elevado costo de tratamiento, con excepción del reactivo clásico de Fenton en fase homogénea y sus diferentes modificaciones. La única desventaja de este proceso es la pérdida del catalizador en forma de lodos muy ácidos, asociada al pH = 3 que se requiere para tener el óptimo porcentaje de oxidación. 28 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.2 Procesos biológicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos Proceso % de Remoción Influente (hAl/L) Condiciones de operación Referencia Decantación / lodos activados 89.52 371 Q= 39 481 m3/d, DBO5 = 11 370 kg/d Tiempo de sedimentación = 3.6 h PTAR Charguia Ben ayed et al. (2009) Decantación / lodos activados 71.88 309 Q = 11 837 m3/d, DBO5 = 4 085 kg/d PTAR Nabeul Ben ayed et al. (2009) Decantación / lodos activados 90.33 600 Q = 29 028 m3/d, DBO5 = 14 757 kg/d PTAR Sfax Sud Ben ayed et al. (2009) Decantación / lodos activados 83.33 480 Q = 23 342 m3/d, DBO5 = 8 962 kg/d PTAR Sousse Nord Ben ayed et al. (2009) Lodos activados 92.32 677 Q = 13 568 m3/d, DBO5 = 5 188 kg/d Tiempo = 13 h PTAR Kairouan Ben ayed et al. (2009) Lodos activados 100 960 Q = 7 440m3/d, DBO5 = 2 495 kg/d PTAR Menzel Ben ayed et al. (2009) Lodos activados 84 19 000 Q = 302 400 m3/s, DBO5 = 186 mg/L pH = 7 PTAR Sabesp Cutolo et al. (2006) Lodos activados / UV 100 400 Q = 4 324 m3/d, DBO5 = 1 889 kg/d PTAR Kelibia Ben ayed et al. (2009) Zanjas de oxidación 56 545 Q = 3 121 m3/d, DBO5 = 990 kg/d PTAR Grombalia Ben ayed et al. (2009) Zanjas de oxidación 72.75 400 Q = 57 766 m3/d, DBO5 = 18 059 kg/d PTAR Sud Méliane Ben ayed et al. (2009) 29 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.2 Procesos biológicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos (continuación) Proceso % Remoción Influente (hAl/L) Condiciones de operación Referencia Lagunas de estabilización 100 545 Q = 26 314 m3/d, DBO5 = 8 807 kg/d Tiempo = 155 d PTAR Cotière Nord Ben ayed et al. (2009) Lagunas de estabilización 88.91 451 Q = 265 m3/d, DBO5 = 119 kg/d PTAR Kalaat Ben ayed et al. (2009) Lagunas de estabilización 93.76 833 Q = 6 777 m3/d, DBO5 = 5 925 kg/ d Tiempo = 20 d PTAR Gafsa Ben ayed et al. (2009) Lagunas de estabilización 100 10 Profundidad= 2.6m, área=69.7m2, volumen=181.2 m3, Tiempo de retención = 18 d PTAR 2IE Maiga et al. (2008) Lagunas de estabilización / UV 100 560 Q = 5 161 m3/d, DBO5 = 1 730 kg/d PTAR Mahdia Ben ayed et al. (2009) Reactor anaeróbico 96 64.3 Volumen=9 m3 (1x3x3) Tiempo de retención hidráulica = 0.23 d Von Sperling et al. (2002) Digestión anaerobia (acidogénica – metanogénica) 84 49 hH/g Volumen = 3.75 L Tiempo de retención hidráulica = 13 d Rubio-Loza y Noyola (2010) Lagunas / Humedales 100 992.6 Q =14.7 m3/d tiempo de retención hidráulica = 25 d Stott et al. (2003) Reservorios 67 5000 Khromenkova et al. (2008) UASB / filtro percolador / Irradiación 60Co 100 (Inactivación) 1000 UASB reactor: volumen=22m3, HRT=0.29 d Filtro: volumen=1.9 m3, tasa=10 m3/m2/d 5kGy De Souza et al. (2011) UASB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket (Reactor anaerobio de flujo ascendente) 30 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.3 Procesos fisicoquímicos para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos Proceso % Remoción Influente (hAl/L) Condiciones de operación Referencia Coagulación - Floculación 100 24 a 56 20-30 mg/L FeCl3 0.2 – 1.5 mg/L de polimero Nacheva et al. (1996) Biofiltración Microfiltración 100 3 72 horas Flujo de permeado=80 L/h/m2 de membrana Langlais et al. (1992) Coagulación - Floculación 96 26 53.11 mg/L de coagulante Al2(SO4)3 0.99 mg/L de floculante AS-45 Jiménez et al. (2001b) Tabla 1.4 Procesos de oxidación para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos Proceso % Inactivación Influente (hAl/L) Condiciones de operación Referencia OZONIZACIÓN 96.7% 100 000 pH = 3, tiempo = 2h 4.6 mg/L de O3 disuelto Orta et al. (2002) OZONIZACIÓN 100 1 000 000 pH = 5, tiempo = 2h 4.6 mg/L de O3 disuelto Orta et al. (2004) OZONIZACIÓN 100 1 000 000 pH = 3, tiempo = 2h 18.4 mg/L de O3 disuelto Rojas-Valencia et al. (2004) UV 98.2 2000 a 3 000 t =94 min, 500 mW s/cm2 Brownell y Nelson (2006) UV 91 100 a 300 t = 60 s, 20.3 mW s/cm2 De Lemos et al. (2003) 31 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.5 Procesos de oxidación avanzada para el tratamiento de aguas contaminadas con huevos de helmintos Proceso % Inactivación Influente (hAl/L) Condiciones de operación Referencia Fenton Clásico 66.83 2 000 pH = 3, 50 min, H2O2=40 mg/L relación másica Fe3+/H2O2 = 10 Ramírez Zamora et al. (2006a) Fenton Clásico 87.02 2 000 pH=3, 58.5 min, H2O2= 22.5 mg/L relación másica Fe3+/H2O2 = 6 Solis (2009) FotoFenton 75 2 000 pH = 3, 50 min, H2O2=40 mg/L relación másica Fe3+/H2O2 = 2 Ramírez Zamora et al. (2006b) FotoFenton 87.93 2 000 pH=3, 32.5 min, H2O2= 22.5 mg/L relación másica Fe3+/H2O2 = 6 Solis (2009) FotoFenton 79 100 pH =3, tiempo = 120 min Fe2+/H2O2 García et al. (2008) FotoFenton 36 100 pH =3, tiempo = 60 min Co2+/PMS García et al. (2008) Tratamiento Solar (SODIS) 93.94 3 000 000 550 W/m2 (290 y 800 nm) tiempo = 6 h Heaselgrave y Kilvington (2011) SODIS-R 87 3 000 000 550 W/m2 (290 y 800 nm) tiempo = 6 h, 250 M riboflamina Heaselgrave y Kilvington (2011) Solar Fenton en fase homogénea 49% No reportado pH=3, 90 min, H2O2= 2380 mg/L relación másica Fe/H2O2 = 0.12 Guísar et al. (2007) Solar Fenton en fase homogénea 84 312.5 pH=3, 120 min, H2O2= 9520 mg/L relación másica Fe2+/H2O2 = 0.058 Bandala et al., 2011 PMS: Peroximonosulfato de potasio 32 Doctorado en Ingeniería Ambiental La inactivación de los huevos de Ascaris se produce por la muerte celular del huevo. Diversos tipos de mutágenos pueden dañar el ácido desoxirribonucleico (DNA, por sus siglas en inglés) que se encuentra en las células y pueden producir cambios en la secuencia de éste. El tipo de daño producido en el DNA depende del tipo de mutágeno. Por ejemplo, la luz UV puede dañar al DNA produciendo dímeros de timina, que se forman por ligamiento cruzado entre bases pirimidínicas (Douki, 2003). Por otra parte, oxidantes tales como radicales libres o el peróxido de hidrógeno producen múltiples daños, incluyendo modificaciones de bases, sobre todo guanina, y rupturas de doble hebra (double-strand breaks) en cualquier tipo de DNA (Cadet, 1999). Las citosinas metiladas son particularmente sensibles a mutaciones (Walsh, 2006). El daño en el DNA inicia una respuesta que activa diferentes mecanismos de reparación que reconocen lesiones específicas en el DNA, que son reparadas en el momento para recuperar la secuencia original del DNA. Asimismo, el daño en el DNA detiene el ciclo celular, que conlleva la alteración de numerosos procesos fisiológicos, que a su vez implica síntesis, transporte y degradación de proteínas. Alternativamente, si el daño genómico es demasiado grande para que pueda ser reparado, los mecanismos de control inducirán la activación de una serie de rutas celulares que culminarán en la muerte celular (Termini, 2000). La reacción de Fenton podría ser considerada como radiomimética debido a que el daño y las mutaciones causados en el espectro del DNA por los radicales •OH son similares a las ocasionadas por la radiación (Termini, 2000). Las reacciones de las bases del DNA (adenina, guanina, timina, citosina) con los radicales libres inicialmente producen intermediarios inestables centrados en el DNA. Estos intermediarios son los precursores inmediatos para el daño en las bases del DNA. La mayor parte del conocimiento que se tiene sobre las reacciones de las bases del DNA con radicales hidroxil proviene de la radiación biológica, ya que los •OH pueden ser generados para un modelo de estudio por pulsos de radiólisis. La irradiación de agua saturada con N2O expuesta a una fuente de rayos gamma es el sistema comúnmente usado en biología molecular para generar radicales hidroxil. Cerca del 90% de los radicales producidos con este método son •OH. Por lo tanto, la comparación directa de los productos provenientes del daño al DNA y el espectro de mutación inducido de esta manera con los generados por el reactivo de Fenton puede proveer pistas del papel de los radicales •OH en este tipo de reacciones in vitro e in vivo (Termini, 2000). El RNA también sufre daños por irradiación, entre ellos hidratación, dimerización y entrecruzamiento de enlaces en la proteína (Becker y Wentworth, 1977). Los productos de la reacción de los radicales hidroxil con bases de pirimidina y purina han sido examinados en gran detalle usando pulsos de radiólisis, método de gen estrógeno receptor (ESR) (Ramos et al. 2008), Resonancia de electrón paramagnético (EPR), y métodos de trampas químicas. Los radicales hidroxil primero actúan como un nucleófilo en sus reacciones con sustratos orgánicos. La adición del doble enlace es la ruta principal pero la sustracción de átomos de hidrógeno también puede ocurrir (Termini, 2000). En el caso de la reacción de los radicales hidroxil con timina, 65% de la adición toma lugar en la posición del C5 para producir el radical correspondiente 6-yl, mientras el radical 5-yl corresponde al 20% de los productos formados. Solamente el 10% de los radicales alílicos son formados (Termini, 2000). En el caso de la guanina, la adición del •OH al C8 produce 8-hidroxi guanina y derivados de la formamidopirimidina (fapy), radicales similares han sido observados para la adenina; así como también guanina y adenina presentan radicales con adición del radical •OH en la posición C4. 33 Doctorado en Ingeniería Ambiental El gen supF (vector plasmídico pZ189) fue usado como un marcador mutacional en bacterias exponiendo el plasmidico a peróxido de hidrógeno y Fe(III)/EDTA (Akasaka, 1994). Un incremento de 30 unidades en la frecuencia de mutación relativa fue obtenido sobre la transfección del plasmídico oxidado. La mayoría de las mutaciones (85%) producidas por este sistema fueron sustituciones a las bases. La secuencia en las posiciones poseen un gran número de cambios que no variaron apreciablemente desde los sitios espontáneos hipermutables. Comparando las diferentes clases de mutaciones encontradas entre las mutaciones espontáneas y las inducidas revelan los diferentes tipos de transversiones observadas. Ambas transversiones, las espontáneas y las inducidas (aproximadamente el 84% de todas las sustituciones a las bases) afectaron principalmente a la guanina. En las mutaciones inducidas por los radicales OH producidos en la reacción de Fenton el 40% de las sustituciones a las bases son transversiones G/C→C/G, mientras que el 37% consistió de G/C→T/A. La transversión espontánea de la guanina fue predominantemente G/C→T/A (46%), contra 27% de transversiones G/C→C/G. Solamente 5% de transversiones mutantes para adenina fueron inducidas por los radicales •OH producidos en la reacción de Fenton y 12% fueron espontáneas (Termini, 2000). El Fe(II) de la reacción de Fenton y los radicales alquilhidroxiperóxidos son también conocidos como buenos inductores de rupturas de hebra sencilla (single strand breaks) en células completas y en DNA aislado (Termini, 2000). Esta propiedad clastogénica puede contribuir a la mutagénesis surgiendo de la recombinación, mientras que la acumulación de muchas rupturas puede resultar en una muerte celular. Un estudio detallado (Baker, 1991) compara los efectos de las rupturas inducidas por tratamiento con radiación ionizante, H2O2 y dos radicales alquilhidroxiperóxidos en el adenoma celular A549. Se observó que rupturas de doble hebra irreparables (consideradas como lesiones letales inducidas por radiación), no son producidas por H2O2 o radicales alquihidroxiperóxidos. Sin embargo, los resultados obtenidos con un tratamiento con alquihidroxiperóxidos produciendo gran cantidad de rupturas de hebra sencilla son similares a los resultados obtenidos por dosis equitóxicas de radiación. Quizás lo más importante es que estas rupturas son reparadas más lentamente que las inducidas por radiación, por lo que el daño producido por radicales alquilhidroxiperóxidos es difícil de reparar. Estos resultados sugieren que diferentes mecanismos están involucrados en la generación de rupturas por radiación, por la reacción de Fenton y por alquihidroxiperóxidos. Es probable que las diferencias observadas en las tasas de recombinación sean debidas a las nuevas terminaciones del DNA producidas durante las rupturas. La concentración e integridad de los ácidos nucleicos extraídos, así como el tamaño de distintos fragmentos de DNA pueden ser verificados mediante electroforesis en geles de agarosa. La electroforesis consiste en la separación de moléculas (proteínas, isoenzimas, ácidos nucleicos) a través de una matriz tamponada (agarosa, acrilamida, almidón). La matriz funciona como un filtro, separando las moléculas en un campo eléctrico, de acuerdo al tamaño y la carga neta que poseen. En el caso de los ácidos nucleicos, el grupo fosfato es el responsable por la fuerte carga negativa en condiciones de pH neutro, haciendo que los fragmentos migren hacia el polo positivo (ánodo) durante la electroforesis (Posso y Ghneim, 2008). 34 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1.2 Generalidades del Reactivo de Fenton 1.2.1 Historia y definición del reactivo de Fenton La historia de la química del reactivo de Fenton o reactivo clásico de Fenton data desde 1894 cuando Henry J. Fenton reporta que el H2O2 puede ser descompuesto catalíticamente por sales de Fe(II) para oxidar ácido tartárico (Pignatello et al., 2006). Sin embargo, la utilidad del reactivo fue reconocida hasta 1930 cuando su mecanismo de reacción fue estudiado, desde entonces, el reactivo de Fenton y las reacciones relacionadas a éste han despertado gran interés por su importancia en la bioquímica y en el tratamiento de agua y de residuos peligrosos. Sus aplicaciones han producido más de 2,500 artículos científicos desde 1945 a la fecha. El reactivo clásico de Fenton es un proceso de oxidación avanzada (POA) que genera especies reactivas de oxígeno (ROS por sus siglas en inglés “Reactive Oxygen Species”), utilizando una mezcla de dos soluciones, una de un metal reductor de transición (Fe2+, Cu+, Co2+, Mn3+) y otra de peróxido de hidrógeno. Comúnmente se utilizan, por su costo, disponibilidad y mayor eficiencia las sales de Fe (II), en particular el sulfato ferroso (Pignatello et al., 2006). Las reacciones que emplean un metal de transición distinto al Fe(II) en solución se conocen como reacciones tipo Fenton. En 1934 Haber y Weiss propusieron inicialmente que una de las principales ROS generadas por la reacción de Fenton es el radical hidroxil (•OH), uno de los oxidantes más potentes (E° = 2.73 V). Posteriormente, en una serie de estudios realizados sobre la descomposición de H2O2, Barb et al. (1949, 1951a, 1951b) revisaron ampliamente el mecanismo original propuesto por Haber y Weiss (1934) para confirmar lo que ahora es referido como “reactivo de Fenton clásico” o “radical libre de Fenton” involucra principalmente la producción de radicales hidroxil (•OH). En 1975, Walling publicó un informe sobre los grupos de investigación dedicados a la oxidación de compuestos orgánicos por Fenton que promueven la vía del radical libre y proporciona un interés renovado en la química del reactivo de Fenton en gran cantidad de investigadores dedicados a este campo. El peróxido de hidrógeno también se descompone con Fe(III) para generar ROS, esta reacción es denominada tipo Fenton. Esta secuencia de reacciones, son discutidas a detalle más adelante. Las ROS generadas mediante el reactivo de Fenton son: el radical hidroxil (•OH), el radical perhidroxil (HO2 •), su base conjugada el anión superóxido (O2 -•) y los radicales peroxilo (R- OO•) (Valero, 2011). En la Tabla 1.6 se listan estas especies ROS comparadas con los oxidantes comúnmente empleados en procesos de tratamiento de aguas residuales. El radical hidroxil es el de mayor potencial de oxidación seguido del radical cloruro. Cabe resaltar que el radical superóxido (O2 -•) tiene un potencial de reducción similar al del ozono. 35 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.6. Potenciales de reducción de especies radicales relevantes para el tratamiento de aguas residuales (Ox + e- → Red) (Emmi y Takács, 2008) Especie Par químico Potencial de reducción estándard Cloro (Cl2) Cl2 / Cl2 - 0.42 – 0.60 Dióxido de cloro (ClO2) ClO2 •, H+/HClO2 ≈ 1.3 Radical cloruro (Cl2 •-) Cl2 •-/2Cl- 2.09 Peróxido de hidrógeno (H2O2) H2O2, H + / H2O, •OH 0.46 – 0.87 Radical hidroxil (1) (•OH) •OH / OH- 1.9 Radical hidroxil (2) (•OH) •OH, H+ / H2O 2.7 Ácido hipocloroso (1) (HClO) HClO, H+ / H2O, Cl• -0.46 Ácido hipocloroso (2) (HClO) HClO/Cl-, •OH -0.04 Radical ion óxido (O•-) O•-H2O/2 OH- 1.78 Ozono (O3) O3 / O3 •- 1.01 Radical perhidroxil (1) (HO2 •) HO2 •, H+ / H2O2 ≈ 1.50 Radical perhidroxil (2) (HO2 •) HO2 • / HO2 - 0.79 Radical superóxido (O2 •-) O2 •-, H+ / HO2 - 1.0 (1) reacción por vía 1, (2) reacción por vía 2 Dentro de las principales ventajas del uso de este POA es que el hierro es abundante y no tóxico además, el peróxido de hidrógeno es realtivamente fácil de manejar y ambientalmente inocuo. Otra ventaja es que generalmente el contaminante se puede mineralizar. En cambio, las tecnologías convencionales, que no emplean especies tan fuertemente oxidantes como los radicales •OH, no mineralizan la materia orgánica. Además, es muy útil para oxidar contaminantes refractarios que son recalcitrantes a otros métodos de tratamiento, principalmente de tipo convencional biológico. También sirve para tratar contaminantes a muy baja concentración (p. ejem. ppb). No se forman subproductos de oxidación, o se forman en bajas concentraciones. El reactivo de Fenton es ideal para evitar la formación de subproductos tóxicos generados en procesos de desinfección, con desinfectantes como el cloro como es el caso de los trihalometanos. Generalmente, mejora las propiedades organolépticas del agua tratada. En muchos casos, consumen significativamente menos energía que otros métodos, p. ejem. la incineración (Domènech et al., 2001). Sin embargo, el uso del reactivo Fenton como catalizador homogéneo implica también grandes desventajas, algunas de ellas se enlistan a continuación: 36 Doctorado en Ingeniería Ambiental  Un intervalo muy limitado de pH (2.5 – 3.5). Si el pH es demasiado alto (pH > 5), el Fe precipita como Fe(OH)3 y el peróxido se descompone catalíticamente a oxígeno creando una situación potencialmente peligrosa (Martínez et al., 2001).  Aún cuando en la literatura se reporta el empleo de agentes quelantes que mantienen al hierro en suspensión, para operar en condiciones de pH neutro que favorecen con el uso de materiales convencionales esto incrementa los costos de operación (US Peroxide, 2009).  Al final del tratamiento, el catalizador se precipita con un agente floculante, lo que provoca la pérdida del hierro en forma de lodos ácidos y a su vez se genera un problema de manejo de este residuo. Para paliar estas desventajas se ha desarrollado el proceso tipo Fenton en fase heterogénea (Fenton heterogéneo) el cual consiste en una reacción de descomposición del peróxido de hidrógeno, que es catalizada por óxidos de metales de transición generalmente el hierro (Fe2+ y Fe3+) soportados o no en un material microporoso, para formar las especies ROS que permiten la degradación de contaminantes.Los catalizadores empleados para esta reacción se denominan catalizadores tipo Fenton. Se ha reportado en la literatura el empleo de estos catalizadores hasta pH neutro (Kasiri, 2008; Chen, 2008; Makhotkina, 2006a, Anexo A4). 1.2.2 Tipos de procesos de Fenton Los diferentes tipos de procesos de Fenton (sin aplicación de energía) se pueden clasificar dependiendo de la fase en la que se encuentre el metal de transición (Figura 1.5). Fenton Clásico (Fe2+) Homogéneo Tipo Fenton (Fe3+) Proceso Complejos de hierro Fenton ElectroFenton Másicos óxidos metálicos Heterogéneo Películas Catalizadores Nanotubos Soportados Cúmulos Nanopartículas Zeolitas intercambiadas Arcillas pilareadas Figura 1.5 Tipos de procesos Fenton (Pignatello et al., 2006; Garrido et al., 2010) Diversos investigadores han empleado H2O2 y minerales que contienen hierro para estudiar la degradación de compuestos orgánicos en el ambiente, como catalizadores tipo Fenton naturales (Garrido et al., 2010). Aunque la oxidación es generalmente muy lenta, comparada con la reacción en solución a una misma concentración de reactivos, la reacción heterogénea algunas veces es más eficiente; esto es, se consume menos peróxido de hidrógeno por mol de contaminante degradado. La reacción en la superficie a menudo es especulada porque existe poca evidencia de los complejos formados en la superficie. 37 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1.2.3 Mecanismo y cinética química del reactivo de Fenton 1.2.3.1 Mecanismo del reactivo de Fenton en fase homogénea El mecanismo propuesto por Barb et al. (1949), para la descomposición de H2O2 para la producción de ROS en la reacción de Fenton y en ausencia de compuestos orgánicos consiste de una secuencia de reacciones las cuales se ilustran en la Tabla 1.7. (Pignatello et al., 2006). Tabla 1.7. Reacciones reportadas para el mecanismo del reactivo de Fenton Reacción Constante cinética de reacción Referencia Ecuación Fe+2 + H2O2 → Fe+3 + OH- + HO• k2= 76 M-1s-1 Domènech et al. (2001) Ec. 1.1 Fe+3 + H2O2 ↔ Fe-OOH+2 + H+ KE = 3.1*10-3 De Laat y Gallard (1999) Ec. 1.2 Fe-OOH+2 → Fe+2 + •OOH k1= 2.7*10-3 s-1 Gallard y De Laat (2001) Ec. 1.3 Fe2+ + •OOH → Fe+3 + HO2 - k2 =1.3*106 M-1s-1 Garrido et al. (2010) Ec. 1.4 Fe2+ + HO• → Fe+3 + OH- k2 =3.2*108 M-1s-1 Valero (2011) Ec. 1.5 Fe3+ + •OOH → Fe2+ +O2 +H+ k2 =1.2*106 M-1s-1 Garrido et al. (2010) Ec. 1.6 Fe2+ + •OOH + H+ → Fe3+ + H2O2 k2 =1.3x106 M-1s-1 Garrido et al. (2010) Ec. 1.7 Fe2+ + O2 •- + H+ → Fe3+(HO2) 2+ k2 = 1*107 M-1 s-1 De Laat y Gallard (1999) Ec. 1.8 Fe3+ + O2 •- → Fe2+ + O2 k2 = 5*107 M-1 s-1 De Laat y Gallard (1999) Ec. 1.9 FeOH2+ +H2O2 ↔ [FeIII(OH)(HO2)] + +H+ KE = 2 * 10-4 De Laat y Gallard (1999) Ec. 1.10 [FeIII(HO2)] 2+ → Fe2+ + HO2 • k1 = 2.7*10-3 s-1 Gallard y De Laat (2001) Ec. 1.11 [FeIII(OH)(HO2)] + → Fe2+ + HO2 • + OH- k1 = 2.7 * 10-3 s-1 Gallard y De Laat (2001) Ec. 1.12 E: equilíbrio químico, 1 reacción de primer orden; 2 reacción de segundo orden 38 Doctorado en Ingeniería Ambiental En presencia de un exceso de peróxido de hidrógeno, la concentración de Fe2+ será más baja con relación a la de Fe3+, ya que la constante cinética de reacción de reconversión es más lenta (Ec. 1.3). Ambos radicales, el •OH y el HO2 • reaccionan indistintamente con la materia orgánica, pero el segundo es menos reactivo. La constante de velocidad para la reacción del ion ferroso con H2O2 es alta, y el Fe (II) se oxida a Fe(III) en cuestión de segundos o minutos, con un exceso de H2O2 (Ec 1.1). Debido a lo anterior se ha propuesto que la oxidación de compuestos por el reactivo de Fenton catalizado por Fe(II) y con exceso de H2O2 es esencialmente un proceso de Fe(III). Estas reacciones ocurren también con otros iones metálicos de transición como el Cu(II), y se las conoce como reacciones tipo Fenton (Domènech et al., 2001): Mn+ + H2O2 → M(n+1) + •OH + HO- (M= Fe3+, Cu2+) Ec. 1.13 1.2.3.2 Mecanismo del reactivo tipo Fenton en fase heterogénea A continuación se presentan tres mecanismos propuestos para la descomposición catalítica del peróxido de hidrógeno sobre la superficie de catalizadores de óxidos de hierro a través de la reacción tipo Fenton 1.- Mecanismo vía radical propuesto por Lin y Gurol (1998) ≡Fe(III)-OH + H2O2 ↔(H2O2)s Ec. 1.14 (H2O2)s ↔ (≡Fe(II)•O2H) + H2O Ec. 1.15 (≡Fe(II)•O2H) ↔ Fe(II) + HO2 • Ec. 1.16 ≡Fe(II) + H2O2 → ≡Fe(III)-OH + •OH + H2O Ec. 1.17 Fe(II) + O2 → Fe(III)-OH + HO2 • Ec. 1.18 HO2 • ↔ H+ + O2 •- Ec. 1.19 ≡Fe(III)-OH + HO2 •/O2 •- → ≡Fe(II) + H2O / OH- + O2 Ec. 1.20 •OH + ≡Fe(II) → ≡Fe(III)-OH Ec. 1.21 •OH + (H2O2)s → Fe(III)-OH + HO2 • + H2O Ec. 1.22 (H2O2)s + HO2 • / O2 •- → ≡Fe(III)-OH + H2O / OH- + •OH + O2 Ec. 1.23 HO2 • + HO2 • → (H2O2)s + O2 Ec. 1.24 •OH + HO2 •/O2 • → H2O2 + O2 Ec. 1.25 De acuerdo al mecanismo propuesto por Lin y Gurol (1998) la reacción es iniciada por un complejo (H2O2)s formado entre el H2O2 y los grupos ≡Fe(III)-OH en la superficie del catalizador (Ec.1.14). El complejo superficial puede ser visto como un ground-state (mediante una transferencia electrónica reversible desde el ligando al metal (Ec. 1.15). El estado electrónico excitado puede ser desactivado a través de la disociación del radical perhidroxil (“complejo sucesor”), como se muestra en la ecuación 1.16. El radical perhidroxil siendo muy 39 Doctorado en Ingeniería Ambiental activo puede inmediatamente reaccionar con otros compuestos. Por lo tanto, reversibilidad de la reacción 1.16 puede ser despreciable. El hierro reducido puede reaccionar con H2O2 o O2, como se muestra en las reacciones 1.17 y 1.18. Sin embargo, la reacción 1.18 es más lenta que la reacción 1.17. Los radicales perhidroxil y superóxido producidos anteriormente (mediante las reacciones 1.16, 1.18 y 1.19) pueden reaccionar con Fe (II) y Fe (III) expuestos en la superficie de acuerdo a la reacción 1.20 y 1.21. Estos radicales también pueden reaccionar con el H2O2 adsorbido (reacciones 1.22 y 1.23). Finalmente, los radicales pueden reaccionar entre sí para terminar la secuencia de reacciones (Ec. 1.24 y 1.25). 2.- Mecanismo vía radical propuesto por Kwan y Volker (2004) ≡Fe(III) + H2O2 → ≡Fe(HO2) 2+ + H+ Ec. 1.26 ≡Fe(HO2) 2+ → ≡Fe(II) + HO2 • Ec. 1.27 ≡Fe(II) + H2O2 → Fe(III) + •OH + OH- Ec. 1.28 •OH + H2O2 → H2O + HO2 • Ec. 1.29 ≡Fe(II) + O2 • → ≡Fe(III) + O2 Ec. 1.30 ≡Fe(III) + HO2 • → ≡Fe(II) + HO2 - Ec. 1.31 ≡Fe(II) + HO2 - → ≡Fe(III) + HO2 • Ec. 1.32 Por otra parte, Andreozzi et al. (2002a) han sugerido un mecanismo sin radicales para la degradación de ácido 3,4-dihidroxibenzoico como se muestra en las reacciones 1.36 y 1.37, donde (•) denota los sitios activos del catalizador. El substrato adsorbido (S) y el H2O2 reaccionan sobre la superficie del catalizador dando lugar a los productos de la reacción y la regeneración de los sitios activos (Ec. 1.38). 3.- Mecanismo vía no-radical propuesto por Andreozzi et al. (2002a) ≡Fe(III)-OH (sitios activos) Ec. 1.33 ≡Fe(III)-OH + H+ → ≡Fe(III)-OH2 + Ec. 1.34 ≡Fe(III)-OH → Fe(III)-O- + H+ Ec. 1.35 H2O2 + (•) → H2O2• Ec. 1.36 S + (•) → S• Ec. 1.37 S + H2O2 → productos + 2(•) Ec. 1.38 De los tres mecanismos presentados el mecanismo de Lin y Gurol (1998) es el mayormente aceptado (con 250 citas) seguido por el trabajo presentado por Kwan y Volker (2004) (42 citas) y el mecanismo de Andreozzi et al. (2002a) es citado 40 veces. Esto se debe a que el mecanismo propuesto por Lin y Gurol (1998) es un mecanismo completo y los que han surgido posteriormente lo toman como base. Por otra parte, el H2O2 es un ácido débil, un poderoso oxidante y un compuesto inestable que dismuta con una velocidad máxima cuando el valor del pH del medio es el de su pKa: H2O2  HO2 - + H+ pKa = 11.6 Ec. 1.39 H2O2 + 2e- + 2H+  2H2O E° = + 1.78 V Ec. 1.40 H2O2 + HO2 -  H2O + O2 + HO- Ec. 1.41 40 Doctorado en Ingeniería Ambiental La velocidad de oxidación aumenta con un incremento de la temperatura. A presión atmosférica, el intervalo recomendable de operación se sitúa entre 40 y 50ºC, ya que si se sobrepasa 50ºC, ocurre una descomposición acelerada del peróxido de hidrógeno, generando oxígeno y agua. Operando a presiones de hasta 3 atmósferas se pueden alcanzar temperaturas superiores a los 100 ºC, sin riesgo de explosión por descomposición del peróxido. Los radicales HO2 • y O2 -• se originan por reacción del H2O2 y por descomposición de los radicales R-OO•. Su presencia en disolución acuosa depende del pH ya que ambas especies se encuentran en equilibrio (Valero, 2011) HO2 • ↔ O2 -• + H+ pKa = 4.8 Ec. 1.42 El radical perhidroxil (HO2 •) es un oxidante débil que tiene una reactividad mínima en sistemas acuosos, mientras que el radical superóxido O2 -• es un nucleófilo y un agente reductor (Smith et al., 2006). Estos radicales son poco reactivos con la mayoría de las sustancias, comparados con el •OH, en medio acuoso. Sin embargo, los radicales HO2 • y O2 -• pueden ser capaces de reducir los radicales peroxilo a ROOH, con constantes de reacción un orden de magnitud inferior para el HO2 • que para el O2 -• (Valero, 2011). El radical hidroxil (•OH) oxida a la mayoría de los compuestos orgánicos y reacciona 106 – 1012 veces más rápido que otros oxidantes fuertes como el O3 en forma molecular (Domènech et al., 2001). En la Tabla 1.8 se puede observar la gran diferencia en las constantes de velocidad de reacción de distintos compuestos con el radical hidroxilo y con el ozono. Tabla 1.8. Constantes de velocidad (k [=] L/mol s) del radical hidroxilo en comparación con el ozono molecular para algunos compuestos orgánicos (Domènech et al., 2001) Compuesto k•OH kO3 Alquenos clorados 109 - 1011 10-1 - 103 Fenoles 109 - 1010 103 Aromáticos 108 - 1010 1 - 102 Cetonas 109 - 1010 1 Alcoholes 108 - 109 10-2 - 1 Alcanos 106 - 109 10-2 El radical hidroxil reacciona con los compuestos orgánicos principalmente captando un átomo de hidrógeno en los enlaces C-H, N-H y O-H o incorporánndose a los enlaces C=C a los anillos aromáticos. La reacción del •OH con los compuestos orgánicos da lugar a la formación de radicales centrados en el carbono •R (Valero, 2011). Los radicales libres centrados en el carbono (•R) reaccionan en presencia de oxígeno para formar radicales peroxilo (R-OO•) los cuales no son muy reactivos con otros contaminantes 41 Doctorado en Ingeniería Ambiental orgánicos pero su descomposición contribuye a la degradación oxidativa de los compuestos orgánicos (Valero, 2011). Los radicales •R, R-OO• y R-O• pueden asociarse para dar moléculas relativamente estables, o bien pueden reaccionar con iones de hierro. Los compuestos orgánicos intermedios generados en la primera etapa de la oxidación pueden continuar reaccionando con el radical •OH y con oxígeno. El proceso global da lugar finalmente a la mineralización de los contaminantes en CO2 y H2O (Valero, 2011). Las especies ROS también son capaces de producir un stress oxidativo sobre los microorganismos, aunque la pared celular externa (compuesta de péptidos) constituye el primer obstáculo para iniciar el ataque (Lanao et al., 2012). Más adelante se discute el mecanismo de esta acción oxidativa en el proceso de desinfección mediante ROS. 1.2.4 Principales aplicaciones del reactivo de Fenton en tratamiento de agua La primera aplicación de este proceso fue la oxidación de contaminantes orgánicos presentes en aguas residuales de origen municipal (Barb et al., 1951; Bishop et al., 1968). A partir de esos primeros estudios, el reactivo de Fenton ha sido ampliamente utilizado para oxidar un gran número de compuestos recalcitrantes específicos presentes tanto en aguas residuales municipales, como industriales. Otra aplicación del reactivo de Fenton es como proceso de desinfección. 1.2.4.1 Proceso de oxidación Existe una gran variedad de compuestos orgánicos que se pueden oxidar mediante el ataque de los radicales hidroxil •OH producidos por el reactivo Fenton. Algunos compuestos específicos removidos por este reactivo se presentan en la Tabla 1.9 En términos generales, el proceso puede alcanzar una significativa degradación de los contaminantes orgánicos, mediante: i) Un cambio estructural de los compuestos orgánicos que posibilitan un eventual tratamiento biológico posterior, ii) Una oxidación parcial que produce una disminución de la toxicidad del efluente, iii) Una oxidación total o mineralización de los compuestos orgánicos en sustancias inocuas que posibilitan una descarga del efluente sin necesidad de un posterior tratamiento. 42 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.9. Compuestos orgánicos susceptibles de ser oxidados mediante el reactivo Fenton (Espinoza y González, 1999) Ácidos Alcoholes Aldehidos Aromáticos Aminas Otros Cadena abierta: Fórmico Propiónico Cadena abierta: Metanol Etanol Isopropanol tert-butanol Cadena abierta: Formaldehído Acetaldehído Glioxal Monocíclicos: Benceno Fenol Hidroquinona Cadena abierta: Dietilamina Dimetilformamida n-propilamina propilendiamina Eteres: Tetrahidro Furano Monosustituído: Láctico Málico Cíclicos: Fenil metanol (bencílico) Cìclicos: Benzaldehído Policíclicos: Tolueno Xileno Cíclicos: Anilina Cetonas: Metil-etil- cetona Dihidroxi- acetona Polisustituídos: Glucónico Tartárico Polioles: Etilen glicol Glicerol Propilendiol Sustituídos: Tricloro acetaldehído Sustituídos: Clorobenceno Clorofenoles Trinitrotolueno Para- nitrofenol Derivados: Acido etilen dinitrilo tetracético Explosivos (RDX o Aciclonita) Varios: Antra- quinona Pigmentos (mono y diazo) Las condiciones óptimas del tratamiento dependerán necesariamente de cada efluente en particular, su composición y toxicidad. Hay compuestos que son muy recalcitrantes por lo que requieren para su oxidación temperaturas elevadas. Por ejemplo, el benceno o el fenol se oxidan con relativa facilidad, mientras que los derivados clorados son menos reactivos y demandan mayor tiempo o temperaturas más elevadas para su tratamiento. En muchos casos, un substrato orgánico aparentemente refractario a este tratamiento puede ser oxidado alterando las condiciones de temperatura, pH o concentración de catalizador. Existen también estudios realizados sobre la remoción de parámetros globales (color, carbono orgánico disuelto, demanda química de oxígeno, turbiedad) en corrientes más complejas y contaminadas como son los lixiviados (Gau y Chang, 1996; Ramírez Zamora et al; 2000) por el reactivo de Fenton. Este proceso es eficiente para oxidar herbicidas y otros contaminantes de suelos tales como hexadecano o dieldrin. Puede descomponer solventes para limpieza en seco (p. ejemplo benceno, fenol, alcoholes) y decolorar aguas residuales con distintos tipos de colorantes y otros residuos industriales, reduciendo su DQO. Otros compuestos susceptibles a la oxidación con el reactivo de Fenton son: p- hidroxibenzoico (pHB), ácido fórmico, fenol, 2,4-diclorofenol, 4-clorofenol y nitrobenceno. Son muy pocos los compuestos que no pueden ser atacados por este reactivo, entre ellos el ácido acético, el ácido oxálico, las parafinas y los compuestos organoclorados (Domènech et al., 2001). El uso potencial de sólidos compuestos de hierro o materiales sólidos ricos en hierro se han evaluado recientemente para la degradación de compuestos orgánicos recalcitrantes a través de la reacción tipo Fenton (ver Anexo A4). En la Figura 1.6 se muestra la distribución de los catalizadores tipo Fenton que se han reportado desde 1995 a la fecha. En esta distribución se observa que el catalizador mayormente empleado en el sistema tipo Fenton es el catalizador 43 Doctorado en Ingeniería Ambiental hierro zeolita (Fe-ZSM5, mezcla de especies y tamaños de partículas de hierro) seguido por los óxidos de hierro soportados sobre carbón activado (FeOx/C) en tamaño micrométrico. Con base en lo anterior se seleccionaron estos dos sistemas para ser evaluados en el presente estudio. Además se ha reportado que el sistema Fe-ZSM5 ha mostrado tener actividad catalítica similar al sistema homogéneo para la descomposición de H2O2 (Kuznetsova et al., 2004). La ventaja de emplear el catalizador de FeOx/C es que el soporte o carbón activado tiene una alta capacidad de adsorción para los compuestos disueltos en agua a diferencia del sistema zeolitico. Figura 1.6 Distribución de catalizadores tipo Fenton utilizados para el tratamiento de contaminantes recalcitrantes De los 129 reportes listados anteriormente (Figura 1.6, Anexo 4) en el 32% de los trabajos publicados son referentes a tratamiento de aguas mediante la reacción tipo Fenton en fase heterogénea que contienen compuestos fenólicos. De este número, el 26.7% está enfocado al tratamiento de aguas con colorantes, el 14.5% reporta tratamiento de combustibles y aditivos, el 11.5% reporta tratamiento de agua con compuestos orgánicos, el 5.3% reporta el tratamiento de agua con fármacos, el 3.8%, 3.1% y 3.1% corresponde a tratamiento de aguas con detergentes y solventes, pesticidas y aguas residuales reales y lixiviados respectivamente (Figura 1.7). El 30% de los trabajos fueron foto-asistidos pero el 70% restante con el empleo del catalizador fue suficiente para obtener porcentajes de degradación satisfactorios. 44 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 1.7 Contaminantes recalcitrantes tratados por la reacción tipo Fenton en fase heterogénea utilizada para el tratamiento de agua 1.2.4.2 Proceso de desinfección El reactivo de Fenton clásico ha demostrado también ser eficiente para inactivar bacterias patógenas presentes en aguas residuales, como los coliformes fecales y Salmonella tiphy (Ramírez Zamora et al., 2002, 2005). Este proceso también ha sido probado en la remoción de E. coli (Moncayo-Laso et al., 2008) y en la remoción de bacterias Gram-negativo y Gram- positivo (Huang et al., 2012). Sin embargo, para el proceso de Fenton heterogéneo se encuentran pocos trabajos reportados (Tabla 1.10), probablemente debido a que en este tipo de sistemas los problemas de difusión de las ROS para llegar hasta el microorganismo son significativos. Por lo que es importante seleccionar un material con diámetro de poro suficientemente grande para evitar estos problemas difusionales. El sistema Fe/silica (en diferentes arreglos estructurales) ha demostrado ser eficiente en la remoción de fenol; sin embargo, para estructuras que no tienen problemas difusionales tienen pérdida de Fe o viceversa (Martínez et al., 2007). En este sentido, el uso de zeolitas como soporte tienen la ventaja de que el Fe intercambiado se encuentra fijo en la estructura por lo que no se lixivia durante la reacción. Por una parte, Maness et al. (1999) reportaron que la inactivación de E. coli causada por las especies ROS (producidas por procesos de oxidación avanzada) se produce como resultado del daño en la pared de la membrana celular y subsecuente peroxidación de fosfolípidos poliinsaturados que son componentes de la membrana lípida, lo que conlleva a la muerte celular. También propusieron que la pérdida de la estructura de la membrana y el deterioro de las funciones de la membrana (como su actividad respiratoria) causadas por la peroxidación lipídica son la causa de la muerte de la célula. 45 Doctorado en Ingeniería Ambiental Sin embargo Cho et al., (2004) reporta que las especies ROS (no incluido el •OH) tienen una menor actividad de inactivación de microorganismos como las bacterias, que los radicales •OH solos. Tabla 1.10. Proceso de desinfección mediante la reacción tipo Fenton en fase heterogénea Microorganismo Catalizador/Soporte Proceso Referencia E. coli FeOx / PVF FeOx / PE FeOx / PET Foto-Fenton Mazille et al. (2010b) E. coli Resina polimérica con cobre Fenton Dramou et al., (2008) El ataque de las ROS a la pared polisacárida externa es la etapa inicial, seguida por el ataque a la capa peptidoglicano, la peroxidación de la membrana lipídica y la eventual oxidación de la membrana proteínica. Todo esto causa una rápida pérdida de iones potasio provenientes de la célula de la bacteria, resultando en la reducción directa de la viabilidad célular. La disminución de la viabilidad está generalmente ligada a la peroxidación de fosfolípidos poliinsaturados y que eventualmente producen la muerte celular (Chong et al., 2010; Huang et al., 2012). Actualmente se considera que la transferencia de la célula bacteriana a una vecindad cercana a la superficie generadora de ROS es el paso limitante para este proceso de desinfección. Por otra parte, los ácidos nucleicos (DNA y RNA) pueden resultar dañados por muchos tipos de mutágenos, que cambian la secuencia del DNA y RNA. El tipo de daño producido en los ácidos nucleicos depende del tipo de mutágeno. Por ejemplo, la luz UV puede dañar a los ácidos nucleicos produciendo dímeros de timina, que se forman por ligamiento cruzado entre bases pirimidínicas (Douki et al., 2003). Además, las ROS pueden producir múltiples daños, incluyendo modificaciones de bases, sobre todo guanina, y rupturas de doble hebra (double-strand breaks) en cualquier tipo de ácido nucleico (Cadet et al., 1999). Las citosinas metiladas son particularmente sensibles a mutaciones (Walsh y Xu, 2006). El daño en los ácidos nucleicos inicia una respuesta que activa diferentes mecanismos de reparación que reconocen lesiones específicas en éstos, que son reparadas en el momento para recuperar la secuencia original del ácido nucléico. Asimismo, su daño detiene el ciclo celular, que conlleva la alteración de numerosos procesos fisiológicos, que a su vez implica síntesis, transporte y degradación de proteínas. Alternativamente, si el daño genómico es demasiado grande para que pueda ser reparado, los mecanismos de control inducirán la activación de una serie de rutas celulares que culminarán en la muerte celular. Los radicales (ROS) producidos por ejemplo en la reacción de Fenton podrían ser considerados como agentes radiomiméticosdebido a que el daño y las mutaciones causados en el espectro del DNA son similares a las ocasionadas por la radiación (Termini, 2000). 46 Doctorado en Ingeniería Ambiental Las reacciones de las bases de los ácidos nucleícos (adenina, guanina, timina, citosina, uracilo, ribosa, desoxirribosa) con los radicales libres inicialmente producen intermediarios inestables centrados en el DNA (Ecuaciones 1.43 y 1.44). Estos intermediarios son los precursores inmediatos para el daño en las bases de los ácidos nucleicos (Ec. 1.45). La mayor parte del conocimiento que se tiene sobre las reacciones de las bases de los ácidos nucleicos con radicales hidroxil proviene de la radiación realizada a organismos biológicos, ya que los •OH pueden ser generados para un modelo de estudio por pulsos de radiólisis. La irradiación de agua saturada con N2O expuesta a una fuente de rayos gamma es el sistema comúnmente usado en biología molecular para generar radicales hidroxil. Cerca del 90% de los radicales producidos con este método son •OH. Por lo tanto, la comparación directa de los productos provenientes del daño al DNA y el espectro de mutación inducido de esta manera con los generados por el reactivo de Fenton puede proveer pistas del papel de los radicales •OH en este tipo de reacciones in vitro e in vivo (Termini, 2000). Los productos de la reacción de los radicales hidroxil con bases de pirimidina y purina (obtenidas del pelo de porcinos línea materna Yorkshire y Landrace) han sido examinados en gran detalle usando pulsos de radiólisis, método de gen estrógeno receptor (ESR) (Ramos et al., 2008), Resonancia de electrón paramagnético (EPR), y métodos de trampas químicas. Los radicales hidroxil primero actúan como un nucleófilo en sus reacciones con sustratos orgánicos. La adición del doble enlace es la ruta principal pero la sustracción de átomos de hidrógeno también puede ocurrir (Termini, 2000). Ec. 1.43 Ec. 1.44 Ec. 1.45 47 Doctorado en Ingeniería Ambiental En el caso de la reacción de los radicales hidroxil con timina, 65% de la adición se lleva a cabo en la posición del C5 para producir el radical correspondiente 6-yl, mientras el radical 5- yl corresponde al 20% de los productos formados. Solamente el 10% de los radicales alílicos son formados (Termini, 2000). En el RNA la timina es reemplazada por el uracilo. La adición del radical •OH en el C8 de la guanina, produce la 8-hydroxi guanina y derivados de la formamidopyrimidina (fapy), se ha sido observado que se forman radicales similares para la adenina; así como también la guanina y adenina presentan radicales con adición del radical •OH en la posición C4 (Termini, 2000). El gen supF (vector plasmídico pZ189) fue usado como un marcador mutacional en bacterias exponiendo el plasmídico a peróxido de hidrógeno y Fe(III)/EDTA (Akasaka y Yamamoto, 1994). Un incremento de 30 unidades en la frecuencia de mutación relativa fue obtenido sobre la transfección del plasmídico oxidado. La mayoría de las mutaciones (85%) producidas por este sistema fueron sustituciones a las bases. La secuencia en las posiciones posee un gran número de cambios que no variaron apreciablemente desde los sitios espontáneos hipermutables. La comparación de las diferentes clases de mutaciones encontradas entre las de tipo espontáneo y las inducidas revelan los diferentes tipos de transversiones observadas. Ambas transversiones, las espontáneas y las inducidas (aproximadamente el 84% de todas las sustituciones realizadas a las bases) afectaron principalmente a la guanina. En las mutaciones inducidas por los radicales OH producidos en la reacción de Fenton el 40% de las sustituciones a las bases son transversiones G/C→C/G, mientras que el 37% consistió de G/C→T/A. La transversión espontánea de la guanina fue predominantemente G/C→T/A (46%), contra 27% de transversiones G/C→C/G. Solamente 5% de transversiones mutantes para adenina fueron inducidas por los radicales OH producidos en la reacción de Fenton y 12% fueron espontáneas. El Fe(II) utilizado en la reacción de Fenton y los radicales alquihidroxiperóxidos que produce ese proceso son también conocidos como buenos inductores de rupturas de hebra sencilla (single strand breaks) en células completas y en DNA aislado (Termini, 2000). Esta propiedad clastogénica puede contribuir a la mutagénesis surgiendo de la recombinación, mientras que la acumulación de muchas rupturas puede resultar en una muerte celular. Un estudio detallado (Baker, 1991) compara los efectos de las rupturas inducidas por tratamiento con radiación ionizante, H2O2 y dos radicales alquilhidroxiperóxidos en el adenoma celular A549. Se observó que rupturas de doble hebra irreparables (consideradas como lesiones letales inducidas por radiación), no son producidas por H2O2 o radicales alquihidroxiperóxidos. Sin embargo, los resultados obtenidos con un tratamiento con alquihidroxiperóxidos produciendo gran cantidad de rupturas de hebra sencilla son similares a los resultados obtenidos por dosis equitóxicas de radiación. Quizás lo más importante es que estas rupturas son reparadas más lentamente que las inducidas por radiación, por lo que el daño producido por radicales alquihidroxiperóxidos es difícil de reparar. Estos resultados sugieren que diferentes mecanismos están involucrados en la generación de rupturas por radiación, por la reacción de Fenton y por alquihidroxiperóxidos. Es probable que las diferencias observadas en las tasas de recombinación sean debidas a las nuevas terminaciones del DNA producidas durante las rupturas. 48 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1.2.5 Parámetros de influencia del proceso de Fenton En la Tabla 1.11 se presentan las variables de control involucradas en el proceso de Fenton para la oxidación de compuestos orgánicos. Las primeras seis variables tienen influencia significativa tanto para el sistema en fase homogénea como para el de heterogénea. En el caso del sistema en fase heterogénea también influyen las características del catalizador tipo Fenton. Tabla 1.11 Parámetros de influencia en el proceso de Fenton Sistema homogéneo Sistema heterogéneo Dosis de H2O2 Dosis de H2O2 Dosis de hierro Dosis de hierro Características del medio (pH, tiempo de reacción, T, sustancias que interfieren) Características del medio (pH, tiempo de reacción, T, sustancias que interfieren) Características del catalizador (catalizador en fase líquida, estado de oxidación del hierro) Características del catalizador (catalizador en fase sólida, estado de oxidación del hierro, tamaño de partícula de la fase activa, soporte, método de síntesis) A continuación se describen los efectos que se observan con las variaciones de estos parámetros: 1.2.5.1 Efecto de la dosis de peróxido de hidrógeno Los radicales hidroxil no son selectivos en su reacción con la materia orgánica por lo que es importante conocer los subproductos formados para cada tipo de agua residual tratada. Por ejemplo, en una aplicación típica ocurre la siguiente serie de reacciones: OHCO OxidadoD rioIntermedia OxidadoC rioIntermedia OxidadoB rioIntermedia OxidadoA rioIntermedia Sustrato 22  Cada transformación en esta serie de reacciones tiene una constante específica de velocidad de reacción y, como en el caso de los compuestos fenólicos pueden formarse productos intermedios indeseables (quinonas), los cuales requieren de una importante cantidad de peróxido de hidrógeno para que la reacción continúe hasta los productos finales. Lo anterior es frecuentemente observado cuando se realiza el pre-tratamiento de un agua residual con una matriz orgánica muy compleja, en la cual se desea reducir su carga tóxica. Como la dosis de peróxido se incrementa, una reducción de la demanda química de oxígeno (DQO) puede ocurrir con poco o ningún cambio de la toxicidad hasta que se alcanza un límite, después del cual una dosis adicional del peróxido da como resultado un rápido decremento de la toxicidad del agua residual. En muchos estudios, las tasas del complejo mecanismo multipasos de oxidación no son reportadas y en lugar de reportar las condiciones óptimas para remoción de un compuesto 49 Doctorado en Ingeniería Ambiental orgánico en particular (el pH, la concentración de hierro y peroxido de hidrógeno) reportan las condiciones bajo las cuales se tuvo la tasa más alta o la mayor cantidad removida, dentro de un periodo especifico de observación. Teóricamente, la relación estequiométrica molar H2O2/substrato debe oscilar entre 2 y 10 cuando se usa el reactivo para la mineralización de compuestos solubles. Sin embargo, en la práctica esta relación puede ser de hasta 1000, ya que en muestras ambientales el compuesto a oxidar siempre viene acompañado de otros que también pueden ser atacados por el radical OH. La relación másica peróxido/Fe/compuesto puede ser mantenida por adición intermitente del oxidante o fijada al inicio de la reacción (Domènech et al., 2001). Dentro de la literatura consultada en el período 1996 - 2012 (Tabla 1.15) se determinó que la dosis de H2O2 suministrada en el sistema tipo Fenton varía de [0.6 a 7412] mM, dependiendo del tipo de catalizador empleado y contaminante tratado. Cuando se usan sistemas con bajos contenidos de Fe como es el caso de las zeolitas intercambiadas [1.32 a 930] mM y las membranas [0.979-30] mM, la dosis de peróxido es baja, comparada con sistemas como arcillas pilareadas que consumen hasta 7412 mM. También, se ha reportado que a bajas dosis de H2O2 la tasa de remoción de contaminantes es mas lenta (Chen et al., 2008) debido a que la reacción tipo Fenton estaría limitada por la disponibilidad del oxidante. Por otra parte, Tang y Huang (1996) desarrollaron un modelo cinético para predecir la relación másica óptima de [H2O2] / [Fe2+] para oxidaciones por el reactivo de Fenton. La relación óptima [H2O2] / [Fe2+] para la degradación de 2,4-diclorofenol obtenida experimentalmente fue cercana al cálculo teórico (11). Las relaciones másicas óptimas de [H2O2] / [Fe2+] para etenos clorados oscilan en el rango desde 5 a 11 (Tang y Huang, 1997). Wang y Lemley (2001) desarrollaron un modelo cinético en función de la cantidad de H2O2 consumida en la reacción y del tiempo de vida media de los radicales hidroxil para calcular el porcentaje de degradación del ácido 2,4-diclorofenoxiacético y las concentraciones óptimas de reactivos para su tratamiento con el proceso de Fenton anódico (Saltmiras y Lemley, 2001). El peróxido de hidrógeno residual puede ser removido por ajuste del pH, por ejemplo entre 7- 10 o neutralizando con bisulfito de sodio. Durante la reacción de Fenton pueden verificarse algunos cambios de color del agua. Algunas aguas residuales pueden adquirir un color oscuro cuando se adiciona el peróxido de hidrógeno, pero pierden este color cuando se lleva a cabo completamente la reacción de oxidación. 1.2.5.2 Efecto de la dosis de hierro En ausencia de hierro, no hay evidencia de la formación de radicales hidroxil cuando, por ejemplo, H2O2 es adicionado a aguas residuales fenólicas (no se observó reducción en el nivel de fenol). Conforme la concentración de hierro se incrementa, la remoción de fenol se acelera hasta el punto en el cual la adición de hierro comienza a ser ineficiente. Por lo que existe un intervalo óptimo de dosis de hierro característico del reactivo de Fenton, aunque los valores mínimo y máximo varía para los diferentes tipos de aguas residuales. La relación másica entre la dosis de hierro y la dosis de peróxido puede expresarse como una razón entre ambas concentraciones (Fe / H2O2). En la literatura (Tabla 1.15) se encuentran datos reportados dentro del intervalo [5.4 x10-6 a 3.872], sin embargo no se observa ninguna 50 Doctorado en Ingeniería Ambiental tendencia con respecto al tipo de catalizador. Por ejemplo, para nanoparticulas de magnetita en un estudio reportaron utilizar una relación másica Fe/H2O2 de 5.4 x10-6 (Sun y Lemley, 2011) y Zhang et al., (2011b) reportaron utilizar una relación de 3.872 usando el mismo sistema. Por otra parte, se ha observado que un incremento de la dosis de Fe tiene un efecto positivo sobre la eficiencia de degradación (Sun y Lemley, 2011). Sin embargo, la adición excesiva de catalizador provoca una baja eficiencia de degradación (Chen et al., 2008). 1.2.5.3 Efecto del pH El pH del medio es un parámetro de operación crucial para la reacción tipo Fenton heterogéneo, que afecta directamente tanto el desempeño del catalizador como el Fe que se lixivia. El pH para la reacción tipo Fenton en fase heterogénea se reporta que varía [2 - 11] (Tabla 1.15). Se ha observado que el incremento en el valor del pH produce un efecto negativo sobre la degradación de compuestos recalcitrantes. Esto puede ser debido a que en condiciones básicas la descomposición de H2O2 sobre la superficie del catalizador es por via no-radical (Sun y Lemley, 2011). Además, el potencial de oxidación del •OH a condiciones básicas es menor que a condiciones ácidas (Ec. 1.46 y 1.47): •OH + e- + H+ → H2O E0 = 2.7/2.38 V Ec. 1.46 •OH + e- → OH- E0 = 1.8 V Ec. 1.47 Por otra parte, en medio ácido el hierro incorporado en el catalizador es susceptible de ser lixiviado, de esta manera se lleva a cabo la reacción de Fenton tanto en fase homogénea como en fase heterogénea. Por ejemplo, Shanshan y Huang (1999), utilizando -FeOOH para la oxidación de ácido benzoico reportan que a pH< 4, la reacción de descomposición del peróxido de hidrógeno se realiza mediante la acción catalítica de iones Fe2+ disueltos principalmente, en contraparte, a pH [4.4 – 7.0] la reacción se atribuye solamente a la catálisis heterogénea. Esto también es reportado por Yuranova et al. (2004) con un catalizador de Fe soportado en telas de carbón, utilizado para la decoloración del colorante Naranja II bajo luz visible. En este estudio se observó que la reacción homogénea contribuye muy poco, comparada con la catálisis heterogénea, ocurriendo ambos fenómenos en paralelo a pH = 4.5. Cabe resaltar que con algunos materiales la tasa de reacción de oxidación es fuertemente dependiente del pH, p. ejem., las membranas de Fe-Nafion son efectivas hasta al menos pH = 5.4. Aunque fue posible la mineralización del 2,4-diclorofenol a pH inicial =11, el pH (no controlado) siempre descendió rápidamente a valores por debajo de 5 (Sabhi y Kiwi, 2001). La decoloración de Naranja II fue efectiva en el rango de pH inicial de 2.8 a 4.8, pero fue mucho más lenta a pH 6.5 y 7.5 (Fernández et al., 1999). 51 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1.2.5.4. Efecto del tiempo de reacción El tiempo necesario para completar la reacción de Fenton depende de diferentes variables, la mayoría de éstas relacionadas con las dosis del catalizador y con las características del agua residual. Para una oxidación simple de Fenol (menos de 250 mg/L) el tiempo de reacción típico es de 30-60 min. Para aguas más concentradas y complejas la reacción puede tomar varias horas. En tales casos, la reacción en pasos (añadiendo hierro y peróxido de hidrógeno) es más efectiva que añadiendo al inicio todo el hierro y el peróxido de hidrógeno. En la literatura se encuentran reportados tiempos desde 5 minutos hasta 12000 minutos (Tabla 1.15) y se observa que cuando se utilizan óxidos másicos como catalizador se requiren de tiempos grandes. 1.2.5.5 Efecto de la temperatura La velocidad de reacción de oxidación con el reactivo de Fenton se incrementa con la temperatura, siendo este efecto más pronunciado a temperaturas menores de 20ºC. Sin embargo, cuando la temperatura aumenta por arriba de 40 ó 50 ºC, la eficiencia del proceso decrece. Lo anterior se debe a que se acelera la descomposición de peróxido de hidrógeno en oxígeno y agua. En la práctica, la aplicación comercial del reactivo de Fenton ocurre a temperaturas entre 20-40ºC. La aplicación del reactivo de Fenton para el pre-tratamiento de aguas residuales altamente concentradas puede requerir una adición secuencial o controlada del peróxido de hidrógeno para moderar el aumento de la temperatura como resultado de la reacción. Cuando la dosis de peróxido de hidrógeno excede de 10 – 20 g/L se debe moderar la temperatura no sólo por razones económicas sino también por razones de seguridad. 1.2.5.6 Sustancias que interfieren en la reacción de oxidación de compuestos orgánicos en los procesos de Fenton y tipo Fenton En los procesos de oxidación avanzada se presentan reacciones de competencia entre las sustancias que se desean degradar y otras que compiten para ser degradadas por las ROS. Este fenómeno ocurre porque los radicales no reaccionan de manera específica. Como regla general, las moléculas más fácilmente degradables son las primeras en ser oxidadas y son consideradas como interferencias de la reacción. Algunos ejemplos son: los iones sulfato, organosulfonato, fosfatos, bromuro, cloruro y fluoruro que inhiben la reacción de Fenton produciendo solamente trazas de •OH y sus complejos con Fe son solubles. La afinidad del ion férrico para reaccionar con los iones fluoruro es muy alta, presentándose una sucesiva formación de complejos mono-, di-, y tri- fluoruro. El complejo monofluoruro es catalíticamente inactivo en la reacción de Fenton (Pignatello et al., 2006). Algunos otros compuestos quelantes como los fosfatos, EDTA, formaldehído y ácidos cítrico y oxálico inhiben el proceso. Por eso la sensibilidad al reactivo de Fenton es diferente en cada agua residual, por lo que se recomienda hacer siempre la caracterización del agua y el tratamiento en el laboratorio antes de realizar la prueba en la planta. Los alcoholes sólo se degradan por los radicales oxidantes como el hidroxil (•OH) y el perhidroxil (•OOH). Por el contrario, algunos compuestos organoclorados (p. ejem. CCl4 y CCl3) son atacados inicialmente por los radicales reductores como el superóxido (O2 -•), 52 Doctorado en Ingeniería Ambiental aunque posiblemente los oxidantes sean los encargados de su mineralización total (Valero, 2011). Otro ejemplo es el dietil éter que como es un compuesto saturado, sólo se puede ser degradar por una reacción de extracción de hidrógeno. Mientras que el tricloroeteno debido a su doble enlace es susceptible a presentar tanto reacciones de adición (con varios radicales menos activos) como de transferencia de electrones, tales como las típicas de las especies oxohierro de valencia alta (González-Olmos, 2011). En la Tabla 1.12 se presentan algunas de estas sustancias captadoras de radicales ROS que interfieren en la degradación de los compuestos orgánicos. Tabla 1.12 Constantes cinéticas de reacción del radical hidroxil con algunas especies reactivas (Grebel et al., 2010) Reacción Constante de reacción, k •OH + •OH → H2O2 5.5 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.51 •OH + •OOH→ O2 + H2O 7.1 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.52 •OOH + •OOH → H2O2 + O2 8.3 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.53 •OH + O2 •- → OH- + O2 1.0 x 1010 M-1 s-1 Ec. 1.54 •OH + H2O2 → •OOH + H2O 2.7 * 107 M-1 s-1 Ec. 1.55 •OH + HCO3 - → CO3 •- + H2O 8.5 x 106 M-1 s-1 Ec. 1.56 •OH + H2CO3 - → CO3 •- + H2O + H+ 1.0 x 106 M-1 s-1 Ec. 1.57 •OH + CO3 2- → CO3 •- + OH- 3.9 x 108 M-1 s-1 Ec. 1.58 CO3 •- + H2O2 → HCO3 - + •OOH 4.3 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.59 •OH + CO3 - → Producto 3.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.60 •OH + HPO4 2- → HPO4 •- + OH- 1.5 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.61 •OH + H2PO4 - → HPO4 •- + H2O 2.0 x 104 M-1 s-1 Ec. 1.62 H2O2 + HPO4 •- → H2PO4 - + HO2 • 2.7 x 107 M-1 s-1 Ec. 1.63 •OH + Br- → BrOH•- 1.1 x 1010 M-1 s-1 Ec. 1.64 Br- + BrOH•- → Br2 •- + OH- 1.9 x 108 M-1 s-1 Ec. 1.65 BrOH•- → Br- + •OH 3.3 x 107 s-1 Ec. 1.66 53 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.12 Constantes cinéticas de reacción del radical hidroxil con algunas especies reactivas (Grebel et al., 2010) (continuación) Reacción Constante de reacción, k BrOH•- → Br• + OH- 4.2 x 106 s-1 Ec. 1.67 •OOH + Br2 •- → Br2 + HO2 - 4.4 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.68 •OH + Br2 •- → HOBr + Br- 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.69 •OH + BrO- → BrO• + OH- 4.5 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.70 Cl- + •OH → ClOH•- 4.3 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.71 ClOH•- + Cl- → Cl2•- OH- 1.0 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.72 ClOH•- → Cl- + •OH 6.1 x 109 s-1 Ec. 1.73 Cl2 •- + H2O2 → 2Cl- + HO2 • + H+ 1.4 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.74 •OH + Cl2 •- → HOCl + Cl- 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.75 •OOH + Cl3 - → Cl2 •- + HCl + O2 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.76 •OOH + Cl2 → Cl2 •- + H+ + O2 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.77 Cl2 + H2O2 → 2HCl + O2 1.3 x104 M-1 s-1 Ec. 1.78 •OH + HOCl → ClO• + H2O 2.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.79 •OOH + HOCl → Cl• + OH- + O2 7.5 x 106 M-1 s-1 Ec. 1.80 •OH + ClO- → ClO• + OH- 8.8 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.81 ClO- + H2O2 → Cl- H2O + O2 1.7 x 105 M-1 s-1 Ec. 1.82 •OH + BrCl•- → BrCl + OH- 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.83 •OOH + BrCl•- → Br- + Cl- + O2 + H+ 1.0 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.84 BrCl•- + H2O2 → HO2 • + Br- + HCl 5.0 x 103 M-1 s-1 Ec. 1.85 •OH + C6H5OH → C6H5O • + H2O 5.2 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.86 •OH + C6H5O- → C6H5O • + OH- 9.6 x 109 M-1 s-1 Ec. 1.87 54 Doctorado en Ingeniería Ambiental Por otra parte, existen otro tipo de reacciones en las que el peróxido de hidrógeno es consumido por sustancias más reactivas que estos compuestos, que pueden inhibir el mecanismo de reacción y pueden ralentizar o detener la producción de radicales •OH (Ríos Enríquez, 2004; Méndez-Flores et al., 2004). Las sustancias inhibidoras reportadas en literatura son: yoduro de potasio, sulfito de sodio y fosfato de sodio (0.1M) que interfieren en diferentes etapas de la reacción. La adición del fosfato de sodio causa la precipitación de los iones de hierro al formar la especie poco soluble de fosfato de hierro, el yoduro de potasio provoca la reducción del peróxido de hidrógeno, el yodo puede reducir los radicales peróxido y peroxilo y el sulfito de sodio reduce al peróxido de hidrógeno. 1.2.5.7 Efecto del estado de oxidación del hierro (Fe+2 o Fe+3) Para la mayoría de las aplicaciones del reactivo de Fenton, no es muy importante el tipo de sales de hierro que se utilicen (Fe2+ o Fe3+) para catalizar la reacción. En el caso del reactivo de Fenton en fase homogénea, se ha encontrado que el Fe (II) y el Fe(III) son los metales más eficientes para la activación del peróxido de hidrógeno (Anipsitakis y Dyonynios, 2004). El ciclo catalítico inicia rápidamente, si el H2O2 y la materia orgánica se encuentran presentes en abundancia. Sin embargo, la constante de reacción del H2O2 con Fe3+ es 200 veces menor con respecto a la del Fe2+ (Tabla 1.7). En la Tabla 1.7 se muestran las todas las reacciones involucradas en la descomposición de peróxido con Fe2+ y Fe3+. El radical hidroxil se forma directamente a partir de la reacción directa entre el H2O2 con el Fe2+ (Ec. 1.48): Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + OH - + HO• Ec. 1.48 Sin embargo, si se utiliza el Fe3+ con el H2O2 la reacción de descomposición forma el radical perhidroxil: Fe+3 + H2O2 → Fe-OOH+2 + H+ Ec. 1.49 Fe-OOH+2 → Fe+2 + •OOH Ec. 1.50 En el caso del reactivo de Fenton en fase heterogénea se emplean diversas formas minerales o químicas del hierro, que se ilustran en la Figura 1.8, la cual se construyó con base en la información reportapa en la Tabla 1.15. 55 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 1.8 Especies de hierro utilizadas en la reacción tipo Fenton De acuerdo a la Figura anterior, se han empleado óxidos de hierro en forma másica o soportados. Los óxidos de Fe (II) / Fe (III) son un par redox importante en sistemas ambientales. Estudios recientes han revelado su utilidad con agentes oxidantes y agentes reductores (Tai y Dempsey, 2009). Existen 15 óxidos, oxihidróxidos e hidróxidos de hierro conocidos a la fecha (Anexo A5). Todos ellos están constituidos de iones de Fe, O e OH. Sólo difieren en su composición, el estado de valencia del hierro y en su estructura cristalina (Sánchez, 2006). La mayoría de ellos tienen importancia en el ámbito tecnológico y teórico, por ser compuestos ferromagnéticos, ferrimagnéticos, y antiferromagnéticos. Dentro de éstos, los óxidos Fe2O3 (hematita) y Fe3O4 (magnetita) son los más ampliamente estudiados (Tabla 1.15). El estado de oxidación del hierro en la mayoría de minerales naturales como la goethita y la hematita es 3+ y en la magnetita es 2+. El estado de oxidación de los óxidos de hierro sintetizados en laboratorio también es 2+ y 3+ (Lee, 2006). Muchos investigadores han reportado que la magnetita es un catalizador efectivo para la reacción de Fenton heterogéneo, más que la goethita y hematita debido a que la magnetita tiene una combinación de Fe+2 y Fe+3 dando un estado de oxidación promedio de 2.5+. La combinación de los estados de oxidación 2+ y 3+ en la magnetita ayuda a incrementar la descomposición del peróxido de hidrógeno y promueve la descomposición de los compuestos orgánicos al tener tanto Fe2+ como Fe3+ se presentan simultáneamente las dos reacciones de descomposición del peróxido. Sin embargo, es posible cambiar de una fase a otra con un postratamiento, Reshetenko (2004), reportó que en presencia de aire a 350°C la hematita (Fe2O3) cambia a magnetita (Fe3O4) y ésta a 650°C se reduce a hierro metálico pasando por wustita (FeO) que se forma por encima de los 570°C. Sin embargo, en presencia de un reductor, estas temperaturas se recorren, debido a que el reductor extrae oxígeno de la red para formar H2O y CO2 lo que favorece la reducción del catión. Bukur (1995) reportó que en presencia de hidrógeno la - Hematita Goethita Magnetita wustita Fe5HO8 – 4H2O 56 Doctorado en Ingeniería Ambiental hematita cambia a magnetita a 220°C y, posteriormente, a 280°C se tiene una mezcla de magnetita con -Fe. Cabe resaltar que en el sistema Fe-ZSM5 producido por intercambio iónico se ha identificado Fe3+ como especie activa en forma catiónica y como Fe2O3 (Figura 1.9) para la reacción de descomposición del peróxido de hidrógeno en la reacción tipo Fenton. Por otra parte, diferentes formas de hierro han sido identificadas en el sistema Fe-ZSM5 (Fig. 1.9). Como son los iones aislados a) dentro de la estructura (substitución isomórfa), b) en posiciones catiónicas en los canales de la zeolita, c) binucleares y, en general, complejos de hierro oligonucleares en posiciones extra-red, d) nanopartículas de óxidos de hierro FeOx de tamaño ≤ 2nm, e) partículas grandes de Fe2O3 de una amplia distribución de tamaños (desde 25 nm) localizados en la superficie del cristal de la zeolita. El método de intercambio iónico acuoso previene la formación de clusters y favorece la formación de cationes aislados o dímeros (Pirngruber et al., 2007). Estos sitios tienen diferente reducibilidad y actividad. Sin embargo, la saturación de los sitios de intercambio conduce a la formación de especies oligoméricas producidas por el sobre-intercambio, las especies no intercambiadas permanecen remanentes en la zeolita formandose óxidos de hierro después de la calcinación. El papel de las diferentes especies de hierro en las reacciones catalíticas ha sido discutido ampliamente en la literatura, p. ejem. Se ha reportado que los cationes de hierro aislados (Jia et al., 2004) y dimeros (Dubkov et al., 2002 y Kiwi-Minsker et al., 2003) son probablemente sitios activos en la oxidación de benceno a fenol. Kumar et al. (2006), demostraron que las especies de hierro aisladas y dimeros son muy activas en la reducción catalítica selectiva (SCR, por sus siglas en inglés) de NO por isobutano o NH3, pero las especies oligoméricas también contribuyen a la actividad, especialmente en NH3-SCR. La zeolita Fe-ZSM5 ha mostrado ser activa en la reacción de Fenton heterogéneo para la oxidación de diferentes sustancias (Anexo A4), como fenol (Fajerwerg y Debellefontaine, 1996), ácido carboxílico (Centi et al., 2000), C2H5OH (Kuznetsova et al., 2004), 1,1- dimetilhidrazina (Makhotkina et al., 2006a), azul ácido 74 (Kasiri et al., 2008) y lignina (Makhotkina et al., 2008). Aunque se ha reportado que la actividad de Fe-ZSM5 es significativamente más baja que la actividad de los iones de hierro en fase homogénea en el proceso Fenton homogéneo. Esto puede ser explicado por diferentes razones, ya sea debido a las limitaciones de difusión dentro de los microporos de la zeolita o una estructura en particular de los sitios activos o por su bajo potencial redox debido al entorno de los iones de hierro dentro de la zeolita (Kuznetsova et al., 2004; Makhotkina et al., 2008). Entonces la actividad del catalizador zeolíticopuede ser descrita con base en la posición del hierro dentro de la estructura. Una de las ventajas de este sistema es que la pérdida de hierro por lixiviación no es significativa. Kuznetsova et al. (2004), reportaron que el hierro lixiviado no excedió el 0.2% del hierro contenido en el catalizador por lo que la contribución de la catálisis homogénea en la actividad oxidante del Fe-ZSM5 no es significante. Lo anterior concuerda con lo reportado por Kasiri et al. (2008), quienes midieron cantidades inferiores a 0.3 mg/L de Fe lixiviado empleando Fe-ZSM5 para la degradación de azul ácido 74 con fotoFenton heterogéneo. 57 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 1.9 Representación esquemática de las diferentes especies de hierro identificadas en Fe-ZSM5 (Pérez-Ramírez et al., 2002) 1.2.5.8 Soporte Dentro de la literatura consultada (Figura 1.6 y Tabla 1.15) se encontró que el sistema Fe- ZSM5 es el catalizador mayormente ocupado para el tratamiento de aguas mediante la reacción tipo Fenton, seguido por los óxidos de hierro soportados en carbón (FeOx/C), por esta razón se seleccionaron estos dos catalizadores para ser estudiados. Se ha reportado el uso de tres zeolitas principalmente como soportes para este tipo de catalizadores (ZSM5, Zeolita Y y Zeolita B). Debido a las propiedades adsorbentes de las zeolitas y del carbón activado permiten aumentar paralelamente la remoción de compuestos orgánicos disueltos. Bergenhal y O’shaughnessy (2004) recomiendan el uso de zeolitas ya que tienen una gran capacidad de adsorción de contaminantes orgánicos disueltos y ya que están adsorbidos en la fase sólida son susceptibles de oxidación para regenerar el adsorbente. 1.2.5.9 Tamaño de partícula de la fase activa Diversos reportes han mostrado que los óxidos de hierro tienen propiedades fotoquímicas y catalíticas que dependen fuertemente del tamaño de partícula (Stramel y Thomas, 1986; Zelmanov y Semiat, 2008). Aunque se ha demostrado de manera concluyente la eficiencia de oxidación de los catalizadores de hierro a escala micro (Arias, 2008), ésta se puede mejorar 58 Doctorado en Ingeniería Ambiental debido a que las propiedades de los materiales sólidos cambian drásticamente cuando sus dimensiones son reducidas a escala nanométrica. Las propiedades dependientes del tamaño son: el color, el momento magnético, el módulo de Young, el punto de fusión, el calor específico, la superficie específica y la energía de brecha (band gap). En particular, las propiedades que influyen en el desempeño catalítico del material son la superficie específica y la energía de brecha. A continuación se presenta un resumen de la información más importante relacionada con el tema de nanopartículas de óxidos de hierro. Nanopartículas de óxidos de hierro Las nanopartículas son estructuras de tamaño de 1 a 100 nm que contienen menos de 900 átomos. Un hecho importante de las nanopartículas es que sus propiedades superficiales pueden ser muy diferentes con respecto a sus contrapartes de mayor tamaño (Garrido et al., 2010). En términos de catálisis, la actividad y selectividad de los nanocatalizadores son fuertemente dependientes de su tamaño, forma, y estructura superficial, así como también de su composición. Existen varios estudios realizados sobre el uso de nanocatalizadores de hierro en la degradación de compuestos orgánicos recalcitrantes, que se recopilan en las Tablas 1.15 y A4.1 del Anexo 4. A continuación se resume la información más importante de algunos de esos estudios. Balu et al. (2010) utilizaron nanoparticulas de Fe2O3 soportadas sobre aluminosilicatos mesoporosos para la oxidación de alcohol bencil a benzaldehído y encontraron que un efecto sinérgico entre Fe-Al produce una actividad catalítica superior a la comparada con los aluminosilicatos puros. También encontraron que la acidez de los materiales (un incremento global y de tipo Lewis particularmente) tiene influencia significativa en el mejoramiento de la eficiencia de estos sistemas utilizados en procesos de oxidación así como también en procesos catalíticos ácidos. Sun y Lemley (2011), utilizaron nanopartículas de magnetita (Fe3O4) de 30 nm de diámetro para la degradación de p-nitrofenol mediante una reacción tipo Fenton. Bajo condiciones óptimas (1.5 g/L de Fe3O4, 620 mM H2O2, pH 7 y 25-45 mg/L de p-nitrofenol) obtuvieron más del 90% de degradación de p-nitrofenol después de 10h de reacción. Sus resultados demostraron que la degradación de este compuesto fse debió al ataque de los radicales hidroxil (•OH). Xu y Wang (2011) usaron nanoparticulas Fe0 como catalizador tipo Fenton para la remoción de 4-cloro-3-metil fenol (CMP). Sus resultados experimentales mostraron que valores bajos de pH y de la concentración de CMP producen una alta tasa de degradación. En particular, a pH 6.1 la degradación de CMP siguió una cinética de primer orden y se desarrolló en dos etapas, la primera etapa consistió en una fase de inducción seguida por una etapa rápida de degradación (segunda etapa). De acuerdo a los efectos de los inhibidores n-butanol y KI, los radicales hidroxil, especialmente los enlazados en la superficie, tienen un papel dominante en la oxidación de CMP. 59 Doctorado en Ingeniería Ambiental Feng et al. (2003) sintetizaron un nanocomposito de Fe con arcilla laponita y produjeron maghemita (Fe2O3) y hidroxisilicato de hierro (Fe2Si4O10(OH)2) con estructuras tetragonal y monoclínica respectivamente. La actividad foto-catalítica de este nanocomposito fue evaluada para la degradación del colorante naranja II y encontraron que el 70% del carbón orgánico total (COT) de 0.2mM puede ser removido en 90 min con 1 g de nanocomposito, 9.6 mM de H2O2 y luz UV (254 nm). Posteriormente, mejoraron el resultado obteniendo 75 % de remoción de COT de 0.1 mM en 90 min con 1g de nanocomposito/L, 4.8 mM de H2O2 y luz UV (254 nm) (Feng et al., 2003a). La degradación del colorante naranja G en solución acuosa con nanopartículas bimetálicas Fe-Ni fue investigada por Bokare et al. (2008). Las nanopartículas mostraron una geometría esférica de 20-40 nm de tipo coraza con niquel en la superficie. La degradación completa del colorante se obtuvo con 3g/L de nanocatalizador después de 10 minutos de reacción. Zhang et al. (2011b) emplearon nanopartículas de Fe3O4 como catalizador tipo Fenton y H2O2 para la degradación de norfloxacin. Los resultados mostraron que la reacción fue fuertemente dependiente del pH de la solución y se vió favorecida a pH 3.5. La eficiencia de remoción fue favorecida por el incremento de la temperatura, la dosis del catalizador y la concentración de H2O2. La degradación completa se obtuvo con 4.4 mM de H2O2, 0.80 g/L de nanocatalizador y 303 °K en 5 min. Yang et al. (2011) utilizaron nanopolvo cristalino de BiFeO3 preparado por combustión como nanocatalizador tipo Fenton y H2O2 a pH 5 para la degradación de rodamina B (10 mg/L). 1 g/L de nanocatalizador y 0.1 mL de H2O2 (30%) fueron necesarios para remover 85.1 % de rodamina B en 240 min con una tasa constante aparente de 0.048 min-1. Gajovic et al. (2011) evaluaron la influencia de incorporar bismuto en la composición y morfología de nanoestructuras de goethita-hematita preparadas por co-precipitación y precipitación separada previo a un tratamiento hidrotermal. Un incremento del contenido de Bi en la reacción induce la cristalización de nanoplatos de hematita, mientras la adición de 20% de sales de bismuto produc una mezcla homogénea y monodispersa de nanocristales de hematita y BiFeO3. Posteriormente, evaluaron el desempeño de este catalizador en la reacción tipo Foto-Fenton para la degradación de un pesticida que contiene metalaxil como ingrediente activo. Con base en sus resultados determinaron que las muestras sintetizadas por co-precipitación previo al tratamiento hidrotermal tuvieron una actividad superior que las muestras sintetizadas por precipitación separada. Carriazo et al. (2005a) utilizaron soluciones de polihidroxocationes (Al, Al-Fe o Al-Ce-Fe) para pilarear una bentonita colombiana y observaron mediante micrografías la formación de nanocúmulos (15- 25 nm) de especies de hierro. Este catalizador fue empleado para la oxidación de fenol. La degradación total del fenol y 54 % de reducción de COT lo obtuvieron con el catalizador Al-Ce-Fe (10%) a pH 3.7 en 4h a 298°K y presión atmosférica. Debido al pH ácido se lixiviaron 0.25 ppm de Fe durante la reacción. 60 Doctorado en Ingeniería Ambiental Duarte et al. (2009) prepararon catalizadores de Fe, Co, Ni soportados por impregnación húmeda en aerogeles de carbón. Se sintetizaron dos series de muestras: la primera con carbón mesoporoso y la segunda con carbón microporoso; en el carbón microporoso se depositaron nanopartículas de Fe más grandes (15-20 nm) que en el carbón mesoporoso (1- 2 nm), este comportamiento también fue observado para el Ni y el Co. El catalizador depositado en el carbón microporoso removió completamente Naranja II en 12h en cambio el catalizador en carbón mesoporoso sólo removió 40% de la concentración inicial en el mismo intervalo de tiempo, debido a que el carbón microporoso tiene mayor área superficial lo que favoreció su capacidad de adsorción. Lim et al. 2006 depositaron nanopartículas de FeOx/SBA-15 y Al-SBA-15 por impregnación y probaron su desempeño catalítico para la descomposición de H2O2 (5 mM) y degradación del colorante reactivo negro 5 (100 mg/L) a pH 4.1 con dosis de nanocatalizador de 0.2g/L. Comparando dos nanocatalizadores con 12% (m/m) de Fe, la incorporación de aluminio en la estructura de la SBA-15 favoreció 1.76 veces la tasa de descomposición del H2O2. Una ventaja que proporcionan las nanopartículas es que aumentan el área superficial específica del material por unidad volumen; es decir, con la misma masa total del material reactivo se consigue una mayor área de éste, disponible para reaccionar. El valor del área superficial disponible es una de las variables experimentales más significativas que afectan a la velocidad de reducción de contaminantes (García Ferreras et al., 2005). Por lo que en comparación con las partículas de tamaño micrométrico, las nanopartículas muestran una alta actividad catalítica debido a su gran área catalítica expuesta. Otra ventaja de usar nanoparticulas como catalizador para las reacciones tipo Fenton es que no requieren de luz ultravioleta para acelerar la reacción de producción de radicales •OH (Garrido et al., 2010), debido a que se reduce el bangap, por lo que se puede utilizar luz solar. En años recientes, se han explorado las novedosas e interesantes propiedades de las nanopartículas de semiconductores. Bajo la excitación de la banda prohibida (bandgap, en inglés), las nanopartículas de semiconductores actúan como un corto-circuito de electrones y directamente oxidan y/o reducen los substratos adsorbidos. Alternadamente, éstos pueden promover la reacción fotocatalítica funcionando como mediadores para la transferencia de carga entre dos moléculas adsorbidas. Este proceso, el cual es comúnmente referido como fotosensibilización, es extensamente usado en fotoquímica y la ciencia de imágenes. En el primer caso, la excitación de la banda prohibida de una partícula semiconductora es seguida por la transferencia de carga a la interfase semiconductor-electrolito. Sin embargo, en el segundo caso, la partícula semiconductora disipa el estado excitado por la aceptación de un electrón y entonces transfiere la carga a algún otro substrato o genera fotocorriente (Fig. 1.10). Las energías de la banda de conducción y de valencia del semiconductor y el potencial redox de la molécula adsorbida controlan el curso de la reacción en una reacción fotoquímica (Fendler, 1998). 61 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 1.10 Procesos que ocurren en la interfaz semiconductor-electrolito bajo iluminación (Domènech et al., 2001). Diseñar catalizadores más eficientes, selectivos y específicos a un cierto tipo de reacción, puede llevar a un ahorro significativo de costos en la industria. La comprensión de los principios que gobiernan a los nanocatalizadores es clave para el desarrollo de catalizadores más eficaces (Lexur, 2007). El caso de las nanopartículas soportadas de óxidos de hierro, es un campo que está iniciando. Los catalizadores de óxidos de hierro frecuentemente presentan un amplio intervalo en el tamaño de partícula, debido a la nucleación y crecimiento simultáneo de los cristales. En la actualidad, se ha centrado un gran interés en la síntesis de óxidos con forma y tamaños uniformes de geometría específica, llamados productos monodispersos. Esto sucede por el hecho de que las propiedades magnéticas, ópticas, electrónicas y catalíticas están estrechamente relacionadas con el tamaño y la forma de la partícula (Sánchez, 2006). 1.2.5.10 Método de síntesis de nanopartículas de óxidos de hierro Los métodos de producción de nanopartículas de óxidos de hierro soportadas en diferentes materiales porosos, es un campo que se ha estado desarrollando fuertemente en los últimos años. Los métodos que se encuentran reportados en la literatura para depositar nanopartículas de óxidos de hierro (FexOy) sobre un soporte poroso son: precipitación (Adekunle y Ozoemena, 2010); deposición química (Cruzat et al., 2011); descomposición térmica de precursores orgánicos (Wang et al., 2010; González-Arellano et al., 2008; Balu et al., 2010), métodos por aerosol/vapor (CVD) (Cordier et al., 2010), sol-gel (Moliner- 62 Doctorado en Ingeniería Ambiental Martínez et al., 2011), impregnación vía húmeda (Bonelli et al., 2011; Alam et al., 2011; Da Silva et al., 2010; Park et al., 2010; Xu et al., 2010; Lim et al., 2006), impregnación incipiente (Tsoncheva et al., 2010; Lu et al., 2010; Quintanilla et al., 2008; Choi et al., 2004), Intercambio iónico (Sarkar et al., 2011). El método de intercambio iónico es el menos utilizado para la obtención de nanopartículas de óxidos de hierro (FexOy), ya que este método se basa en el intercambio de cationes (Fe2+ o Fe3+), sin embargo después de que ya no hay cationes por intercambiar (Na+, K+, H+) en el soporte o por cambios en el pH de la solución, el hierro en solución precipita formando especies precursoras de los óxidos de hierro (Coker, 2010). En contraste, el método mayormente utilizado es la impregnación vía húmeda (Bonelli et al., 2011; Alam et al., 2011; da Silva et al., 2010; Park et al., 2010; Xu et al., 2010; Lim et al., 2006) debido a que es un método fácil y económico. Sin embargo, con este método no se tiene un buen control del tamaño de la partícula depositada en la superficie del catalizador, lo que implica la obtención de una amplia distribución de tamaños de las nanopartículas. En la impregnación húmeda, el volumen del poro del soporte se satura con solvente antes de la impregnación y el soluto se transfiere hacia el interior de los poros solamente por medio de difusión (Caballero, 2011), por lo que con este método se tiene pérdidas de la solución sobrante, lo que involucra pérdidas de los reactivos y un gasto innecesario, esto se evita con el método de impregnación incipiente ya que toda la solución impregnante se absorbe dentro de los poros del soporte por acción capilar. Un problema de los métodos de síntesis de nanopartículas es la tendencia a la producción de agregados de partículas en el proceso de depósito de las partículas, formando aglomerados de mayor tamaño, conforme se incrementa la concentración del metal sobre la superficie del soporte (Nagao et al., 2007; Park et al., 2010) o durante el posterior proceso térmico (Coker, 2010) que se les da a estos materiales, reduciendo su energía superficial. Tampoco es fácil poder controlar la dispersión de las especies metálicas, por lo que existe formación de pequeños aglomerados de óxidos, aún a concentraciones relativamente bajas depositadas sobre la superficie del soporte (Hao et al., 2006). Para mitigar este fenómeno es necesario un cambio en la película inter-partícula por métodos físicos y químicos. Para obtener nanopartículas soportadas se utiliza preferentemente el método químico, en el que las partículas adsorben surfactantes o macromoléculas que producen impedimentos estéricos o interferencias electrostáticas entre éstas. Un ejemplo de la aplicación del método químico se presenta en la solicitud de patente US 20110160045A1 (Weng-Sing et al., 2011). La invención consiste en la formación de un complejo de hierro de la forma Fe[R1]a[R2]b[H2O]c 3+ o Fe[R1]a[H2O]c 3+ donde R1 y R2 representan al menos un agente quelante. El agente quelante puede ser etilén diamina (NH2CH2CH2CH2), 1,10-fenantrolina (C12H8N2), 2,2’-Bipiridina (C10H8N2), dietilen triamina (NH2CH2CH2NHCH2CH2NHCH2CH2NH2), fenantrolina (C12H8N2) y bipiridina (C10H8N2). Posteriormente se usa este complejo para depositar y formar nanopartículas de óxido de hierro sobre la superficie de carbón. 63 Doctorado en Ingeniería Ambiental Por otra parte, el proceso físico se utiliza menos comúnmente en la preparación de nanopartículas soportadas debido a que puede fragmentar el soporte. El efecto de dispersión físico se tiene, por ejemplo, cuando las partículas absorben energía destructiva como la energía ultrasónica. La propagación de las ondas de ultrasonido en el medio líquido fracturan las partículas por efecto de los esfuerzos internos generados por la variación de la presión en el medio (Kuo et al., 2004). Los resultados obtenidos con esta técnica muestran que la dispersión de las partículas provenientes del efecto de cavitación está estrechamente relacionada a la frecuencia del ultrasonido, la potencia y la viscosidad de la solución dispersante (Uchida et al., 2004). Hao et al. (2006), emplearon un tratamiento con ultrasonido, aunque no mencionaron las condiciones de este proceso, para sintetizar óxidos de cobre (CuO) depositados sobre un silicato mesoporoso (MCM41), con el fin de mejorar la dispersión del metal impregnado. El ultrasonido ayudó a dispersar partículas de tamaño a escala nanométrica de CuO dentro de los poros de la MCM-41 y sobre la superficie externa de este soporte. Nagao et al. (2007), utilizaron ultrasonido (600W y 20kHz) durante 30 minutos en la síntesis de catalizadores con 31 y 6.6 % peso de Pt y Ru respectivamente soportados sobre polvo de carbón (Vulcan XC72R). El análisis de sus catalizadores por TEM muestra que obtuvieron nanopartículas altamente dispersas, es decir, sin agregación de óxidos de esos dos metales con tamaños que oscilaron entre 3 y 4 nm. También observaron que si se omite la irradiación ultrasónica durante la síntesis se forman agregados. 1.2.5.11 Métodos de síntesis de Fe-Zeolita Los sistemas Fe-Zeolitas son conocidos también por su controversial forma de preparación. Diferentes métodos son descritos en la literatura para preparar estos catalizadores. En particular, para el sistema Fe/ZSM5 se han probado ocho métodos diferentes. En la Figura 1.11 se muestra gráficamente el número de publicaciones que han sido reportadas para cada método. El método de intercambio iónico en medio acuoso es el método con mayor número de artículos entre 1991 – 2008, debido a la distribución de especies de hierro y a su actividad catalítica asociada. 64 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 1.11 Artículos publicados sobre la síntesis de Fe/ZSM5 entre 1991 - 2008 Intercambio Iónico – Vía húmeda (II) Es el método más común empleado para preparar las zeolitas intercambiadas con metales. Una limitación de esta técnica es que parece prácticamente imposible hacer uso de todos los sitios de intercambio de la zeolita y entonces la relación Fe/Al está limitada cerca del 50%. Feng y Hall (1997) obtuvieron una relación Fe/Al de 0.9; sin embargo, este resultado no ha podido reproducirse, (Chen et al., 1998; Hall et al., 1998). Además, se ha reportado que cuando el intercambio iónico se realiza en presencia de aire se favorece la formación de hematita (Fe2O3). Los factores que influyen en este proceso son pH, temperatura y concentración de hierro. Intercambio Iónico – en estado sólido Una sal de hierro (p. ejem. FeSO4, FeCl3) es mecánicamente mezclada con la zeolita en polvo y, la mezcla es subsecuentemente calcinada en un horno. El hierro sustituye los cationes de intercambio que se encuentran dentro de la estructura de la zeolita. Sublimación o Deposición química en fase vapor (CVD, por sus siglas en inglés) Una sal de hierro con baja temperatura de sublimación (p. ejem. FeCl3), es evaporada y reacciona con la zeolita protonada. Este método produce una zeolita con alta tasa de intercambio, es decir, cada sitio de Al se intercambia por el ion Fe (Fe/Al =1). Después de CVD, el catalizador tiene que ser lavado para remover el cloro y después es calcinado. Métodos 65 Doctorado en Ingeniería Ambiental Fuera de la red (Ex-framework) Este método se basa en aplicar un tratamiento hidrotérmico para sacar al Fe de los sitios de compensación de carga (isomórficamente ubicados en la zeolita) y colocarlo fuera de la red formando cúmulos de nanopartículas de FeOx los cuales son más estables y también más activos que los cationes en sitios de compensación de carga de la red. Este método permite controlar el tamaño y la dispersión de los cristales de Fe debido a que la fuente (Fe cationico) está bien dispersa (es isomórfica) y el cúmulo puede crecer de manera limitada. Generalmente, el incentivo para la preparación de catalizadores de Fe/ZSM5 es preparar el catalizador denominado sobre-intercambiado (relación molar Fe/Al =1). Independientemente del grupo de investigación (Chen et al., 1998; Marturano et al., 2001; Zhu, 2003) se ha reportado la preparación del Fe-ZSM5 sobre-intercambiado por el método de sublimación. El intercambio iónico en estado sólido fue reportado por Kögel et al. (1998), a pesar de no obtener el sobre-intercambio, produjo catalizadores aparentemente activos. También, Pérez- Ramírez (2002) reportó un método alternativo basado en el principio de la post-modificación isomórfica del hierro para conseguir el sobre-intercambio. Delgass et al. (1969) reportaron que el Fe2+ es fácilmente oxidado en medio acuoso, aunque también con el FeSO4 y la sal de Mohr los iones Fe3+ también pueden estar presentes, además el Fe3+ puede ser hidratado para formar un ácido fuerte. Por otra parte, la disolución de una sal de Fe3+ en agua disminuirá el pH de la solución debido a la hidrólisis de los complejos que se forman: Fe3+ + 6H2O [Fe(H2O)6] 3+ [Fe(OH)(H2O5] 2+ + H+ Ec. 1.48 [Fe(OH)(H2O)5] 2+ [Fe(OH)2(H2O)4] + + H+ Ec. 1.49 Esta disminución de pH también ocurre por la disociación de las moléculas de agua, que están coordinadas, lo que produce especies hidrolizadas y protonadas. [Fe(OH)2(H2O)4] + Fe(OH)+ + H+ + 4 H2O Ec. 1.50 Debido a que el valor de pKa de la primera reacción (Ec. 1.48) es 2.2 y el de la segunda reacción (Ec. 1.49) es 3.3 (Pieterse et al., 2004), el pH de la solución determinará el tipo de ión de intercambio, es decir, su estado de oxidación como 3+, 2+ ó 1+. La mayoría del Fe permanecerá en la solución o estará disponible sobre la superficie externa y puede ser transformado en óxidos de hierro después de una calcinación en presencia de aire. Además, se ha reportado que a 80°C se reduce el tamaño de la esfera de hidratación de Fe2+ incrementándose la difusividad dentro de los poros (Pieterse et al., 2004). Se prefiere realizar el intercambio con sales de Fe2+ que con sales de Fe3+ porque estos últimos son más propensos a la formación de hidróxidos insolubles, los cuales se depositan en la superficie externa de la zeolita. Más aún, el intercambio directo de los cationes de Fe3+ en la zeolita ZSM5 es difícil debido a un insuficiente balance de carga local en la red. Durante la calcinación en aire, el Fe2+ es oxidado a Fe3+ (Pirngruber et al., 2007). Por otra parte, el 66 Doctorado en Ingeniería Ambiental método de lavado puede afectar la distribución de las especies de hierro sobre los diferentes sitios de intercambio (,  y ) (Wichterlová et al., 2004). En particular, el método de intercambio iónico puede darse en medio acuoso, en estado sólido o por sublimación. En Tabla 1.13 se presentan las ventajas y desventajas de cada método. Tabla 1.13 Ventajas y desventajas de los diferentes medios de intercambio iónico Método Ventajas Desventajas II en medio acuoso Control en la distribución de especies Bajo grado de intercambio II en estado sólido Fácil preparación Bajo control en la distribución de especies II por sublimación Alto grado de intercambio Costoso II = Intercambio iónico En este proyecto se empleará el método de intercambio iónico en medio acuoso para la síntesis de los catalizadores de Fe-ZSM5, debido a que permite tener mayor control en la distribución de especies. En la Tabla 1.14 se presentan los parámetros que tienen influencia en la síntesis de los catalizadores de Fe-ZSM5 por el método de intercambio iónico acuoso, así como también los niveles que se han reportado en la literatura para cada factor. La distribución de las especies de hierro en el sistema Fe-ZSM5 no está completamente clara, pero se estima que depende fuertemente del pH de la solución de intercambio (Kasiri et al., 2008). Se considera que la interacción del Fe3+ con la carga negativa de la zeolita puede disminuir la precipitación de los hidróxidos de hierro, incluso a pH casi neutro. Una distribución apropiada de la carga negativa sobre la estructura de la zeolita parece ser el factor clave para controlar la actividad de las especies de hierro como función del pH en la reacción de Fenton. 67 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.14 Factores y valores utilizados en estudios de síntesis de Fe-ZSM5 Factores Intervalo Referencias Relación molar Fe/Al 0.04 – 1.04 Feng et al., 1997 Chen et al., 1998 Pirngruber et al., 2007 Park et al., 2008 pH de la solución de intercambio 1 1.8 - 3 2.5 – 4.5 y 5.3 – 2.56 5-6 7 Schwidder et al., 2008 Schwidder et al., 2005 Pieterse et al., 2004 Li et al., 2006 Rivallan et al., 2008 Park et al., 2008 Chen et al., 1998 Feng et al., 1997 Tiempo de Intercambio (h) 4 12 18 24 48 120 Chen et al., 2008 Pirngruber et al., 2007 Park et al., 2008 Kondratenko et al., 2008 Rivallan et al., 2009 Li et al., 2008 Schwidder et al., 2005 Temperatura de Calcinación (°C) 250 550 600 Chen et al., 2008 Kasiri et al., 2008; Park 2008 Schwidder et al., 2008 Sánchez-Galofré et al., 2007 Groen et al., 2006 Schwidder et al., 2005 Tiempo de Calcinación (h) 2 4 5 6 Schwidder et al., 2008 Chen et al., 2008 Li et al., 2008 Kondratenko et al., 2008 Groen et al., 2006 Schwidder et al., 2005 Long et al., 2001 1.2.5.12 Sal precursora La sal precursora mayormente empleada en el método de impregnación incipiente es Fe(NO3)3•9H2O (Feng et al., 2003; Morawski et al., 1997; Alcalá y Real, 2006; Navío, 1998; Araña et al., 2003; Quintanilla et al., 2006) debido a su baja temperatura de descomposición (47°C). También se reporta el uso de acetato férrico cuando se emplea titania como soporte (Araña et al., 2003). 68 Doctorado en Ingeniería Ambiental Como ya se mencionó previamente, en el caso de Fe-ZSM5 se prefiere realizar el intercambio acuoso con sales de Fe2+ que con sales de Fe3+ porque estos últimos son más propensos a la formación de hidróxidos insolubles, los cuales se depositan en la superficie externa de la zeolita. Más aún, el intercambio directo de los cationes de Fe3+ en la zeolita ZSM5 es difícil debido a un insuficiente balance de carga local en la red. Durante la calcinación en aire, el Fe2+ es oxidado a Fe3+ (Pirngruber et al., 2007). En la literatura se reporta la influencia de las variaciones de cada uno de estos parámetros para cada sistema. En particular, los datos reportados (los intervalos de valores de cada parámetro) para el sistema heterogéneo se muestran en la Tabla 1.15. 69 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15a Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Intercambio iónico y coprecipitaci ón Zeolita NaY y ZSM5 Catión y nano Fe2+ / Fe3+ 2 – 5 0.012 – 1.1765 2 - 11 25 90 Chen et al. (2008) Intercambio iónico Fe(NO3)3 Zeolita Y Catión y nano Fe3+ 10, 20 y 35 0.014 – 0.050 2, 3, 5 y 7 50 120 Neamtu et al. (2004a) Intercambio iónico Fe(NO3)3 Zeolita Y Catión y nano Fe3+ 20 0.008 – 0.0406 5 50 60 Neamtu et al. (2004b) Sol-gel e intercambio iónico Fe(NO3)3 ZSM5 NR Fe3+ y Fe2O3 1460 3.6x10-4 – 1.7x10-3 70 240 Huu et al. (2001) Intercambio iónico en estado sólido FeSO4 y Fe2(SO4)3 ZSM5 catión Fe3+ 0.02, 0.05, 0.1 y 0.2 3 25 60 Kusic et al. (2006) Zeolita Beta NR Fe2+ 50 3.5 Doocey et al. (2004) Intercambio iónico (NH4)2Fe(SO4)2 ZSM5 cation Fe3+ 1.32 0.7052 4 25 - 70 120 y 240 Centi et al. (2000) Intercambio iónico FeCl3 Bentonita comercial Al-Fe- PILC NR Fe2O3 100 0.0723 – 0.1445 3.5 - 4 25 y 70 210 Barrault et al. (2000a) Intercambio iónico Bentonita comercial Al-Fe- PILC NR Fe3+ 100 9.9x10-3 – 0.0722 3.5- 3.7 y 4- 4.8 40 210 Barrault et al. (2000b) NR: no reportado 70 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15b Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Intercambio iónico FeCl3 Bentonita comercial Al-Fe-PILC NR Fe2O3 50 - 200 0.02 – 0.177 3.7 25 240 Guélou et al. (2003) Intercambio iónico Fe(NO3)3 Beidelita sintética Fe-Al-PILC NR Fe3+ 37.23 0.0072 5 50 180 Catrinescu et al. (2003) Intercambio iónico Fe(NO3)3 Bentonita natural colombiana 15 – 25 nm Fe3+ 100 1.6103 3.7 25 240 Carriazo et al. (2005a) Intercambio iónico Fe(NO3)3 Bentonita natural colombiana NR Fe3+ 100 1.6103 3.7 25 240 Carriazo et al. (2005b) Intercambio iónico FeCl3 Bentonita comercial NR 34.6 0.034 7 70 240 Caudo et al. (2007) impregnació n Acetato de Fe(II), oxalato de Fe(II), acetilaceton ato de Fe(II) y acetilaceton ato de Fe(III) Saponita natural Al- PILC NR Fe2+ / Fe3+ 6 0.369 – 0.861 3 30 240 Ramírez et al. (2007a) NR: no reportado 71 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15c Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Impregnación incipiente Fe(NO3)3 Montmoril onita natural sódica Fe- Al-PILC nano 7412 1.9x10-4 60 180 Pan et al. (2008) Adsorción en estado sólido y por impregnación Zeolita NAY, Carbón activado, alúmina y montmoril onita NR Complejos de hierro 3 25 3000 Langhendries et al. (1999) Impregnación incipiente Fe(NO3)3 Pentacarbo nil de Fe Carbón activado NR FeOx 14.71 0.0457 3 50 250 Rey et al. (2009) Dopado e impregnación Acetato de hierro Aerogel de Carbón nano Fe3O4 6 0.0324 3 30 1500 Duarte et al. (2009) impregnación Fe(NO3)3 atapulgita (ATP) NR Fe2O3 196- 784 2,4, 5,6, 8 y 10 20, 40, 60 y 80 100 Zhang et al. (2012a) Impregnación acuosa Acetato ferroso Carbón NR Fe 6 0.0515 – 0.1029 3 30 240 Ramírez et al. (2007b) Impregnación incipiente Fe(NO3)3 Carbón NR Fe 14.71 0.04 3 50 250 Zazo et al. (2006) NR: no reportado 72 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15d Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Impregnación húmeda Fe(NO3)3 caolin NR Fe2O3 8 0.11, 0.14 1.5, 2, 2.5, 3, 3.5, 4, 5 30 240 Daud y Hameed (2011) Impregnación incipiente (3 veces) FeCl3 SBA-15 20-60 nm FeOx 5 0.1412 4.1 25 600 Lim et al. (2006) Impregnación húmeda Fe(NO3)3 alúmina NR Pd Fe3+ Fe2O3 20 mL/mi n O2 4 25 360 Yalfani et al. (2011) Precipitación de óxidos FeCl3, FeSO4, FeCl2 cuarzo 2.8 – 10.3 m Fe2O3, Fe3O4 y - FeOOH 0.08235 5 y 7 20 200 y 500 Hanna et al. (2008) Coprecipitació n y reducción térmica Hidroxiacet ato férrico NR Fe0 - Fe3O4 300 0.00213 6 25 120 Costa et al. (2008) Coprecipitació n bajo condiciones anóxicas FeCl3, FeCl2 Ladrillo verde NR Fe3O4, - FeOOH 50 7 20 400 Kone et al. (2011) coprecipitació n Fe(NO3)3 250-500 Fe-Ce-O 62.5, 125, 250 3 70 Martins et al. (2011) Precipitación FeSO4 nanopart ículas Fe0 0.6, 1, 2, 3, 6 [0.4902 – 29.41] 3, 4, 5, 6 30 70 Xu y Wang (2011) NR: no reportado 73 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15e Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Método hidrotermal ZSM5 NR Fe3+ 1460 1.4x10-4 2.5, 3.5, 5 y 7 70 180 Farjerwerg et al. (1996) hidrotermal Fe(NO3)3 MFI NR Fe3+, Fe2O3 200 0.033 y 0.077 4.5 35 240 Kuznestsova et al. (2004a) hidrotermal Fe(NO3)3 ZSM5 NR Fe3+, Fe2O3 500 - 930 0.0028 – 0.0226 1 – 9.7 25 50 Makhotkina et al. (2006a) hidrotérmica Fe(NO3)3 ZSM5 NR Fe 250 a 300 0.0038 4 25 300 Makhotkina et al. (2008) Síntesis hidrotérmica Fe(NO3)3 ZSM5 NR Fe 200 0.033, 0.0772 3, 4.5 35 160 Kuznetsova et al. (2004b) hidrotermal ZSM5 NR CuFe 266.7 0.0028 3.4 y 6.5 50 120 Dükkanci et al. (2010) Cristalización hidrotermal e intercambio iónico Fe2(SO4)3 Zeolita NaY, USY, ZSM5 NR FeO4 Complejos de hierro 147.1 4.6x10-4 – 5.3x10-3 5.6 100 120 Ovejero et al. (2001a) Cristalización hidrotermal e intercambio iónico FeCl3 y Fe2(SO4)3 MFI Catión y nano Fe2+ / Fe3+ 411.8 5.5x10-4 4.6x10-4 1.4x10-5 100 150 Ovejero et al. (2001b) Substitución isomorfa ZSM5 NR Fe3+ 1460 1.9x10-4 2.5, 3.5, 5 y 7 90 360 Farjerwerg et al. (2000) NR: no reportado 74 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15f Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Intercambio iónico Montmorilo nita Fe(III)- PILC NR FeOx 10 360 Chirchi y Ghorbel (2002) Diálisis FeCl3 Bentonita natural colombiana NR Fe2O3 100 1.1x10-4 3.7 240 Sanabria et al. (2008) No reportado FeCl3 Arcilla pilareada NR Fe3+ 2.5 - 7 25 50 Platon et al. (2011) Precipitación Fe2O3 NR FeO 100 2 - 12 30 1440 Baldrian et al. (2006) No aplica ------ Malla 30 – 50 -FeOOH Goethita comercial 29 y 290 0.1278 – 5.112 2.8 25 50 y 120 Liou y Lu (2008) Precipitación y productos comerciales Fe(NO3)3, FeSO4 ------- NR Ferrihidrita, hematita, goetita, lepidocrocit a, magnetita y pirita 80 3 y 6.8 25 1440 Matta et al. (2007) Precipitación Fe(NO3)3 ------ 74 – 149 micras Ferrihidrita, goetita y hematita 5.88 3.147 6.3 30 1440 Huang et al. (2001) No aplica -------- 80 – 150 micras -FeOOH Goethita comercial 980, 1960, 3920 9.5x10-4 – 1.5x10-2 3 30 360 Lu et al. (2002) Cristalización Granos de ladrillo NR -FeOOH 23.53 1.689 3.2 360 Chou y Huang (1999) NR: no reportado 75 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15g Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase Heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia NR NR ------ NR -FeOOH 2 6 25 120, 180 y 200 Andreozzi et al. (2002a) No aplica 300 micras -FeOOH y Fe3O4 Origen minero 0.0925 20 12000 Kong et al. (1998) No aplica NR -FeOOH goethita comercial 25 5 Yeh et al. (2008) NR NR ferrihidrita 1, 2, 10 0.1712 – 17.12 3, 4, 5, 6.5 y 8 16 11520 Barreiro et al. (2007) NR NR -FeOOH 2 0.278 6 20 - 35 100 Andreozzi et al. (2002b) Impregnación PAN NR Fe3+ 1.47 1.792 11 - 3 25 35 Ishtchenko et al. (2003) NR FeSO4 NR Fe3+ 13.68 0.00506 60 360 Monfared y Amouei (2004) No aplica ZSM5 NR Fe3+ Producto comercial 29 – 221 0.015 – 0.55 7 250 González – Olmos et al. (2009) Impregnación Sulfato ferroso PAN NR Fe3+ 0.979 – 29.38 0.2186, 6.5613 3.4 22 180 Chi et al. (2011) Impregnación húmeda Atapulgit a NR Fe2O3 2.45, 4.90, 9.79 4.2x10-4 – 9.6x10-3 1.5, 2, 2.5, 3 25 60 Zhang et al. (2012a) NR: no reportado 76 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15h Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Intercambio iónico Zeolita Y NR Fe2Al2(SiO4)3 2.941 1.22 4 30 120 Zhang et al. (2011a) Impregnación húmeda Montmorill onita pilareada NR Fe2O3 2340, 4680 3.6x10-5 - 3.7 18 240 Galeano et al. (2011) No aplica nano Fe3O4 Producto comercial 10, 205, 400, 595, 790 5.4x10-6 – 3.8x10-3 5, 6, 7, 8, 9 22 600 Sun y Lemley (2011) No reportado nano Fe3O4 4 3.8724 3.5 30 5 Zhang et al. (2011b) Combustión Fe(NO3)3 nano BiFeO3 10 0.5262 5 5 Yang et al. (2011) Impregnación húmeda Sulfato ferroso NR Fe2O3 FeOOH-C 15 [3- 8] 30 45 Zhang et al. (2011c) Precipitación Fe(NO3)3 FexOy- CuOx NR S2O8 2- 20 4.4 15, 25, 35, 45 25 Zhang et al. (2011d) No aplica ZSM5 Beta NR Fe3+ Producto comercial 30 y 150 0.0206, 0.1029, 0.2059, 1.0294 7 25 300 González- Olmos et al. (2011) Precipitación Fe(NO3)3 NR Fe3+ 18 0.4328 3, 5, 6.7, 9, 11 30 60 Tian et al. (2011) NR: no reportado 77 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 1.15i Parámetros de influencia del proceso tipo Fenton en fase heterogénea sin luz (continuación) Método de síntesis Sal precursora Soporte Tamaño de partícula Especie química de Fe Dosis H2O2 (mM) Fe/H2O2 (m/m) pH T (°C) Tiempo de reacción (min) Referencia Sol-gel Fe(NO3)3 Membrana PVDF NR Fe3+/Cu2+ 5, 10, 15, 20, 25 3.1, 4, 5.3, 6.2, 7 20, 30, 40, 50, 60 240 Zhang et al. (2011e) Sol-gel Fe(NO3)3 Membrana PVDF NR Fe3+-TiO2 10, 15, 20, 25, 30 3.1, 5, 7.1, 11, 4, 6, 9.1 20, 40 y 60 300 Zhang et al. (2011f) microondas FeCl2 5-10 nm hematita 25 60 Balu et al. (2010) Sol-gel FeCl3 100-150 nm BiFeO3 10 0.263 5 25 30 Luo et al. (2010) NR: no reportado 78 Doctorado en Ingeniería Ambiental CAPITULO 2. METODOLOGÍA Este estudio se desarrolló en ocho etapas que se enlistan a continuación: 1. Selección de los tipos y del método de síntesis de nanocatalizadores a evaluar en la inactivación de hAs 2. Elaboración del diseño experimental de las pruebas de síntesis de nanocatalizadores y de inactivación de hAs 3. Síntesis y caracterización fisicoquímica de nanocatalizadores producidos 4. Realización de pruebas de inactivación de hAs 5. Análisis estadístico de resultados y cálculo de las condiciones óptimas de síntesis de dos nanocatalizadores tipo Fenton. 6. Determinación de la eficiencia de inactivación de hAs bajo condiciones óptimas en muestra sintética. 7. Caracterización fisicoquímica de los dos nanocatalizadores sintetizados bajo condiciones óptimas 8. Evaluación del daño genético y proteíco en los hAs inactivados bajo condiciones óptimas. Con base en la revisión bibliográfica (Figura 1.6) se seleccionaron los dos sistemas mayormente publicados Fe-ZSM5 – H2O2 y FeOx/C – H2O2 para ser evaluados en la reacción de inactivación de huevos de Ascaris suum presentes en agua mediante la reacción tipo Fenton. Inicialmente el sistema Fe-ZSM5 – H2O2 (que es un sistema ampliamente usado en la reacción tipo Fenton) se optimizó para la inactivación de hAs. Posteriormente el sistema FeOx/C, reportado en literatura para micropartículas de óxidos de hierro FeOx, se mejoró y optimizó incorporando nanopartículas de FeOx, por lo que este nuevo sistema se denominó nano-FeOx/C – H2O2 también para la inactivación de hAs. El método de cuantificación de huevos viables fue el de tinción con azul tripano. Debido a que, de acuerdo a la información reportada en la literatura, no se ha determinado la posible relación entre las variables experimentales relacionadas con la síntesis de los catalizadores y las variables relacionadas con la reacción tipo Fenton, se evaluaron ambos grupos de variables conjuntamente y se determinaron las condiciones óptimas de síntesis y de reacción medido como el máximo porcentaje de inactivación. Las condiciones óptimas se reprodujeron experimentalmente por quintuplicado y los datos también se correlacionaron con los resultados observados en las pruebas electroforéticas de ácidos nucleicos y proteinas. 2.1 Materiales y Reactivos A continuación se describen los materiales y reactivos utilizados en la síntesis de los nanocatalizadores y en las pruebas de inactivación: 79 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.1.1 Preparación de la suspensión stock de huevos de Ascaris suum La suspensión stock se preparó a partir de ejemplares de Ascaris suum recolectados en el rastro “Los Arcos” ubicado en Texcoco, Edo. de México. Para evitar su deshidratación, los nemátodos se almacenaron en un frasco con una solución de NaCl al 0.85 % en peso. Una vez obtenidos los nemátodos, la extracción de los huevos de A. suum, se llevó a cabo con ayuda de una tabla de unicel, alfileres, equipo de disección, mortero, manta de cielo y embudo. La mayor parte del material es de plástico debido a que los huevos de helminto tienen una cubierta exterior de mucopolisacárido que se adhiere al material de vidrio. La disección y extracción de los huevos se realizó de la siguiente manera:  Primero se separaron las hembras de los machos, para lo cual se colocaron los especímenes sobre la lámina de unicel y se observaron los extremos apicales. Si éstos son curveados, los ejemplares son machos y si son rectos son hembras.  Una vez seleccionadas las hembras, se hizo la disección de los nemátodos. Para esto, se extendieron los ejemplares sobre la lámina de unicel para que quedaran rectos y se fijaron con alfileres. Se realizó un corte longitudinal, iniciando de la cola hasta la cabeza.  Una vez abierto el nemátodo, se extrajeron los órganos reproductores con ayuda de las tijeras y pinzas, se colocaron en un mortero adicionando un poco de solución salina isotónica (NaCl al 0.85%). Posteriormente, con el pistilo se trituró hasta formar una suspensión espesa, la cual se filtró por un trozo de manta de cielo. Al terminar de filtrar toda la suspensión, se enjuagó el mortero un par de veces con solución salina isotónica y se juntaron los filtrados en el mismo recipiente.  Para asegurar que los hAs quedaran lo más libre posible de materia adherida en la suspensión, se empleó un homogenizador de tejidos, de esta manera los huevos fueron liberados sin sufrir daños.  Para remover los materiales adheridos, la suspensión se colocó en los tubos de centrífuga y se centrifugó a 2,000 rpm durante 5 minutos; después el sobrenadante se decantó y el sedimento se resuspendió con solución de Tritón X-100 al 0.1 %; de nuevo se centrifugó y se resuspendió el sedimento ahora con solución salina isotónica; este procedimiento se repitió dos veces más.  Finalmente, el sedimento se resuspendió en una solución de formaldehído al 2 % (a partir de una solución de formaldehído al 37.2 %, marca Baker) y se guardó en un frasco de plástico en refrigeración (5 °C) para que no se afectara su viabilidad. 2.1.2 Preparación de la suspensión intermedia de huevos de Ascaris suum Se preparó una suspensión intermedia de hAs a partir de la suspensión stock preparada anteriormente diluyendo con solución de NaCl al 0.85 % en peso. La suspensión intermedia también se mantuvo en refrigeración (5 °C) para no afectar su viabilidad. A partir de esta suspensión se tomaron alícuotas a adicionar a los sistemas de reacción para preparar las muestras de agua sintética. 80 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.1.3 Preparación de las muestras de agua a tratar con huevos de Ascaris en los experimentos de inactivación La reacción de inactivación se realizó en un matraz Erlenmeyer con tapa a rosca de PMP (Polimetilpentano), que es relativamente inerte a las reacciones de oxidación, en el cual se añadieron 150 mL de agua destilada (a pH controlado) conteniendo 4 hAs/mL. 2.1.4 Preparación de las soluciones para la determinación de la viabilidad de los huevos de A. suum El porcentaje de viabilidad de la suspensión stock y de la suspensión intermedia de los hAs se determinó por dos dos métodos: por la técnica de tinción de membranas (De Victorica y Galván, 2003; Guzmán y Campos, 2001) y por el método de incubación NOM-004- SEMARNAT-2002. En la técnica de tinción se empleó una solución de azul tripano al 0.1 % (p/v) (J. T. Baker) como colorante y para los lavados se empleó alcohol etílico al 80% y 100% grado absoluto (marca Reproquifin). En la técnica de incubación se preparó una solución agar-agar (granular, grado bacteriológico marca Hycel reactivos químicos, CAS 9002-18-0) al 2 % . 2.1.5 Reactivos para la síntesis de nanocatalizadores FeOx/C Para la preparación de la solución impregnante de hierro, se disolvió Fe(NO3)3 •9H2O (99%, Merck) en alcohol isopropílico grado HPLC (Burdick and Jackson). El soporte utilizado en la síntesis de los nanocatalizadores fue carbón activado (951.83 m2/g, Vp = 0.469 cm3/g) de origen mineral (LQ 1000, Carbochem Co.) con tamaño de grano entre [297-590] m (en el Anexo A15 se explica la selección del tamaño de grano); se lavó tres veces con agua destilada y se secó a temperatura ambiente, el agua remanente se evaporó a 40°C con flujo de N2. 2.1.6 Reactivos para la síntesis de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 Se preparó una solución de cloruro ferroso (FeCl2 •4H2O, 99% J. T. Baker) 0.2 M aforando con agua bidestilada y se mantuvo a pH ácido en refrigeración. De esta solución se tomaron los volúmenes correspondientes a adicionar a los matraces para tener la relación molar de Fe2+/Al =0.279. El soporte utilizado fue una zeolita comercial, Na-ZSM5 (Si/Al = 12), ZEOCHEM con densidad calculada de 1.8409 g/cm3. La capacidad de intercambio catiónico calculada para esta zeolita fue de 1.284 meq/g 2.1.7 Preparación de las soluciones intermedias de H2O2 Se prepararon dos soluciónes intermedias de peróxido de hidrógeno a partir de peróxido de hidrógeno (J. T. Baker, 30% w/w) haciendo diluciones 1:10 y 1:100, respectivamente. Se aforó con agua destilada proveída por el laboratorio de Ingeniería Ambiental. Finalmente, las soluciones se almacenaron en frascos de polipropileno y se mantuvieron en refrigeración (5 °C). 81 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.1.8 Preparación de la solución de TiSO4 para la determinación de la concentración de H2O2 Esta solución se ocupa para medir la concentración residual de H2O2 y para realizar la curva de calibración mediante el método colorimétrico con absorbancia de 410 nm. A continuación se presenta el diagrama de flujo (Fig. 2.1) para la preparación de esta solución: Figura 2.1 Diagrama para la preparación de TiSO4 2.1.9 Preparación del gel de agarosa para electroforesis de ácidos nucleícos El gel de agarosa al 0.8% m/v se hizo con 70 ml de TAE (tris-acetato/ ácido acético/ EDTA) 1X con 0.56 g de agarosa. La mezcla se calentó consecutivamente hasta antes de ebullición moviéndola constantemente. Una vez disuelta la agarosa se le añadió 5 l de bromuro de etidio como colorante. 2.1.10 Preparación de la solución de azul de coomassie para teñir geles de acrilamida para proteínas La solución de azul de coomassie al 0.5% se utilizó para teñir el gel de acrilamida. Se mezclaron 1000 mg de azul de coomassie, 850 mL de metanol, 1040 mL de H2O destilada y 143 mL de ácido acético. 2.1.11 Preparación de la solución para desteñir el gel de acrilamida Para desteñir el gel de acrilamida y revelar las bandas se utilizó una solución preparada con 341.5 mL de metanol, 866.5 mL de H2O destilada y 90.5 mL de ácido acético. Calentar 100 mL de H2SO4 concentrado a 80 °C y adicionar 1 g de TiO2 y cuando desaparezca la turbiedad subir la temperatura a 180°C Dejar en digestión a 180 °C durante 72h para la disolución total, ya disuelto el TiO2 dejar enfriar Filtrar con fibra de vidrio para retirar el sólido remanente y aforar a 500 mL con agua destilada (no olvidar la cama de agua previa) 82 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.2 Diseño de experimentos La optimización de los sistemas de inactivación FeOx/C con H2O2 y Fe-ZSM5 con H2O2 se realizó siguiendo la Metodología de Superficie de Respuesta (MSR) descrita en el Anexo A6. La MSR se divide en dos etapas: 1. La selección de las variables independientes de mayor influencia sobre el sistema determinado mediante estudios de Tamizado de variables y la delimitación de la región experimental. 2. La determinación de los valores óptimos mediante diseños de optimización. La primera etapa para ambos sistemas consistió en realizar un Tamizado de variables (Screening of variables). Este tipo de diseño permite realizar un tamizado de las variables evaluadas con un bajo número, pero estadísticamente aceptable, de experimentos. En el Anexo A6 se describe con mayor detalle este tipo de diseño. Para cada sistema de inactivación, se elaboró un diseño experimental de tipo factorial fraccional 2k y el programa estadístico Statgraphics versión XV Centurion para la elaboración de la matriz de experimentos. El número de experimentos (N) se calculó como sigue: N = n 1 2k Donde: N = número de experimentos a realizar k = número de factores n = la fracción Los resultados fueron analizados estadísticamente con el software Statgraphics versión XV Centurion para determinar su validez y los factores o variables experimentales que presentaron una influencia estadística significativa, sobre el proceso de inactivación de hA. El análisis estadístico incluyó: 1.- Análisis de la variabilidad de los resultados con base en el cálculo de los errores residuales 2.- Análisis de los efectos estandarizados (Gráfica de Pareto) 3.- Análisis de varianza (ANOVA) Con base en los resultados obtenidos en la etapa anterior se fijaron los valores de las variables que no tuvieron influencia significativa sobre la variable de respuesta para realizar la optimización sobre las variables restantes. La segunda etapa para cada sistema fue propiamente la optimización del sistema empleando un diseño experimental de tipo central compuesto 2k centrado en las caras con una réplica en el punto central. Se utilizó el programa estadístico Statgraphics versión XV Centurion para la elaboración de la matriz de experimentos. El número de experimentos (N) se calculó como sigue: N = 2k+ 2k + nc Donde: N = número de experimentos a realizar k = número de factores nc = número de réplicas en el punto central 83 Doctorado en Ingeniería Ambiental Finalmente, los resultados fueron analizados estadísticamente con el software Statgraphics versión XV Centurion, también se generó la superficie de respuesta y se ajustó a un modelo matemático lo que permitió calcular el punto máximo del % de inactivación de hA para cada sistema. Los valores óptimos calculados para cada factor se verificaron experimentalmente. 2.2.1 Tamizado de variables en el sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de Fe-ZSM5 con H2O2 En el tamizado de variables para este sistema se evaluaron ocho variables en total, cinco relacionadas con el método de síntesis (relación molar Fe/Al, pH y tiempo de intercambio, temperatura y tiempo de calcinación) y tres relacionadas con la reacción (Dosis de H2O2, relación másica Fe/H2O2 y tiempo de reacción), la reacción tipo Fenton se realizó a pH neutro. Los 32 experimentos para el diseño de tamizado y su réplica (64 pruebas en total) se realizaron aplicando dos valores reales de cada variable experimental, para dos niveles codificados (-1, 1). En la Tabla 2.1 se muestran los factores evaluados y los valores reales de los niveles codificados para cada factor del diseño. Se empleó un diseño factorial fraccional 28-3. La síntesis de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 se realizó mediante la técnica descrita en la sección 2.3.2 y la reacción tipo Fenton se hizo siguiendo la técnica descrita en la sección 2.3.4. Tabla 2.1 Valores reales de los niveles codificados para cada factor Factores experimentales -1 1 FACTOR A = Relación molar Fe/Al 0.279 0.821 FACTOR B = Dosis de H2O2 (mg/L) 6.164 21.336 FACTOR C = Relación másica de Fe/H2O2 0.067 0.335 FACTOR D = pH de intercambio 2.2 5.8 FACTOR E = Temperatura de calcinación (°C) 320 530 FACTOR F = Tiempo de calcinación (h) 2.8 5.2 FACTOR G = Tiempo de intercambio (min) 39.8 145.1 FACTOR H = Tiempo de la reacción (minutos) 79.5 160.5 Los resultados del tamizado (Anexo A7) permitieron fijar cuatro variables (relación molar Fe/Al = 0.279, Dosis de H2O2 = 6.16 mg/L, pH de intercambio = 2.2 y el tiempo de calcinación = 2.8 h) y optimizar las cuatro variables restantes. 2.2.2 Optimización del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores Fe-ZSM5 con H2O2 Los 26 experimentos y su réplica (52 experimentos en total) se realizaron utilizando tres valores reales de cada variable experimental, para tres niveles codificados (-1, 0, 1). En la 84 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 2.2 se muestran los factores evaluados y los valores reales de los niveles codificados para cada variable o factor experimental. Tabla 2.2 Valores reales o naturales de los niveles codificados para cada factor experimental optimizado en el sistema de oxidación avanzada con Fe-ZSM5 y H2O2 para la inactivación de hAs Factores experimentales -1 0 1 FACTOR A = Relación másica de Fe/H2O2 0.067 0.201 0.335 FACTOR B = Tiempo de intercambio (minutos) 39.9 92.5 145.1 FACTOR C = Tiempo de reacción (minutos) 79.5 120 160.5 FACTOR D = Temperatura de calcinación (°C) 320 425 530 2.2.3 Tamizado de variables en el sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de FeOx/C con H2O2 Para este sistema se evaluaron siete factores en total: tres factores de influencia en el proceso de síntesis de los nanocatalizadores de FeOx/C (el contenido de hierro a depositar, la temperatura de calcinación y el tiempo de calcinación) y cuatro factores de influencia en la reacción de inactivación de huevos de Ascaris (pH, dosis de peróxido de hidrógeno, relación másica de Fe/H2O2 y tiempo de reacción). Los 32 experimentos para el diseño de tamizado de variables y su réplica (64 pruebas en total) se realizaron aplicando dos valores reales de cada variable experimental, para dos niveles codificados (-1, 1). En la Tabla 2.3 se muestran los factores a evaluar y los valores reales de los niveles codificados para cada factor del diseño. Tabla 2.3 Valores reales de los niveles codificados para cada factor Factores experimentales -1 1 FACTOR A = % Fe soportado en carbón activado (C.A.) 1 4.5 FACTOR B = Dosis de H2O2 (mg/L) 61.64 213.36 FACTOR C = Relación másica de Fe/H2O2 0.067 0.335 FACTOR D = pH 3 7 FACTOR E = Temperatura de calcinación (°C) 103 232 FACTOR F = Tiempo de calcinación (minutos) 26.76 213.24 FACTOR G = Tiempo de la reacción (minutos) 79.5 160.5 En el Anexo A7 se presenta la matriz de este diseño experimental con los valores codificados y los valores reales para cada factor. Los valores de los límites -1 y 1 se fijaron de acuerdo a los resultados obtenidos durante el desarrollo del nuevo método de síntesis (en el Anexo A8 se explica a detalle). En el Anexo A10 se presenta el análisis estadístico de los resultados obtenidos para el diseño de tamizado. La síntesis de los nanocatalizadores FeOx/C se realizó mediante la técnica descrita en la sección 2.3.1 y la reacción tipo Fenton se hizo siguiendo la técnica descrita en la sección 2.3.4 85 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.2.4 Optimización del sistema de sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando nanocatalizadores de FeOx/C con H2O2 Con base en los resultados obtenidos en el tamizado de las variables se fijaron tres variables (% Fe soportado = 4.5, Dosis de H2O2 = 61.64 mg/L y pH =7) para realizar la optimización sobre las cuatro variables restantes. Los 26 experimentos y su réplica (52 experimentos en total) se realizaron utilizando tres valores reales de cada variable experimental, para tres niveles codificados (-1, 0, 1). En la Tabla 2.4 se muestran los factores evaluados y los valores reales de los niveles codificados para cada variable o factor experimental. En el Anexo A7 se presenta la matriz de este diseño experimental con los valores codificados y los valores reales para cada factor. Tabla 2.4 Valores reales o naturales de los niveles codificados para cada factor experimental optimizado en el sistema de oxidación avanzada con FeOx/C y H2O2 para la inactivación de hA Factores experimentales -1 0 1 FACTOR A = Relación másica de Fe/H2O2 0.067 0.201 0.335 FACTOR B = Temperatura de calcinación (°C) 103 168 232 FACTOR C = Tiempo de calcinación (minutos) 26.8 120 213.2 FACTOR D = Tiempo de la reacción de inactivación (minutos) 79.5 120 160.5 2.3 Técnicas experimentales 2.3.1 Método de síntesis de los nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón (FeOx/C) La síntesis de los nanocatalizadores se realizó de acuerdo al método desarrollado en este trabajo (en el Anexo A8 se describe a detalle). Cabe resaltar que este método es objeto de una solicitud de patente, quedando registrada en el Instituto Mexicano de Propiedad intelectual (IMPI) con el número de expediente MX/a/2012/000450. El nuevo método se basa en el método de impregnación incipiente utilizando alcohol isopropílico como agente quelante y ultrasonido para mejorar la dispersión del hierro. Con una jeringa de 1 mL se adicionó la solución impregnante (preparada de acuerdo al inciso 2.1.5) por goteo al carbón activado. Para mejorar la dispersión y evitar la aglomeración de las partículas soportadas se aplicaron 30 minutos de ultrasonido (Bransonic 2510R-MT, de 100W y 42 kHz ± 6%) después de la impregnación. Por último, la muestra se calcinó a la temperatura y tiempos establecidos en el diseño experimental con un flujo de 30 cm3/min de N2, en un equipo multitareas RIG-100 /ISRI y el gas de salida se monitoreó por espectroscopia de masas (Marca Hyden Lt) a 8x10-6 torr de presión en la cámara de análisis. En el Anexo A11 se presentan los patrones de desorción de masas que se presentaron en la descomposición de la sal precursora para cada catalizador. 86 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.3.2 Método de síntesis de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 La síntesis de los nanocatalizadores se realizó mediante intercambio iónico en medio acuoso ya que permite tener un mejor control de la distribución de especies. El método utilizado se basó en el método desarrollado por Long y Yang (2001). Los tiempos de intercambio se seleccionaron de acuerdo al comportamiento observado en las cinéticas de intercambio presentadas en el Anexo A12. La metodología seguida para la síntesis de los catalizadores Fe-ZSM5 fue la siguiente:  En 200 mL de agua bidestilada a pH 2.2 se adicionaron 2 g de zeolita sódica (Na- ZSM5, relación molar Si/Al = 12) en matraces Erlenmeyer de PMP. Estos matraces fueron forrados con aluminio debido a que el hierro es un compuesto fotosensible.  Se colocaron en agitación a 250 rpm y a 80 °C en atmósfera de aire estático. La temperatura de intercambio se fijó en 80 °C debido a que la reducción de la esfera de hidratación del hierro se reporta a esta temperatura (Pieterse, et al., 2004). El experimento se realizó en un termo orbital Lab-Line Barnstead Max Q 4000 de ocho canastillas.  Después de transcurrido el tiempo de intercambio determinado en el diseño experimental (39.9 ó 145.1 minutos), se recuperó la zeolita mediante filtración al vacio. La torta resultante se re-suspendió en 500 mL de agua bidestilada y se colocó en agitación (250 rpm) durante 1 hora para retirar cualquier exceso de iones de hierro no intercambiados.  La mezcla se filtró nuevamente y el sólido resultante se secó a temperatura ambiente durante 24 h.  Finalmente, el sólido recuperado se calcinó durante 2.8 h a la temperatura (530 ó 320 °C) especificada en el diseño experimental en atmósfera de aire estático en una mufla ThermoScientific . Por último se almacenaron y etiquetaron en cápsulas de polietileno con tapa, para su posterior análisis de contenido de hierro como se describe en la sección 2.4.8 Cada uno de los catalizadores se sintetizó por duplicado. 2.3.3 Determinación de la concentración y viabilidad de los huevos de Ascaris suum en la suspension stock y suspensión intermedia La determinación de la concentración de la suspensión stock de huevos de A. suum se realizó con una cámara de Neubauer (de 0.1 L de capacidad) y se observó en un microscopio binocular de campo claro (marca Olympus modelo CX31) (ver Anexo A13). A lo largo del período de duración de todos los experimentos se realizó un monitoreo mensual de la viabilidad de la suspensión stock de huevos de A. suum y de la suspensión intermedia utilizando simultáneamente dos métodos: a) Tinción de membranas (de Victorica y Galván, 2003) como se explica en el inciso 2.4.1 b) Incubación de acuerdo a la norma NOM-004-SEMARNAT-2002 (inciso 2.4.2) 87 Doctorado en Ingeniería Ambiental La comparación de resultados de los dos métodos analíticos para la determinación del porcentaje de inactivación, se realizó para evaluar la equivalencia de ambas técnicas y, por lo tanto, la validez de los resultados de las pruebas del diseño experimental realizadas para optimizar el proceso de inactivación de hAs y determinar el proceso más práctico. La concentración promedio (n=5) de la suspensión stock fue de 116 535 hAs/mL con 84.7 % de viabilidad medida por tinción (85.5 % medida por incubación) y de la suspensión intermedia fue 513 hA/mL con 91.82% de viabilidad (ver Anexo 14). Con base en lo anterior se observa que se obtienen porcentajes de vialibilidad muy similares medidos por los métodos de tinción e incubación. En la técnica de incubación (inciso 2.4.2) se puede observar el fenómeno de embrionamiento y eclosión de la larva in vitro, sin embargo, tiene el inconveniente de que este método toma cuatro semanas para completarse (De Victorica y Galván, 2002) por lo que el método de tinción fue el más práctico (inciso 2.4.1). 2.3.4 Técnica experimental de las pruebas de inactivación de los huevos de Ascaris summ Los soportes y los nanocatalizadores sintetizados junto con las soluciones intermedias de H2O2 preparadas (2.1.7) fueron usados para las pruebas de inactivación por la reacción de Fenton en fase heterogénea. En el Anexo A15 se presenta el desarrollo para la implementación de la técnica de las pruebas de inactivación. En un matraz PMP se adicionaron 150 mL de agua destilada (a pH = 7) conteniendo 2 hA/ml aproximadamente. La reacción de inactivación inició cuando se adicionó el catalizador correspondiente y la cantidad de peróxido de hidrógeno (necesario para mantener la relación másica    22OH Fe establecida en el diseño) a la muestra de agua a tratar. Posteriormente, el matraz se puso en agitación oscilatoria (300 rpm) en un termo orbital Lab-Line Barnstead Max Q 4000 durante el tiempo de reacción estipulado en el diseño de experimentos. Después de transcurrido el tiempo de reacción especificado, se filtró la muestra en malla 150 para recuperar el catalizador. Del filtrado se tomaron muestras para determinar la concentración residual de peróxido de hidrógeno y la concentración de hierro lixiviado, aplicando técnicas colorimétricas (2.4.6 y 2.4.7). Al resto de la muestra líquida se le adicionaron 100 L de una solución 0.1 N de tiosulfato de sodio (HYCEL, Mexico) para detener la acción oxidante del contenido residual de peróxido de hidrógeno y de los radicales •OH. El porcentaje de viabilidad de los huevos de A. suum se determinó por la técnica de tinción descrita en el inciso 2.4.1. 88 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.4 Técnicas analíticas 2.4.1 Técnica de tinción para la determinación del porcentaje de viabilidad Para cuantificar el porcentaje de viabilidad de los huevos de Ascaris suum por la técnica de tinción (De Victorica y Galván, 2003; Guzmán y Campos, 2001), se tomó una muestra de 50 mL en jeringas de plástico y se filtró en membranas de nitrocelulosa de 8.0 μm (Millipore) contenidas en un swinnex de plástico. La membrana se lavó con 30 mL de agua destilada y se adicionaron 5 mL de azul de tripán (inciso 2.1.4). El exceso de colorante fue retirado mediante dos lavados de 3 mL cada uno de alcohol etílico al 80% y 100% respectivamente. Finalmente, la membrana se montó en portaobjetos con glicerina y se observó en un microscopio óptico binocular de campo claro (marca Leica Microscopy, Leitz, modelo Laborlux S) para determinar la viabilidad residual de acuerdo con el criterio descrito en la Figura 1.4, y con este dato, calcular el % de inactivación de los huevos de Ascaris suum. El % de viabilidad y el % de inactivación se determinaron de acuerdo con las siguientes ecuaciones (Guzmán y Campos, 2001): 100 . . % x huevosdetotalNo viableshuevosNo viabilidad        100 % %% % x viabilidad viabilidadviabilidad óninactivaci inicial finalinicial  2.4.2 Técnica de incubación para la determinación del porcentaje de viabilidad Esta técnica se ha utilizado para Ascaris lumbricoides, Ascaris suum, Trichuris spp., Toxocara spp. obteniéndose buenos resultados (NOM-004-SEMARNAT-2002). i. Consiste en la preparación cajas petri de 15 cm con una cama de agar-agar (preparado como lo indica el inciso 2.1.4) solidificado y preparado bajo condiciones asépticas. ii. La muestra, de volumen conocido, se esparce en la superficie del agar. iii. La caja que contiene la muestra se coloca sin tapa en la platina del microscopio y se observa con el objetivo de 10X. La observación se comienza en un punto, identificado con una marca de plumón al reverso de la caja, y se recorre la superficie en su totalidad contando los huevos fértiles y no fértiles. Esta se considera la primera lectura. iv. Se realiza el seguimiento de las etapas de desarrollo en que se encuentran los huevos cada siete días hasta completar 4 semanas y se realiza el conteo de huevos fértiles y no fértiles. v. Al término de cada lectura, la caja se tapa y se guarda en una gaveta en donde la temperatura se encuentre aproximadamente a 25 °C. vi. Para el recuento final, sólo se toma en cuenta como viables los huevos que hayan eclosionado. La viabilidad se reporta en porcentaje. Se prepararon 5 cajas petri con agar y muestras de la suspensión stock, de las cuales los resultados obtenidos se muestran en el Anexo A14. …Ec. 2.1 …Ec. 2.2 89 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.4.3 Técnica para la extracción de ácidos nucleicos de huevos de Ascaris suum Para evaluar el efecto de la reacción de Fenton heterogéneo sobre el material genético de los hAs, se realizó la extracción de sus ácidos nucleicos (DNA y RNA) empleando un sistema comercial, antes y después de la reacción de inactivación. La integridad del DNA y el RNA se observó en geles de agarosa teñidos con bromuro de etidio y posteriormente se fotodocumentaron. En primer lugar, el efluente se filtró en tres membranas de nitrocelulosa de 8.0 m contenidas en un swinnex. Los huevos de Ascaris depositados en las membranas se recuperaron lavando las membranas con 20 mL de agua destilada y con ayuda de un vortex se resuspendieron. Los 20 mL de muestra se concentraron en cuatro viales centrifugando a 13 000g por 3 minutos para tener finalmente 500 L en cada vial. El concentrado y una alícuota de 2000 hA (sin tratamiento) se procesaron siguiendo la metodología propuesta por el proveedor del sistema comercial PUREGENE TM DNA Purification System (Gentra, Alemania), la cual se describe brevemente a continuación: 1. Se maceró mecánicamente con pistilo la muestra en 250 L de solución con agentes tensoactivos (amortiguador de lisis) para romper las membranas de los huevos. Después se enjuagó el pistilo con 250 L de la solución para recuperar lo que se haya adherido al pistilo. 2. Se dejó en baño maría a 55°C durante toda la noche con 750 L de proteinasa K, Invitrogen (20 mg/L) con el fin de romper la mayor cantidad de material celular. 3. Después de enfriar a temperatura ambiente se separaron 625 L en un segundo vial. 4. Se agregó 200 L de una solución con sales (acetato de amonio) y amortiguador para precipitar proteínas y se agitarón los viales por inversión 15-20 segundos, después se colocaron los viales a 4 °C durante 90 minutos. 5. Posteriormente se centrifugaron durante 3 minutos a máxima velocidad (13 000 g) (2 veces). 6. Se separaron 700 L del sobrenadante a un tubo nuevo y se agregó un volumen equivalente de isopropanol frio dejandolo durante toda la noche a 4°C para precipitar el DNA. 7. Se centrifugó por 10 minutos a 13 000g 8. Se descartó el sobrenadante y se agregaron 600 L de etanol al 70% para limpiar el DNA, se homogenizó por inversión suave y se centrifugó a máxima velocidad (13000g) por 3 minutos. 9. Se removió el etanol y se dejó evaporar el excedente en la campana de extracción durante 2 horas. 10. Por último, para rehidratar el DNA se agregaron 10 L de una solución de agua con dietil pirocarbonato y se mantuvo a 4ºC durante toda la noche. La concentración del DNA extraído se cuantificó midiendo su absorbancia a 260nm en un equipo Bioteck, Kimberly-Clark, considerando que la absorbancia de 1 unidad a 260 nm corresponde a 50 g/mL de DNA, (Sambrook et al., 1989). Posteriormente, las muestras se analizaron por electroforesis en un gel de agarosa (0.8 % m/v). También se añadieron 10 l de bromuro de etidio al amortiguador de corriemiento electroforético en el tanque de la cámara de electroforesis. Con el propósito de comparar las muestras extraídas con DNA de control, se analizaron además tres muestras de DNA de rata tratadas con RNAasas (P1, P2 y P3). La 90 Doctorado en Ingeniería Ambiental electroforesis se realizó a 80 volts durante 45 minutos. Finalmente, el gel se visualizó en un transiluminador de luz UV y se registró la imagen en un fotodocumentador. 2.4.4 Técnica para la extracción de proteínas de huevos de Ascaris suum Para evaluar el efecto de la reacción de Fenton heterogéneo sobre las proteínas de los huevos de Ascaris suum, se realizó la extracción de las proteínas de acuerdo a un protocolo desarrollado en el laboratorio de Ecología de Agentes Patógenos del Hospital General “Dr. Manuel Gea González”, antes y después de la reacción de inactivación. Para recuperar los huevos después de reacción y separarlos del polvo fino de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 y FeOx/C se aplicó la técnica de flotación descrita en la norma NMX-AA-113-SCFI-1999 concentrándolos en 100 L. Inicialmente, se maceró con pistilo la muestra en 100 L de solución de lisis (10mM TRIS HCl pH 7.5, 140 mMNaCl, 1% triton X-100, 1% desoxicolato de Na) con inhibidor de proteinasas (AMRESCO) para romper las membranas que protegen a los huevos. Posteriormente, se hicieron tres ciclos de choques térmicos (congelando a -70°C y descongelando en hielo. Después se centrifugaron a 13g durante 5 minutos a 5°C para separar las fases y recuperar las proteínas. Para la cuantificación de las proteínas se aplicó el método Bradford utilizando PBS 1X como blanco y diluyente. La curva de calibración se hizo con Albumia Serica Bobina (ASB) en un intervalo de 10 a 100 ng/L con colorante Bradford (Bio-Rad) (Fig. 2.2). Las absorbancias de las muestras a 600 nm se midieron en un equipo StatFax-2100, Awareness technology Inc. 91 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 2.2 Método Bradford Los extractos proteínicos se sometieron a electroforesis en un gel de poliacrilamida al 10% (Mini-Protean TGX, Bio-Rad) en condiciones reductoras. Se cargaron 20 L de cada muestra (5 g) diluidos en buffer de carga. También se utilizó un PM AMRESCO (Broad range) para identificar las bandas. El gel se corrió a 80 volts durante 2 horas en a 4°C. Después, se tiñó con azul de coomasie al 0.5% durante cinco días. Posteriormente el gel se dejó en solución para desteñir durante tres días seguidos cambiando la solución diariamente. 2.4.5 Método iodométrico para la determinación de la concentración de las soluciones intermedias de H2O2 La concentración de H2O2 en las soluciones preparadas en el inciso 2.1.7 se determinaron por el método iodométrico (concentración > 10-3 m) descrito en el Anexo A16. Se empleó KI (J. T. Baker, 99.5%) como donador de electrones y Molibdato de amonio (J. T. Baker, 82.2% como MoO3) como catalizador. También se utilizó tiosulfato de sodio 0.1N (J. T. Baker, 0.0998N) para titular la solución. PBS 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 PBS y colorante hA sin tratamiento hA tratamiento con Fe-ZSM5 hA tratamiento con FeOx/C Diluciones secuenciales Curva de calibración 92 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.4.6 Método colorimétrico para la determinación de la concentración residual de H2O2 (6x10-5 m < concentración < 10-3 m = 2.04 < concentración< 34 mg/L) El principio de este método es la medida espectrofotométrica de un complejo formado por la reacción selectiva de los iones Ti(IV) con el peróxido de hidrógeno en medio ácido (Eisenberg, 1943). Este método se describe detalladamente en el Anexo A16. En matraces aforados de 10 mL se adicionaron 3 mL de muestra con 500 L de Ti(SO4)2 (preparado de acuerdo al procedimiento descrito en el inciso 2.1.8) y aforando con agua destilada (por triplicado). Posteriormente se midió la absorbancia de las muestras a 410 nm en un espectrofotómetro Spectroquant Nova 60 de Merck. 2.4.7 Método colorimétrico para la determinación de la concentración de hierro lixiviado en las reacciones de inactivación de hA (0.01 – 5 mg/L) El probable hierro lixiviado de los nanocatalizadores durante la reacción tipo Fenton para la inactivación de los hA, se determinó mediante un método colorimétrico. El método Ferroespectral® de Merck consiste en la adición de un reactivo que contiene tioglicolato amónico (Fe-AN), el cual mineraliza complejos de hierro débiles y reduce hierro (III), mostrando una coloración violeta azulado. La reacción de color no muestra prácticamente ninguna influencia de la temperatura. El procedimiento es el siguiente: a) Tomar 10 ml de muestra, por duplicado b) Adicionar 6 gotas de reactivo Fe-AN y mezclar. Permitir que se efectúe la reacción durante 3 minutos c) Tomar una alícuota y vaciar en una cubeta de cuarzo e introducirla en un espectrofotómetro Spectroquant NOVA-60, marca Merck. 2.4.8 Determinación del contenido de hierro El contenido de hierro total en cada uno de los nanocatalizadores sintetizados se determinó mediante Absorción Atómica (AA) con un espectrofotómetro Spectra AA (Varian), modelo 220 FS, equipado con flama de aire/acetileno. La calibración del equipo se realizó con estándares de concentración de Fe de 1, 5, 10, 20 y 30 ppm hechos a partir de un patrón certificado de 1000 ± 3 ppm, High-Purity Standards. Las lecturas fueron tomadas con una longitud de onda de 372 nm que mide en el intervalo de [1-100] ppm. Previo al análisis, se realizó la digestión ácida por triplicado de cada nanocatalizador. Para el caso de los nanocatalizadores de FeOx/C, en un matraz de Teflon de 250mL con tapón se añadieron 20 mL de HNO3:HCl (3:1) y a esta solución se le adicionaron 50 mg de cada muestra. Posteriormente se sometieron a 45 minutos de ultrasonido y después 1 hora en baño maría a 140°C. Finalmente, se aforó hasta 100 ml con agua bi-destilada Se analizó también el carbón LQ 1000 empleado como soporte. En el caso de los nanocatalizadores de Fe-ZSM5 se utilizó el método descrito por Texon (2005), en botes de PP de 120 ml con tapa se añadieron 50 mg de catalizador con 10 ml de HF al 20% (preparado a partir de HF al 40% marca Merck) para dejar libre el hierro. Después 93 Doctorado en Ingeniería Ambiental de 24 horas, la solución se afora a 100 ml con agua desionizada o bidestilada en matraces aforados de PMP. Con este dato se calculó la cantidad de catalizador a adicionar en cada reacción según el diseño experimental (Anexo A7) en función de la relación Fe / H2O2 a aplicar. El porcentaje de Fe soportado para cada catalizador se reporta en el Anexo A9. 2.4.9 Determinación del área superficial El área superficial se determinó mediante la técnica de adsorción física de N2 en el carbón LQ 1000 y en la zeolita Na-ZSM5 (utilizados como soporte), así como en los nanocatalizadores óptimos (FeOx/C y Fe-ZSM5) antes y después de reacción. Las isotermas de adsorción se obtuvieron en un equipo Bel-Sorp mini II, Bel-Japan Inc. En cada corrida se midió la presión atmosférica y también se hizo la corrección de la no-idealidad del gas mediante el coeficiente de correlación viral. Previo al análisis las muestras de carbón se pretrataron con flujo de N2 a 80°C por 18 h para limpiar la superficie y las de zeolita a 200°C durante toda la noche. Todas las muestras se midieron por duplicado. 2.4.10 Microscopía Electrónica de Barrido (MEB) y Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) La morfología de los dos soportes (carbón LQ-1000 y Na-ZSM5) y de los nanocatalizadores óptimos (FeOx/C y Fe-ZSM5) fue observada por microscopía electrónica de barrido. El carbón activado se observó con un microscopio JEOL, Cambrige-Leica Stereoscan 440, el resto de las muestras se observaron con un microscopio de barrido de presión variable JEOL JSM- 5900LV. Para hacer las imágenes, se utilizaron dos tipos de detectores: para electrones secundarios (ES) y para electrones retrodispersados (QBSD). Se empleó un voltaje de 20 Ev y la corriente usada fue de 1 nA. A 27 mm se hizo Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) en las partículas analizadas para identificar cuantitativamente la abundancia relativa de cada elemento que la compone. 2.4.11 Microscopía Electrónica de Transmisión (MET) y Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) Los dos soportes (carbón LQ-1000 y Na-ZSM5) y los nanocatalizadores óptimos (FeOx/C y Fe-ZSM5) fueron observados por Microscopía Electrónica de Transmisión (MET). En las partículas identificadas se hizo microanálisis de Espectroscopia de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) para conocer cuantitativamente la abundancia relativa de hierro presente. El nanocatalizador óptimo Fe-ZSM5 fue observado con un microscopio JEOL JEM-2010. El carbón activado y el nanocatalizador óptimo FeOx/C se observaron con un microscopio JEOL JEM-2010F que cuenta con contraste Z en campo oscuro. Para determinar el diámetro promedio de las partículas soportadas en cada muestra se analizaron las micrografías con el software ImageJ. 94 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2.4.12 Espectroscopía de UV-VIS La caracterización de los nanocatalizadores mediante análisis de UV-VIS permite estudiar las propiedades electrónicas y estructurales tanto de las especies depositadas como del soporte. Para realizar el experimento el polvo del nanocatalizador se compactó en el portamuestras con ventana de cuarzo y posteriormente se analizó con un aditamento de reflectancia difusa para sólidos en un espectrómetro Varian Cary 500. El ambiente se tomó como línea base. Para el análisis se utilizó un rango de longitud de onda de 600 a 200 nm. La absorbancia obtenida en los espectros es transformada a la función de Kubelka-Munk. La función de Kubelka-Munk proporciona una correlación entre la concentración y la reflectancia, por lo que se utiliza en el análisis de espectros de reflectancia difusa obtenidos a partir de muestras sólidas con débil absorción. Para el caso del nanocatalizador FeOx/C se analizó tomando como línea base el carbón. 2.4.13 Reducción a temperatura programada (TPR) El experimento se desarrolló en un equipo BELCAT-B, Bel-Japan Inc equipado con un detector de conductividad térmica. Para el análisis se montaron 95.1 mg del nanocatalizador óptimo Fe-ZSM5. Previo a la reducción se hizo un pretratamiento a la muestra con 30 cc/min de aire durante 5 h a 550°C y después se enfrió hasta temperatura ambiente. El TPR se realizó desde temperatura ambiente hasta 900°C con rampa de 10°/min en presencia de 50 cc/min de 5% H2/Ar (Meloni et al., 2003; Brandenberger et al., 2011). 95 Doctorado en Ingeniería Ambiental CAPITULO 3. RESULTADOS Y DISCUSION En este capitulo se presentan los resultados obtenidos empleando el sistema de referencia (Fe-ZSM5 con H2O2) y el sistema propuesto (FeOx/C con H2O2) para la inactivación de hAs. Para ambos sistemas, en este capítulo se presenta el análisis estadístico de los resultados de las pruebas de optimización del sistema y las condiciones óptimas calculadas con los modélos estadísticos obtenidos. Los resultados del tamizado de variables se presentan en los Anexos A7 y A10. También, se presentan las características morfológicas y estructurales de los nanocatalizadores Fe-ZSM5 y FeOx/C sintetizados bajo condiciones óptimas. Por último, se presentan los resultados obtenidos en la evaluación de la integridad de los ácidos nucleicos y de las proteínas de los hAs tratados por ambos sistemas de oxidación óptimos. 3.1 Inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema Fe- ZSM5 con H2O2 3.1.1 Análisis estadístico de los resultados de las pruebas de optimización del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando Fe- ZSM5 con H2O2 En la Figura 3.1 se presentan gráficamente los resultados de las 26 pruebas de inactivación de huevos de Ascaris suum (y su duplicado), aplicando el proceso tipo Fenton en fase heterogénea con catalizadores de Fe-ZSM5 y peróxido de hidrógeno (en la Tabla 3.1 se presentan los valores numéricos y las condiciones experimentales de cada experimento). En primer lugar, se puede observar que en las 52 pruebas realizadas se obtuvieron porcentajes de inactivación que oscilaron en un amplio intervalo (26.18% a 74.35%). En segundo lugar, también se observa que 5 diferentes condiciones de reacción produjeron porcentajes de inactivación superiores al 70%. El mejor resultado obtenido en este diseño fue de 74.35% de inactivación (experimento 15) a pH neutro. Los resultados fueron analizados estadísticamente (con el software Statgraphics versión XV Centurion) para determinar su validez y los factores o variables experimentales que presentaron una influencia estadística significativa, sobre el proceso de inactivación de hAs. El análisis estadístico incluyó: 1.- Análisis de la variabilidad de los resultados con base en el cálculo de los errores residuales 2.- Análisis de los efectos estandarizados (Gráfica de Pareto) 3.- Análisis de varianza (ANOVA) 96 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.1 % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y catalizadores Fe-ZSM5. Bloque 1 Bloque 2 74.35 % 97 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.1 Matriz de experimentos de la optimización del sistema Fe-ZSM5 con H2O2. exp FACTOR Relación Fe/H2O2 Tiempo de intercambio tiempo de reacción Temperatura de calcinación % de Fe soportado Bloque 2 (n=3) %inactivación A B C D (mg/mg) (min) (min) (°C) (m/m) Bloque 1 Bloque 2 1 0 0 0 0 0.201 92.5 120.0 425 0.092 ± 0.00 54.85 56.40 2 -1 0 0 0 0.067 92.5 120.0 425 0.092 ± 0.00 48.18 54.45 3 1 -1 -1 1 0.335 39.9 79.5 530.3 0.189 ± 0.02 70.87 57.86 4 0 0 0 -1 0.201 92.5 120.0 319.7 0.231 ± 0.00 63.14 53.81 5 -1 1 -1 1 0.067 145.1 79.5 530.3 0.321 ± 0.03 46.39 49.94 6 0 0 1 0 0.201 92.5 160.5 425 0.092 ± 0.00 55.36 56.38 7 0 0 0 0 0.201 92.5 120.0 425 0.027 ± 0.00 53.03 55.20 8 -1 -1 1 1 0.067 39.9 160.5 530.3 0.189 ± 0.02 68.85 71.35 9 0 1 0 0 0.201 145.1 120.0 425 0.064 ± 0.00 55.59 52.78 10 -1 -1 -1 -1 0.067 39.9 79.5 319.7 0.148 ± 0.01 28.48 41.47 11 -1 1 1 -1 0.067 145.1 160.5 319.7 0.380 ± 0.03 27.77 41.10 12 -1 1 1 1 0.067 145.1 160.5 530.3 0.321 ± 0.03 26.18 33.42 13 1 1 1 1 0.335 145.1 160.5 530.3 0.321 ± 0.03 47.92 50.72 14 -1 1 -1 -1 0.067 145.1 79.5 319.7 0.380 ± 0.03 31.55 33.57 15 -1 -1 1 -1 0.067 39.9 160.5 319.7 0.148 ± 0.01 63.94 74.35 16 1 0 0 0 0.335 92.5 120.0 425 0.027 ± 0.00 60.32 73.50 17 1 1 -1 -1 0.335 145.1 79.5 319.7 0.380 ± 0.03 64.99 61.06 18 0 -1 0 0 0.201 39.9 120.0 425 0.053 ± 0.00 54.51 53.82 19 1 -1 1 1 0.335 39.9 160.5 530.3 0.189 ± 0.02 66.40 57.83 20 1 1 -1 1 0.335 145.1 79.5 530.3 0.321 ± 0.03 55.00 53.65 21 1 -1 -1 -1 0.335 39.9 79.5 319.7 0.148 ± 0.01 46.27 60.53 22 0 0 -1 0 0.201 92.5 79.5 425 0.027 ± 0.00 51.55 54.84 23 -1 -1 -1 1 0.067 39.9 79.5 530.3 0.189 ± 0.02 68.45 61.16 24 0 0 0 1 0.201 92.5 120.0 530.3 0.172 ± 0.00 54.50 54.11 25 1 1 1 -1 0.335 145.1 160.5 319.7 0.380 ± 0.03 57.89 59.48 26 1 -1 1 -1 0.335 39.9 160.5 319.7 0.148 ± 0.01 65.38 73.57 98 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.1.1.1 Análisis de la variabilidad de los resultados En la Figura 3.2 se presenta la gráfica de los errores residuales representados en función de los valores estimados se observó que no hay dependencia entre los valores de los errores residuales y el de los datos calculados o estimados, lo cual sugiere que el error experimental se debe a un error aleatorio de los resultados sin tendencia alguna. 26 36 46 56 66 76 predicted -11 -7 -3 1 5 9 13 re si d u a l Figura 3.2 Gráfica de los errores residuales en función de los valores estimados para el % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema de oxidación avanzada de Fe-ZSM5 con H2O2 3.1.1.2 Análisis de varianza (ANOVA) En la Tabla 3.2 se presentan los datos obtenidos en el análisis de varianza (ANOVA), en esta prueba se evaluó la significancia estadística de cada efecto por comparación de la media cuadrática contra un estimado del error experimental. En este caso, siete efectos tienen valores de P menores a 0.05 indicando que estos efectos tienen influencia significativa sobre el proceso de inactivación de hAs, con un 95% de nivel de confianza. Este resultado coincide con lo presentado en la gráfica de Pareto. Valor estimado 99 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.2 Análisis de varianza (ANOVA) para el diseño de optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum. Efectos Suma de cuadrados Grados de libertad Media de cuadrados Cociente F Valor P A:Factor_A 1255.99 1 1255.99 34.54 0.0000 B:Factor_B 1548.29 1 1548.29 42.58 0.0000 C:Factor_C 100.869 1 100.869 2.77 0.1043 D:Factor_D 59.4184 1 59.4184 1.63 0.2091 AA 30.3639 1 30.3639 0.83 0.3667 AB 613.638 1 613.638 16.87 0.0002 AC 42.7581 1 42.7581 1.18 0.2852 AD 395.016 1 395.016 10.86 0.0022 BB 32.0817 1 32.0817 0.88 0.3537 BC 782.596 1 782.596 21.52 0.0000 BD 215.126 1 215.126 5.92 0.0200 CC 23.5709 1 23.5709 0.65 0.4259 CD 579.786 1 579.786 15.94 0.0003 DD 0.423993 1 0.423993 0.01 0.9146 Total error 1345.48 37 36.3642 Total (corr.) 7050.74 51 La R2 indica que el 80.9% de los datos experimentales son estimados adecuadamente por el modelo estadístico calculado. El error estándar de los estimados muestra que la desviación estándar de los residuales es 6.03. 3.1.1.3 Análisis de los efectos estandarizados En la Figura 3.3 se presenta la gráfica de Pareto para los efectos de cada factor. Existieron cinco interacciones entre dos factores y dos efectos principales que fueron significativos sobre el proceso de inactivación de hAs. Los incrementos en el Factor A (Relación másica Fe/H2O2) y en la interacción AB (Relación másica Fe/H2O2 – tiempo de intercambio) produjeron un incremento en el % de inactivación de hAs (factor de optimización). Por el contrario, los incrementos en el Factor B (tiempo de intercambio) y en las interacciones entre los Factores BC (tiempo de intercambio – tiempo de reacción), CD (tiempo de reacción – temperatura de calcinación), AD (relación másica Fe/H2O2 – temperatura de calcinación) y BD (tiempo de intercambio – temperatura de calcinación) redujeron el valor de la variable de respuesta (% de inactivación de hAs). Cabe resaltar que únicamente de manera individual (sin interacción con otra variable experimental) los factores A y B (relación Fe/H2O2 y tiempo de intercambio) tuvieron influencia significativa sobre el % de inactivación, sin embargo los otros dos efectos principales C yD (tiempo de reacción y temperatura de calcinación) de los cuatro factores evaluados no influyeron de manera individual significativamente en el proceso. 100 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 2 4 6 8 Standardized effect DD CC AA BB AC D:T calcinación C:t de reacción BD AD CD AB BC A:Fe/H2O2 B:t de intercambio + - Figura 3.3 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la optimización del sistema Fe-ZSM5 con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum Como ya se había mencionado antes, un incremento en la relación Fe/H2O2 (Factor A) significa adicionar una mayor cantidad de Fe con respecto al H2O2 y esto se refleja en una mayor cantidad de sitios activos disponibles para la producción de especies ROS, por lo que resulta lógico que el % de inactivación de huevos de Ascaris aumente. Por otra parte, el tiempo de intercambio (Factor B) influye directamente sobre la especiación producida en el catalizador. Como ya se discutió en la sección 1.2.5.7 en la zeolita ZSM5 se pueden formar 5 diferentes especies (Figura 1.9) y cada una de ellas tiene diferente actividad catalítica. El tiempo de intercambio influye sobre la abundancia relativa de cada especie presente en el nanocatalizador por lo que es de esperarse que la contribución de la actividad de cada especie incremente la actividad total del nanocatalizador (Pérez-Ramírez et al., 2002). 3.1.2 Superficie de respuesta del % de inactivación de hA con el sistema de oxidación avanzada Fe-ZSM5 y H2O2 La superficie de respuesta para el % de inactivación en función de las variables evaluadas se muestra en la Figura 3.4. Se fijaron los valores de los Factores C y D (tiempo de reacción y temperatura de calcinación, respectivamente) en el punto central y se observó la variabilidad con respecto a los dos factores individuales A y B (relación Fe/H2O2 y tiempo de intercambio, respectivamente) de mayor influencia sobre la variable de respuesta (% de inactivación de hAs). La región factible se dividió en cuatro zonas y esta región asemeja a un plano inclinado. En la Figura 3.4 se observa que el punto óptimo se encuentra en la zona iluminada de verde, cercana al valor de -1 para el Factor B. 101 Doctorado en Ingeniería Ambiental Factor_A (Fe/H2O2) Factor_B (tiempo int) % in ac tiv ac ió n Estimated Response Surface Factor_C=0.0,Factor_D=0.0 -1 -0.6 -0.2 0.2 0.6 1 -1 -0.6 -0.2 0.2 0.6 1 39 44 49 54 59 64 69 Var_1 30.0-40.0 40.0-50.0 50.0-60.0 60.0-70.0 Figura 3.4 Superficie de respuesta del % de inactivación de huevos de Ascaris suum con el sistema FeOx/C con H2O2. (Factor C = 120 min y Factor D = 425°C) 3.1.3 Cálculo de los valores óptimos del sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 El modelo estadístico para estimar el porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum en función de las variables significativas y el cual se desarrolló con los datos obtenidos en las pruebas de inactivación es el siguiente: % inactivación de hAs = 56.2258 + 5.90667 (Factor A) – 6.55806 (Factor B) + 4.37906 (Factor A) * (Factor B) – 3.51344 (Factor A) * (Factor D) – 4.94531 (Factor B) * (Factor C) -2.59281 (Factor B) * (Factor D) -4.25656 (Factor C) * (Factor D) Ec.3.1 Donde: Factor A = Relación másica de Fe/H2O2 Factor C = tiempo de reacción Factor B = tiempo de intercambio Factor D = Temperatura de calcinación Los valores de las variables deben alimentarse al modelo con valores codificados. Con la función o modelo matemático que describe el comportamiento del factor de respuesta (% inactivación de hAs) en función de las siete variables evaluadas, se realizó la optimización del sistema Fe-ZSM5 con H2O2 para la inactivación de hAs. Para determinar los valores de las variables que permitan la maximización de la función se fijaron las siguientes restricciones: -1< Factor A < 1 -1< Factor C < 1 -1< Factor B < 1 -1< Factor D < 1 102 Doctorado en Ingeniería Ambiental Los valores de las cuatro variables o factores se calcularon para obtener el máximo % de inactivación de hAs, con ayuda del software Statgraphics versión XV Centurion. Los valores de las ocho variables evaluadas mediante la metodología de superficie de respuesta, que permiten obtener máxima eficiencia de inactivación de hAs por el sistema Fe-ZSM5 y H2O2 (reacción tipo Fenton en fase heterogénea) se presentan en la Tabla 3.3. Utilizando estos valores y con ayuda del modelo estadístico (Ec. 3.1) se estimó que el máximo porcentaje de inactivación de hAs teórica sería de 71.2 %. Tabla 3.3 Valores de las siete variables experimentales evaluadas para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 Valor codificado Valor real FACTOR A = Relación másica de Fe/H2O2 1.0 0.335 mg/mg FACTOR B = tiempo de intercambio -0.9 44.8 min FACTOR C = tiempo de reacción 1.0 160.5 min FACTOR D = Temperatura de calcinación -1.0 320 °C Dosis de H2O2 -1.0 6.16 mg/L pH de intercambio -1.0 2.2 Relación Fe/Al -1.0 0.279 Tiempo de calcinación -1.0 2.8 h El % de inactivación calculado de hAs fue verificado realizando pruebas en laboratorio por quintuplicado, utilizando los valores óptimos de los factores experimentales. También se corrieron blancos con la dosis equivalente de la zeolita sin hierro y con la dosis de H2O2 para discriminar efectos. Los resultados se reportan en la Tabla 3.4. Experimentalmente se determinó que este sistema produce en promedio 82.31 ± 2.11% de inactivación de hAs (medido por tinción) y 79.90 ± 1.41 % de inactivación de hAs (medido por incubación). Los porcentajes obtenidos por ambas técnicas fueron superiores al porcentaje teórico calculado (11.12 unidades por tinción y 8.71 unidades por incubación) y a los porcentajes obtenidos aplicando únicamente peróxido de hidrógeno o zeolita por separado, lo que sugiere que el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 produce la cantidad suficiente de ROS para inactivar los hAs. Tabla 3.4 Valores del porcentaje de inactivación de hAs obtenidos bajo condiciones óptimas de operación del sistema de oxidación Fe-ZSM5 y H2O2 % de inactivación de hAs Consumo de H2O2 (%) Fe lixiviado (ppm) Teórico Experimental (n=5) (n=5) (n=5) Óptimo (Fe-ZSM5) 71.19 82.31 ± 2.11 41.8 ± 4.4 0.09 ± 0.01 Soporte (Na- ZSM5) --------- 7.66 ± 4.12 ------------- ------------ H2O2 --------- 6.10 ± 4.70 38.7 ± 3.1 ------------ 103 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.5 Cuadro comparativo de los porcentajes de inactivación obtenidos con diferentes sistemas FENTON HOMOGENEO FENTON HETEROGENEO SIN LUZ UV CON LUZ UV SOLAR SIN LUZ UV SIN LUZ UV Ramírez et al. (2006a) Solís (2009) García et al. (2008) Solís (2009) Guízar et al. (2007) Bandala et al. (2011) Redondo (2010) Este trabajo (2012) Catalizador Fe 3+ Fe 3+ Fe 2+ Fe 3+ Fe Fe 2+ Escoria Fe- ZSM5 % inactivación 66.8 87.02 79 87.93 49 84 88.86 82.31 % inactivación / mg H2O2 adicionado 3.34 1.29 NR 1.30 0.41 0.18 0.18 89.08 pH 3 3 3 3 3 3 3 7 Dosis H 2 O 2 (mg/L) 40 22.5 NR 22.5 2380 9520 1000 6.16 Tiempo de reacción (min) 50 58.5 120 32.5 90 120 180 160.5 Relación másica Fe/H 2 O 2 (mg/mg) 10 6 NP 6 0.12 0.058 0.18 0.335 NR: No reportado En la Tabla 3.5 se compara el resultado obtenido para este sistema de inactivación de hAs respecto a lo reportado en la literatura, lo más importante que resalta es que es el primer sistema de Fenton heterogéneo que opera bajo condiciones neutras (pH = 7) para inactivar hAs. Con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 se obtuvo tan sólo 6.58 unidades por debajo del mayor porcentaje reportado (88.89%,) por Redondo (2010). Sin embargo, el sistema de escorias tiene como principal desventaja que opera a pH ácido (pH=3) lo que conlleva el manejo de corrientes ácidas y desgaste del catalizador debido a las grandes cantidades de hierro 104 Doctorado en Ingeniería Ambiental lixiviado por lo que el sistema de escorias funcionó principalmente como un sistema homogéneo. Para el sistema Fe-ZSM5 no se detectó lixiviación significativa de hierro (Tabla 3.4). Otra ventaja del sistema de Fe-ZSM5 es que necesitó 162 veces menor cantidad de H2O2 que el sistema de escorias, además este porcentaje de inactivación se obtuvo en menor tiempo. Por otra parte, con el sistema Fe-ZSM5 y H2O2 se obtuvo un porcentaje de inactivación superior a los sistemas obtenidos por Ramírez (2005), García (2008) y Guízar (2007) empleando el proceso de Fenton en fase homogénea. Es conveniente mencionar que el sistema Fe-ZSM5 no requirió el uso de ningún tipo de luz. Con base en lo anterior se observó que el principal sistema reportado en la literatura de Fe-ZSM5 con H2O2 empleado para la degradación de contaminantes recalcitrantes, mostró un porcentaje eficiente de inactivación de hAs. 3.1.4 Características del catalizador óptimo Fe-ZSM5 Bajo las condiciones óptimas calculadas en el inciso anterior se sintetizó el catalizador óptimo evaluado. El catalizador óptimo Fe-ZSM5 fue caracterizado por absorción atómica (AA) para conocer el contenido total de hierro, por espectroscopía de UV-VIS y por reducción a temperatura programada (TPR) para identificar las especies de hierro presentes en el sistema. Con el espectro obtenido por UV-VIS también se determinó la energía de brecha del nanocatalizador. Por medio de Microscopía electrónica de Barrido (MEB) y de Transmisión (MET) se observó la morfología y las nanopartículas depositadas. El contenido de hierro total en el catalizador óptimo Fe-ZSM5 fue de 0.327% ± 0.068 (m/m) distribuido en cinco diferentes especies que a continuación identificamos. 3.1.4.1 Espectroscopia de UV-VIS Por medio de la espectroscopía de UV-VIS se determinaron las propiedades electrónicas de las especies de hierro soportadas sobre la zeolita en el nanocatalizador Fe-ZSM5. En el espectro de UV-VIS en función de Kubelka-Munk F(R) se identificaron tres bandas de absorción (Figura 3.5). Las bandas centradas en 244nm y 282nm corresponden a la presencia de iones aislados Fe(III) en coordinación tetrahedral y octahedral respectivamente. La banda en 319nm corresponde a aglomerados oligomericos Fe(III) xOy (González-Olmos et al., 2011). Con esto se identifica la presencia de especies del tipo a) y b) de la Figura 3.6. 105 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 0.02 0.04 0.06 0.08 0.1 0.12 100 200 300 400 500 600 K ub el ka -M un k wavelength (nm) 244 282 319 Figura 3.5 Espectro de absorción de UV-VIS del catalizador óptimo Fe-ZSM5 3.1.4.2 Reducción a Temperatura Programada (TPR) de óxidos de hierro Con respecto a los agregados oligoméricos, éstos se observaron por TPR. En la Figura 3.7 se observa que se formaron preferentemente (89.4 %) complejos oligoméricos fuera de la estructura de la red en forma de nanopartículas como las mostradas en la Figura 3.6 d) y/o e). El 10.6 % restante corresponde a complejos oligoméricos dentro de las cavidades de la zeolita que pueden ser dímeros como los mostrados en la Figura 3.6 c) (Meloni et al., 2003; Pérez- Ramírez et al., 2002). Cabe resaltar que en este catalizador se sintetizaron las especies que han sido reportadas y han mostrado actividad para la reacción de descomposición de peróxido mediante la reacción tipo Fenton (Tabla 1.15). Fe3+ coordinación tetraedral Fe3+ coordinación octaedral aglomerados oligomericos 106 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.6 Representación esquemática de las diferentes especies de hierro identificadas en Fe-ZSM5, iones aislados a) dentro de la estructura (substitución isomórfa), b) en posiciones catiónicas en los canales de la zeolita, c) binucleares y, en general, complejos de hierro oligonucleares en posiciones extra-red, d) nanopartículas de óxidos de hierro FeOx de tamaño ≤ 2nm, e) partículas grandes de Fe2O3 de una amplia distribución de tamaños (desde 25 nm) localizados en la superficie del cristal de la zeolita (Pérez-Ramírez et al., 2002). 107 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 2000 4000 6000 8000 1 104 1.2 104 1.4 104 300 400 500 600 700 800 T (°C) c o n s u m o d e H 2 (a . u .) 399 450 519 648 712 50.2% 29.1% 10.1% 5.5% 5.1% Figura 3.7 TPR del catalizador óptimo Fe-ZSM5 (30) 3.1.4.3 Diámetro de las nanopartículas depositadas en Fe-ZSM5 y sintetizadas bajo condiciones óptimas Los complejos oligoméricos son nanopartículas de óxidos de hierro (FeOx) depositadas durante el proceso de síntesis, ya que después de que se neutralizó la carga de la zeolita durante el intercambio iónico, el hierro precipita formando las nanopartículas de óxidos de hierro sobre la superficie de la zeolita. Estas nanopartículas se observaron mediante Microscopía Electrónica de Transmisión (MET). En la Figura 3.8 los puntos brillantes corresponden a las nanopartículas de óxidos de hierro formadas depositadas dentro y fuera de la estructura de la red. También se pudo apreciar una distribución uniforme de las nanopartículas depositadas. En la Figura 3.9 se presenta un histograma del tamaño de las nanopartículas depositadas sobre la zeolita, estimado a partir de las micrografías obtenidas por MET. Se seleccionaron 70 partículas y se realizó la medición del diámetro de partícula con la ayuda del software Image J. El histograma abarca el rango [10-60] nm, con una frecuencia mayor para los diámetros de [25-30] nm. Complejos oligoméricos fuera de la red Complejos oligoméricos dentro de la red 89.4 % 10.6 % 108 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.8 Micrografias del catalizador óptimo Fe-ZSM5 con electrones retrodispersados a) b) 109 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 5 10 15 20 25 10 20 30 40 50 60 F re cu en ci a diámetro de partícula (nm) Figura 3.9 Histograma de los tamaños de partícula obtenidos de la micrografía de MET para el nanocatalizador Fe-ZSM5 sintetizado bajo condiciones óptimas. 3.1.4.4 Morfología del catalizador Fe-ZSM5 sintetizado bajo condiciones óptimas En la Figura 3.10 se muestran las micrografías obtenidas por microscopía electrónica de barrido (MEB) de la zeolita Na-ZSM5 antes del intercambio con Fe y en la Figura 3.11 se muestra la micrografía de la zeolita Fe-ZSM5 después del intercambio iónico con hierro. En estas micrografías no se observaron diferencias en la superficie de la zeolita, lo que sugiere que el método de síntesis y las nanopartículas depositadas no afectaron significativamente la morfología de la zeolita. 110 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.10 Micrografias de la zeolita Na-ZSM5 con electrones retrodispersados 111 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.11 Micrografia del catalizador Fe-ZSM5 con electrones secundarios 3.1.4.5 Determinación de la Energía de Brecha (Bandgap) en el catalizador óptimo Fe-ZSM5 A partir del espectro obtenido por UV-VIS se calculó el borde de absorción de energía para el nanocatalizador Fe-ZSM5. En la Figura 3.12 se presenta el valor de [F(R)*hv]2 vs energía para obtener la energía del borde de absorción (Eg). Esto se realiza trazando una línea recta que toque la mayor cantidad de puntos. El valor de la Eg se determina en el punto de intersección de la línea recta con el eje de energías en [F(R)*hv]2 = 0. En la Figura 3.12 se observa que el catalizador óptimo de Fe-ZSM5 tiene una energía de brecha de 3.9 eV siendo ligeramente superior al de la titania (3.7 eV) Vázquez (2011). 112 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 0.05 0.1 0.15 0.2 0 1 2 3 4 5 6 7 [F _R _h v] ^2 E (eV) Figura 3.12 Energía de brecha en el catalizador óptimo Fe-ZSM5 3.1.4.6 Propiedades texturales del catalizador Fe-ZSM5 óptimo En la Figura 3.13 se presentan las isotermas de adsorción física de N2 correspondientes a la zeolita antes del intercambio (Na-ZSM5), después del método de síntesis bajo condiciones óptimas (Fe-ZSM5-OPT) y del catalizador óptimo después de la reacción de inactivación de hA (Fe-ZSM5-dr). Las isotermas son características de materiales microporosos con una meseta a altas presiones relativas (tipo I, IUPAC). También contienen efectos menores de mesoporosidad y macroporosidad. El desarrollo de la adsorción, indica una notable histéresis a altos valores de P/P0, relacionada a la creación de mesoporosidad en los espacios intraparticula de la zeolita. La isoterma de N2 es transformada desde tipo I a una combinada de tipo I y IV con histéresis pronunciada. La disposición paralela de las ramas de la curva de adsorción-desorción sugiere, en contraste a las cavidades, la presencia de mesoporos abiertos conectados a la superficie externa. La histerisis tipo H3 indica “poros de rendija”. Tambien, una amplia distribución de mesoporos organizados al azar resultarán a menudo en una histerisis tipo H3, lo que sugiere geometría en forma de rendija incluso cuando los poros tienen diferente geometría. Esto es particular cuando el tamaño de poro cruza el tamaño crítico de 4nm. 113 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 50 100 150 200 250 300 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 Na-ZSM5 Fe-ZSM5-OPT Fe-ZSM5- dr V ( m l/g ) S T P P/P0 Figura 3.13 Isotermas de adsorción de N2 de la zeolita antes del intercambio (Na- ZSM5), después del método de síntesis bajo condiciones óptimas (Fe-ZSM5-OPT) y del catalizador óptimo después de la reacción de inactivación de hAs (Fe-ZSM5-dr). Tabla 3.6 Parámetros texturales obtenidos mediante la ecuación BET Na-ZSM5 (n=2) Fe-ZSM5-OPT (n=2) Fe-ZSM5-dr (n=2) Área (m2/g) 304.285 ± 1.138 363.495 ± 5.438 353.985 ± 6.781 Vp (cm3/g) 0.462 ± 0.005 0.438 ± 0.008 0.540 ± 0.311 Vm (cm3/g) 69.911 ± 0.261 83.515 ± 1.233 81.330 ± 1.559 Se empleó el modelo de Brunauer, Emmet y Teller (1940) para calcular el área específica (m2/g) de cada material, el volumen total de poros (cm3/g) y el volumen de la monocapa (cm3/g), los valores calculados se presentan en la Tabla 3.6. La zeolita comercial Na-ZSM5 mostró área específica similar a los valores reportados para este tipo de material (Divakar et al., 2011; Farjerwerg et al., 2000). 114 Doctorado en Ingeniería Ambiental En la Figura 3.14 se presentan las distribuciones de microporosidad de la zeolita Na-ZSM5 y del catalizador sintetizado bajo condiciones óptimas Fe-ZSM5 antes y después de reacción de inactivación de hAs (Fe-ZSM5-dr). La distribución se encuentra centrada en 0.6 nm, se observa que después del proceso de síntesis se incrementó la microporosidad en la zeolita (posiblemente debido al tratamiento térmico) lo que incrementó 19.5% el área específica sin variar significativamente después de la reacción, esto se confirma con el mismo incremento en el volumen de la monocapa. Debido a la presencia de microporosidad (< 2nm) en la zeolita, el huevo de A. suum (mide 40-80 x 25-50 micras) no penetra dentro de los poros de la zeolita sino que los radicales ROS generados dentro de la estructura zeolítica tienen que migrar por difusión hasta el huevo de A. suum. Además, tomando en cuenta que la trayectoria que pueden recorrer los radicales •OH es de 3.20515 nm (Anexo A17) es probable que en este sistema participen principalmente las especies de hierro soportadas en la superficie externa de la zeolita. El resultado anterior sugiere que es preferible seleccionar un soporte con mayor área superficial externa como el carbón. 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 0 0.5 1 1.5 2 Na-ZSM5 OPT-Fe-ZSM5 OPT-FeZSM5-dr dV p/ dd p dp (nm) Figura 3.14 Distribución de microporosidad de la zeolita Na-ZSM5 y del catalizador sintetizado bajo condiciones óptimas Fe-ZSM5 antes y después de reacción de inactivación de hAs (Fe-ZSM5-dr) 115 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2 Inactivación de huevos de Ascaris suum empleando el sistema FeOx/C con H2O2 3.2.1 Análisis estadístico de resultados de las pruebas de optimización sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum empleando FeOx/C con H2O2 Con base en los resultados obtenidos en el diseño de tamizado de variables para el sistema FeOx/C con H2O2 (Anexo A10) se desarrolló el diseño para la optimización de este sistema. El diseño experimental con los resultados obtenidos se presentan en la Tabla 3.7 y su representación gráfica se muestra en la Figura 3.15. En primer lugar, se puede observar que en las 52 pruebas realizadas se obtuvieron porcentajes de inactivación de hAs que oscilaron en un amplio intervalo (27.8% a 84.4 %). En segundo lugar, también se observa que tres diferentes condiciones de reacción produjeron porcentajes de inactivación superiores al 75%. El mejor resultado obtenido en esta etapa fue de 84.44% de inactivación (experimento 26) a pH neutro. Los resultados fueron analizados estadísticamente (con el software Statgraphics versión XV Centurion) para determinar su validez y los factores o variables experimentales que presentaron una influencia estadística significativa, sobre el proceso de inactivación de hAs. El análisis estadístico incluyó: 1.- Análisis de la variabilidad de los resultados con base en el cálculo de los errores residuales 2.- Análisis de los efectos estandarizados (Gráfica de Pareto) 3.- Análisis de varianza (ANOVA) 116 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.15 % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y nanocatalizadores FeOx/C. Bloque 1 Bloque 2 84.44 % 117 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.7 Matriz de experimentos para la optimización del sistema FeOx/C con H2O2. exp FACTOR Relación Fe/H2O2 (m/m) Temperatura calcinación (°C) tiempo calcinación (min) tiempo de reacción (min) % de Fe soportado (m/m) %inactivación A B C D (n=3) Bloque 1 Bloque 2 1 0 0 0 0 0.201 168 120 120.0 3.863 ± 0.10 40.8 51.6 2 -1 0 0 0 0.067 168 120 120.0 3.863 ± 0.10 49.9 47.4 3 1 -1 -1 1 0.335 103 26.76 160.5 3.454 ± 0.03 46.5 47.3 4 0 0 0 -1 0.201 168 120 79.5 3.863 ± 0.10 44.9 49.2 5 -1 1 -1 1 0.067 232 26.76 160.5 4.130 ± 0.23 46.3 40.7 6 0 0 1 0 0.201 168 213.2 120.0 3.947 ± 0.28 39.6 51.2 7 0 0 0 0 0.201 168 120 120.0 3.863 ± 0.10 37.1 47.6 8 -1 -1 1 1 0.067 103 213.2 160.5 3.714 ± 0.11 81.4 76.2 9 0 1 0 0 0.201 232 120 120.0 3.984 ± 0.40 57.1 54.3 10 -1 -1 -1 -1 0.067 103 26.76 79.5 4.275 ± 0.27 43.1 43.5 11 -1 1 1 -1 0.067 232 213.2 79.5 3.614 ± 0.09 50.0 43.7 12 -1 1 1 1 0.067 232 213.2 160.5 4.189 ± 0.05 50.6 51.6 13 1 1 1 1 0.335 232 213.2 160.5 4.189 ± 0.05 40.1 41.1 14 -1 1 -1 -1 0.067 232 26.76 79.5 4.130 ± 0.23 31.3 27.8 15 -1 -1 1 -1 0.067 103 213.2 79.5 3.970 ± 0.09 44.0 41.5 16 1 0 0 0 0.335 168 120 120.0 3.863 ± 0.10 47.6 58.6 17 1 1 -1 -1 0.335 232 26.76 79.5 3.953 ± 0.11 51.7 53.4 18 0 -1 0 0 0.201 103 120 120.0 3.617 ± 0.07 75.6 73.5 19 1 -1 1 1 0.335 103 213.2 160.5 3.970 ± 0.09 67.7 63.7 20 1 1 -1 1 0.335 232 26.76 160.5 4.130 ± 0.23 60.5 61.5 21 1 -1 -1 -1 0.335 103 26.76 79.5 4.275 ± 0.27 59.4 59.3 22 0 0 -1 0 0.201 168 26.76 120.0 3.717 ± 0.16 66.4 67.1 23 -1 -1 -1 1 0.067 103 26.76 160.5 4.275 ± 0.27 73.8 63.3 24 0 0 0 1 0.201 168 120 160.5 3.863 ± 0.10 68.9 57.8 25 1 1 1 -1 0.335 232 213.2 79.5 4.189 ± 0.05 71.7 72.0 26 1 -1 1 -1 0.335 103 213.2 79.5 3.970 ± 0.09 70.7 84.4 118 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.1.1 Análisis de la variabilidad de los resultados En primer lugar se determinó la variabilidad de los resultados con base en el cálculo de los errores residuales. En la gráfica de los errores residuales, representados en función de los valores estimados se observa que no hay dependencia entre los valores de los errores residuales y el de los datos calculados o estimados, lo cual sugiere que el error experimental se debe a un error aleatorio de los resultados sin tendencia alguna (Figura 3.16). Este es un resultado aceptable para determinar la validez de los datos ya que demuestra que el diseño experimental se realizó aleatoriamente sin seguir ningún patrón de comportamiento en la experimentación (Box et al., 1988). 27 37 47 57 67 77 87 predicted -17 -7 3 13 23 re si du al Figura 3.16 Gráfica de los errores residuales en función de los valores estimados para el % de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema de oxidación avanzada de FeOx/C con H2O2 A continuación se presentan los resultados obtenidos aplicando dos métodos para comprobar la influencia de estos efectos sobre la variable de respuesta: Gráfica de Pareto y el Análisis de varianza (ANOVA). 3.2.1.2 Análisis de los efectos estandarizados Los datos calculados para los efectos de cada factor se representan en lo que se denomina gráfica de Pareto (Figura 3.17) y los factores o las interacciones por parejas de éstos que tengan efectos estandarizados mayores a dos veces el valor de la desviación estándar (con un 95% de nivel de confianza) afectan significativamente la variable de respuesta (% de inactivación de huevos de Ascaris suum). Como se puede observar en la Figura 3.17 existen dos interacciones entre dos factores y dos efectos principales que fueron significativos o importantes sobre el proceso de inactivación de huevos de Ascaris suum con FeOx/C y H2O2. 119 Doctorado en Ingeniería Ambiental Las variables e interacciones de éstas que producen un efecto positivo sobre el % de inactivación son: interacción BB (temperatura de calcinación – temperatura de calcinación) y de la variable A (relación Fe/H2O2). Por otra parte, las variables que presentan un efecto negativo son: interacción AD (relación másica Fe/H2O2 – tiempo de reacción) y la variable B (temperatura de calcinación). 0 1 2 3 4 5 Standardized effect AC CC DD BC AA CD AB BD D:Factor_D C:Factor_C BB A:Factor_A B:Factor_B AD + - Figura 3.17 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris Un incremento en la relación másica de Fe/H2O2 significa adicionar mayor cantidad de Fe con respecto al H2O2 y esto se refleja en una mayor cantidad de sitios activos disponibles para la producción de radicales •OH, por lo que resulta lógico que el % de inactivación de huevos de Ascaris aumente hasta un cierto grado porque luego existe el efecto del reactivo limitante. En la Figura 3.18 se presenta la descomposición de la sal precursora con respecto a la temperatura durante la síntesis de los catalizadores FeOx/C (en el Anexo A8 se explica con mayor detalle). En esta Figura se observa que la descomposición de la sal precursora se dio en el intervalo de temperatura de 85-200 °C. En la Figura 3.19 se observa que la temperatura de calcinación del catalizador influye sobre la abundancia relativa de los óxidos de hierro soportados identificando tres especies. De acuerdo a la gráfica de Pareto un incremento en la temperatura de calcinación produce una disminución en el % de inactivación, y esto sugiere que las especies formadas a relativas altas temperaturas (Magnetita) son menos activas para la inactivación de hAs que las especies formadas a 107°C (Maghemita) (Tabla 3.8). Además, cabe resaltar que únicamente de manera individual (sin interacción con otra variable experimental) los factores A y B (relación másica Fe/H2O2 y temperatura de calcinación) tuvieron influencia significativa sobre el % de inactivación; sin embargo, los otros dos efectos principales C y D (tiempo de calcinación y tiempo de reacción) no influyeron significativamente en el proceso. Esto sugiere que la reacción de descomposición del peróxido de hidrógeno es rápida y como consecuencia la formación de radicales •OH se produce en tiempos cortos y 120 Doctorado en Ingeniería Ambiental debido al corto tiempo de vida media de los radicales sólo las especies formadas instantáneamente oxidan las capas de los huevos. Otra posibilidad es que la reacción entre los radicales •OH con los componentes de las capas del hAs lleguen a un equilibrio para cada condición de reacción. 0 2 10-7 4 10-7 6 10-7 8 10-7 1 10-6 0 1 10-8 2 10-8 3 10-8 4 10-8 5 10-8 0 100 200 300 400 500 600 700 800 NO CO2 CO O2 NO2 P ( to rr ) N O , C O 2 P (torr) C O , O 2, N O 2 T (°C) Figura 3.18 Espectro de masas de las emisiones provenientes de la descomposición del nitrato de hierro (III) soportado con alcohol isopropílico durante la calcinación de los catalizadores FeOx/C 121 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 5 10-7 1 10-6 1.5 10-6 2 10-6 2.5 10-6 0 50 100 150 200 250 300 350 400 se ña l ( u. a .) T (°C) 107.3 138.2 176.2 Figura 3.19 Deconvonlución del patrón de masas de monóxido de nitrógeno (NO) obtenido en la descomposición de Fe(NO3)3 Tabla 3.8 Datos numéricos de la deconvolución del patrón de masas de desorción de NO Especie I II III T 107.335 138.161 176.156 Área 1.841 x 10-5 5.941 x 10-5 5.839 x 10-6 % área 22.01 71.01 6.98 Especie probable -Fe2O3 (maghemita) -Fe2O3 (hematita) Fe3O4 (magnetita) T (°C) 122 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.1.3 Análisis de varianza (ANOVA) En la Tabla 3.9 se presentan los datos obtenidos en el análisis de varianza (ANOVA), en esta prueba se evaluó la significancia estadística de cada efecto por comparación de la media cuadrática contra un estimado del error experimental. En este caso, cuatro efectos tienen valores de P menores a 0.05 indicando que estos efectos tienen influencia significativa sobre el proceso de inactivación de hAs, con un 95% de nivel de confianza. Este resultado coincide con lo presentado en la gráfica de Pareto. Tabla 3.9 Análisis de varianza (ANOVA) para el diseño de optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum. Efectos Suma de cuadrados Grados de libertad Media de cuadrados Cociente F Valor P A:Factor_A 634.536 1 634.536 6.98 0.0120 B:Factor_B 1219.64 1 1219.64 13.41 0.0008 C:Factor_C 268.632 1 268.632 2.95 0.0941 D:Factor_D 263.305 1 263.305 2.89 0.0973 AA 150.708 1 150.708 1.66 0.2060 AB 188.957 1 188.957 2.08 0.1579 AC 0.2178 1 0.2178 0.00 0.9612 AD 2004.08 1 2004.08 22.03 0.0000 BB 398.957 1 398.957 4.39 0.0431 BC 65.6658 1 65.6658 0.72 0.4010 BD 216.112 1 216.112 2.38 0.1317 CC 0.257874 1 0.257874 0.00 0.9578 CD 180.69 1 180.69 1.99 0.1671 DD 6.19059 1 6.19059 0.07 0.7956 Total error 3365.41 37 90.9571 Total (corr.) 8872.09 51 La R2 indica que el 62.1 % de los datos experimentales son estimados adecuadamente por el modelo estadístico calculado. El error estándar de los estimados muestra que la desviación estándar de los residuales es 9.537. El modelo estadístico para estimar el porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum (hAs) en función de las variables significativas y el cual se desarrolló con los datos obtenidos en las pruebas de inactivación es el siguiente: % inactivación de hAs = 53.29 + 4.19 (Factor A) – 5.82 (Factor B) – 7.91 (Factor A) * (Factor D) + 8.82 (Factor B)2 Donde: Factor A = Relación másica de Fe/H2O2 Factor C = tiempo de calcinación Factor B = Temperatura de calcinación Factor D = tiempo de la reacción de inactivación Los valores de las variables deben alimentarse al modelo con valores codificados. 123 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.2 Superficie de respuesta del % de inactivación de hA con el sistema de oxidación avanzada FeOx/C y H2O2 La superficie de respuesta para el % de inactivación en función de las variables evaluadas se muestra en la Figura 3.20. Se fijaron los valores de los Factores C y D (tiempo de calcinación y tiempo de reacción, respectivamente) en el punto central y se observó la variabilidad con respecto a los dos factores individuales A y B (relación Fe/H2O2 y temperatura de calcinación, respectivamente) de mayor influencia sobre la variable de respuesta (% de inactivación de huevos de Ascaris). La región factible se dividió en cuatro zonas y esta región asemeja a una silla de caballo. En la Figura 3.20 se observa que el punto óptimo se encuentra en la zona iluminada de verde, cercana al valor de -1 para el Factor B. % in ac tiv ac ió n Factor A (Fe/H2O2) Factor B (T calc) Estimated Response Surface Factor_C=0.0,Factor_D=0.0 -1 -0.6 -0.2 0.2 0.6 1 -1-0.6-0.20.20.61 35 45 55 65 75 Var_1 35.0-45.0 45.0-55.0 55.0-65.0 65.0-75.0 Figura 3.20 Superficie de respuesta del % de inactivación de huevos de Ascaris suum con el sistema FeOx/C con H2O2. (Factor C = 120 min y Factor D = 120 min) 3.2.3 Cálculo de los valores óptimos del Proceso de Oxidación Avanzada FeOx/C con H2O2 Con la función o modelo matemático que describe el comportamiento del factor de respuesta (% inactivación de hAs) en función de las cuatro variables evaluadas, se realizó la optimización del sistema FeOx/C con H2O2 para la inactivación de huevos de Ascaris suum. El modelo matemático simplificado o que contiene solamente los términos de las variables significativas es: % de inactivación hA = 53.29 + 4.19 (Factor A) – 5.82 (Factor B) – 7.91 (Factor A) * (Factor D) + 8.82 (Factor B)2 Ec. 3.2 Para determinar los valores de las variables que permitan la maximización de la función se fijaron las siguientes restricciones: -1< Factor A < 1 -1< Factor C < 1 -1< Factor B < 1 -1< Factor D < 1 124 Doctorado en Ingeniería Ambiental Los valores de las cuatro variables o factores se calcularon para obtener el máximo % de inactivación de hAs, con ayuda del software Statgraphics versión XV Centurion (Tabla 3.10). Utilizando estos valores y con ayuda del modelo matemático (Ec. 3.2) se estimó que el máximo porcentaje de inactivación de hAs calculado fue de 75.32 %. Tabla 3.10 Valores de cuatro variables del sistema de oxidación avanzda FeOx/C con H2O2 para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum. Valor codificado Valor real FACTOR A = Relación másica de Fe/H2O2 -0.56 0.126 mg/mg FACTOR B = Temperatura de calcinación -0.99 103 °C FACTOR C = Tiempo de calcinación 1.0 213.2 min FACTOR D = Tiempo de la reacción de inactivación 1.0 160.5 min Finalmente, los valores de las siete variables evaluadas mediante la metodología de superficie de respuesta, que permiten obtener máxima eficiencia de inactivación de hAs por el sistema FeOx/C y H2O2 (reacción tipo Fenton en fase heterogénea) se presentan en la Tabla 3.11. Tabla 3.11 Valores de las siete variables experimentales evaluadas para obtener el máximo porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando el sistema FeOx/C con H2O2 Variables experimentales Valores reales % de Fe soportado en carbón activado 4.5 Dosis de H2O2 (mg/L) 61.64 Relación másica Fe/H2O2 (mg/mg) 0.126 Temperatura de calcinación (°C) 103 Tiempo de calcinación (min) 213.2 Tiempo de reacción (min) 160.5 pH de la reacción de inactivación 7 Estos valores calculados de las variables fueron evaluadas experimentalmente por quintuplicado para verificar el % de inactivación teórico de hAs. El valor experimental promedio fue de 72.15 ± 5.37 % de inactivación de hAs (medido por tinción) y 70.5 ± 2.91 % de inactivación de hAs (medido por incubación) (Tabla 3.12). Ambos valores fueron muy cercanos al valor teórico calculado 3.17 unidades del porcentaje de tinción y 4.82 unidades del porcentaje de incubación. También se observó que el porcentaje de inactivación de hAs se incrementó 4.12 veces al incorporar las nanopartículas de óxidos de hierro sobre la superficie del carbón con respecto al porcentaje que produce el carbón con H2O2. Además se observó que el peróxido solo contribuye con menos de una quinta parte de la inactivación obtenida en el sistema completo FeOx/C con H2O2. 125 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.12 Valores del porcentaje de inactivación de hAs obtenidos bajo condiciones óptimas % de inactivación de hAs Consumo de H2O2 (%) Fe lixiviado (ppm) teórico Experimental (n=5) (n=5) (n=5) Óptimo (FeOx/C) 75.32 72.15 ± 5.37 45.8 ± 3.8 0.02 ± 0.01 Soporte (Carbón) --------- 17.53 ± 3.40 64.3 ± 3.1 0.04 ± 0.02 H2O2 --------- 14.18 ± 7.97 31.8 ± 4.8 ------------- En la Tabla 3.13 se compara este sistema propuesto de nanopartículas de óxidos de hierro soportadas en carbón con respecto a los sistemas reportados en la literatura y con respecto al sistema mayormente empleado en la reacción tipo Fenton para la degradación de contaminantes recalcitrantes (Fe-ZSM5). Con el sistema propuesto en este trabajo (FeOx/C y H2O2) se obtuvo un porcentaje de inactivación superior a los reportados por Ramírez et al., (2005) y Guízar et al., (2007) y tan sólo 10% menos del porcentaje de inactivación obtenido con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2. La principal ventaja del sistema propuesto en este estudio, nanopartículas de FeOx depositadas sobre carbón, es que opera a pH neutro y no requiere de ningún tipo de luz para producir un alto porcentaje de inactivación. Además no hay pérdida del hierro depositado (Tabla 3.12) 126 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla 3.13 Cuadro comparativo de los porcentajes de inactivación obtenidos con diferentes sistemas FENTON HOMOGENEO FENTON HETEROGENEO SIN LUZ UV CON LUZ UV SOLAR SIN LUZ UV SIN LUZ UV Ramírez et al., (2006a) Solís (2009) García et al., (2008) Solís (2009) Guízar et al. (2007) Bandala et al., (2011) Redondo (2010) En este trabajo (2012) En este trabajo (2012) Catalizador Fe 3+ Fe 3+ Fe 2+ Fe 3+ Fe Fe 2+ Escoria Fe-ZSM5 FeOx/C % inactivación 66.8 87.02 79 87.93 49 84 88.86 82.31 72.15 % inactivación / mg H2O2 adicionado 3.34 1.29 NR 1.30 0.41 0.18 0.18 89.08 7.80 pH 3 3 3 3 3 3 3 7 7 Dosis H 2 O 2 (mg/L) 40 22.5 NP 22.5 2380 9520 1000 6.16 61.6 Tiempo de reacción (min) 50 58.5 120 32.5 90 120 180 160.5 160.5 Relación másica Fe/H 2 O 2 (mg/mg) 10 6 NP 6 0.12 0.058 0.18 0.335 0.126 NR: No reportado 127 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.4 Síntesis del catalizador FeOx/C óptimo La síntesis del catalizador FeOx/C óptimo se realizó de acuerdo a la metodología desarrollada en el inciso 2.3.1 y con los valores calculados en el apartado 3.2.3 para las variables experimentales. El catalizador óptimo se calcinó a 103°C en atmósfera de nitrógeno durante 213.2 min, el efluente se monitoreó por espectroscopía de masas y se siguieron las desorciones de NO, NO2, CO, CO2 y O2. En la Figura 3.21 se presenta el patrón de desorción del catalizador óptimo, durante los primeros 30 minutos se observó la descomposición completa de la sal precursora (Fe(NO3)3) en una sola etapa con desorción de NO y trazas de NO2 provenientes de la descomposición del nitrato férrico, además de CO y CO2 provenientes de la descomposición del alcohol isopropilico. Figura 3.21 Patrón de desorción de gases durante la síntesis del nanocatalizador FeOx/C óptimo 128 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.5 Caracterización del catalizador óptimo FeOx/C El catalizador óptimo FeOx/C sintetizado en el inciso anterior fue caracterizado por absorción atómica (AA) para conocer el contenido total de hierro, por medio de Microscopía electrónica de Barrido (MEB) y de Transmisión (MET) se observó la morfología y el diámetro de las nanopartículas depositadas y con Espectroscopía de Energía Dispersiva de Rayos X (EDS) se identificó la presencia de hierro. El contenido de hierro total en el catalizador óptimo FeOx/C fue de 3.97 ± 0.086% (m/m). También se caracterizó por espectroscopía de UV-VIS para determinar la energía de brecha de las nanopartículas de FeOx soportadas. 3.2.5.1 Morfología del catalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas El carbón utilizado como soporte para este sistema es de origen mineral con granulometría entre 297- 590 m. En la Figura 3.22 se muestra la micrografía de los granos de carbón tomada mediante (MEB). Los granos observados presentan forma alargada de una superficie rugosa con porosidad visible. Figura 3.22 Micrografía de los granos de carbón obtenida con electrones secundarios 129 Doctorado en Ingeniería Ambiental Debido a que el carbón es de origen mineral en su superficie se observaron diferentes estructuras cristalinas y amorfas (Figura 3.23). Por EDS se identificó SiO2 (cuarzo), TiO2, Au, Zr, Cu, Na, P y óxidos de hierro de tamaño micrométrico. Figura 3.23 Micrografia de carbón obtenida con electrones secundarios 3.2.5.2 Diametro de las partículas de FeOx producidas y soportadas bajo condiciones óptimas En la Figura 3.24 se presentan las micrografías del carbón tomadas por TEM con electrones retrodispersados; en estas micrografías se confirma la presencia de compuestos metálicos de tamaño micrométrico. En estas micrografías no se observaron estructuras de hierro nanométricas. Por lo que el hierro presente inicialmente en el carbón corresponde únicamente a estructuras micrométricas. En la Figura 3.25 se presentan las micrografías del catalizador FeOx/C tomadas por TEM con electrones retrodispersados. En la micrografía 3.25 a) se identificaron dos nanopartículas de diámetro: 7.5 y 14.9 nm. En la micrografía 3.25 b) se identificaron nanopartículas de diámetro: 2.5, 3.5, 4.2 y 4.4 nm. Con estos resultados se corrobora que el método de síntesis propuesto en este trabajo produce nanopartículas de óxidos de hierro (FeOx) soportadas. Estas nanopartículas han sido depositadas en la superficie y dentro de los poros del carbón. 130 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1 0 0 n m 1 µ m Figura 3.24 Micrografía de carbón obtenida con electrones retrodispersados 131 Doctorado en Ingeniería Ambiental 2 0 n m 2 0 n m Figura 3.25 Micrografía de FeOx/C obtenida con electrones retrodispersados a) b) 132 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.5.3 Propiedades texturales del catalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas En la Figura 3.26 se presentan las isotermas de adsorción de nitrógeno para el soporte (carbón activado), el catalizador óptimo (FeOx/C OPT) y para el catalizador óptimo después de reacción (FeOx/C OPT-dr). De acuerdo a la clasificación IUPAC corresponde a una isoterma tipo I característica de sólidos microporosos. Se observa que la adsorción toma lugar a bajas presiones debido a la fuerte interacción entre las paredes del poro y el adsorbato. Para el llenado completo se requieren de altas presiones para favorecer la interacción entre las moléculas del adsorbato (Leofanti et al., 1998). En este caso el llenado de los poros ocurrió sin condensación capilar. 0 50 100 150 200 250 300 350 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 CARBON FeOx/C OPT FeOx/C OPT-dr V ( m l/g ) S T P P/P0 Figura 3.26 Isotermas de fisisorción de N2 para carbón activado, catalizador FeOx/C optimo y el catalizador FeOx/C después de la reacción 133 Doctorado en Ingeniería Ambiental La histéresis es de tipo H4 de acuerdo con la clasificación IUPAC (Leofanti et al., 1998). Este tipo de histéresis corresponde a sólidos formados por aglomerados de partículas formando poros entre placas. En la Tabla 3.14 se muestran las características del soporte antes, después del pretratamiento y el catalizador después de la impregnación de las nanopartículas y después de la reacción tipo Fenton para la muestra FeOx/C. Tabla 3.14 Propiedades físicas calculadas a partir de la ecuación BET Área BET (m2/g) (n=2) V poro (cm3/g) (n=2) Vm (cm3/g) (n=2) Carbón Activado antes del pretratamiento 936.475 ± 2.52 0.508 ± 0.0 215.16 ± 0.58 Carbón Activado después del pretratamiento 758.40 ± 32.07 0.464 ± 0.019 174.25 ± 7.37 FeOx / C OPT 676.37 ± 31.11 0.377 ± 0.009 155.40 ± 7.15 FeOx/C OPT después de reacción 609.10 ± 83.74 0.348 ± 0.047 139.95 ± 19.24 Con el pre tratamiento, el carbón perdió 19.05 % del área superficial y 8.7% del Vp. Por otra parte, el 10.8% del área superficial se cubrió con las nanopartículas de FexOy soportadas mediante el método desarrollado en el presente trabajo (Fig 3.26). La reducción en 0.087 unidades del Vp sugiere que debido a la impregnación incipiente, las nanopartículas también se depositaron dentro de los poros del carbón obstruyéndolos, es decir, redujo 0.217 unidades el Dp. En la Figura 3.27 se muestra la distribución de microporos centrada en 0.7 nm. La disminución en la frecuencia de la distribución a partir de 0.6 nm sugiere que las nanopartículas fueron depositándose preferentemente sobre microporos con diámetros mayores a 0.6 nm. Por otra parte, la similitud entre las isotermas y la distribución de microporos del catalizador antes y después de la reacción (Fig. 3.26 y 3.27) sugiere que la reacción de Fenton no afectó significativamente las propiedades físico-químicas del cartalizador, esto concuerda con lo reportado por Toledo et al. (2003). 134 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0 0.5 1 1.5 2 2.5 carbón 1 FeOx/C OPT-2 FeOx/C OPT-dr-2 dV /d p dp (nm) Figura 3.27 Distribución del tamaño de microporo obtenido por el método MP 135 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.5.4 Determinación de la Energía de Brecha (Bandgap) del nanocatalizador FeOx/C sintetizado bajo condiciones óptimas Por medio de la espectroscopía de UV-VIS se determinaron las propiedades electrónicas de las nanopartículas de óxidos de hierro soportadas sobre el carbón activado (FeOx/C). El carbón activado se tomó como línea base para realizar el análisis. En la Figura 3.28 se presenta el valor de [F(R)*hv]2 vs energía para obtener la energía del borde de absorción (Eg). Esto se realiza trazando una línea recta que toque la mayor cantidad de puntos. El valor de la Eg se determina en el punto de intersección de la línea recta con el eje de energías en [F(R)*hv]2 = 0. En la Figura 3.28 se observa que el catalizador óptimo de FeOx/C tiene una energía de brecha de 2.8 eV por lo que se considera un semiconductor (0-3 eV) (Strehlow y Cook, 1973). El Eg medido para el catalizador FeOx/C óptimo fue 1.1 unidades inferior al Eg del nanocatalizador Fe-ZSM5 óptimo y muy cercano al valor reportado por Ghandoor et al., (2012) para nanopartículas de magnetita (2.87eV). Sin embargo, el valor medido está 0.6 eV por encima del valor reportado para la hematita en tamaño micro y a nanoescala (Gilbert et al., 2009) y 0.5 eV por encima del valor reportado para nanopartículas de maghemita (Chirita y Grozescu, 2009). Por lo que este resultado sugiere que las nanopartículas fueron depositadas en fase magnetita (Fe3O4). El valor de Eg medido indica que este nanocatalizador absorbe energía en el espectro solar incluyendo el intervalo de longitud de onda de luz visible, lo que sugiere que podría tener un buen desempeño fotocatalítico para la remoción y degradación de contaminantes presentes en agua. 136 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0 1 2 3 4 5 6 7 [F _R _h v] ^2 E (eV) Figura 3.28 Energía de brecha del nanocatalizador FeOx/C sintetizado en condiciones óptimas 137 Doctorado en Ingeniería Ambiental 3.2.6 Evaluación del daño a los ácidos nucleicos de huevos de Ascaris producido por el Proceso de Oxidación Avanzada Para evaluar el efecto de la reacción de Fenton heterogéneo sobre el material genético de huevos de Ascaris suum, se realizó la extracción de sus ácidos nucleicos (DNA y RNA), como se describió en el inciso 2.4.4, antes y después de la reacción de inactivación. La concentración e integridad de los ácidos nucleicos extraídos, así como el tamaño de distintos fragmentos fueron verificados mediante electroforesis en gel de agarosa y posteriormente se fotodocumentaron. En la Tabla 3.15 se muestran las concentraciones de DNA de las muestras de control y las muestras extraídas de los huevos de Ascaris antes y después de reacción. Tabla 3.15. Concentraciones de ácido nucleico extraído de huevos de helminto antes y después de reacción y de muestras de rata como control Muestra [ADN] ng/L 260/280 nm 260 nm 280 nm hAs sin tratamiento 3040.264 1.784 3.041 1.705 hAs tratados con Fe-ZSM5 con H2O2 88.663 1.702 0.052 0.089 hAs tratados con FeOx/C con H2O2 33.24 1.069 0.033 0.031 P1 18.384 1.458 0.018 0.013 P2 203.517 1.633 0.204 0.125 P3 87.774 1.251 0.088 0.07 3.2.6.1 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris sin tratamiento En la Figura 3.29 se observa la electroforesis en gel de agarosa teñido con bromuro de etidio en el cual se corrió en el primer carril un peso molecular alto (>>1000 pb) y tres muestras de DNA en el segundo carril DNA concentrado y en los carriles subsecuentes DNA diluído al 20% y 10% respectivamente. En el gel se observaron las bandas correspondientes al DNA y RNA íntegras. Aunque, para el caso del RNA, se observó una intensa banda del RNA de transferencia que impidió observar claramente las bandas ribosomales (28S y 18S). 138 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.29 Imagen digital del gel de agarosa teñido con bromuro de etidio; carril 1: pesos moleculares en pares de bases (pb), carril 2: ácidos nucleicos de hAs sin tratamiento concentrado, carril 3: ácidos nucleicos de hAs sin tratamiento dilución 1/5, carril 4: ácidos nucleicos de hAs sin tratamiento dilución 1/10 3.2.6.2 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 En la Figura 3.30 se presenta la electroforesis en gel de agarosa teñido con bromuro de etidio en el cual se corrió en el primer puerto ácidos nucleicos de hAs sin tratamiento y en el segundo puerto ácidos nucleicos de hAs tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2. En la Figura 3.30 se observa la presencia de las bandas de DNA y RNA (ribosomales y de transferencia) para ambos extractos. Lo que sugiere que las ROS producidas con el sistema de referencia Fe-ZSM5 con H2O2 no produjeron daño a los ácidos nucleícos de los hAs o que el daño producido es reversible. 1 2 3 4 pb 1000- 500- 100- DNA t-RNA 18 S 28 S 139 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.30 Imagen digital del gel de agarosa teñido con bromuro de etidio; carril 1: ácidos nucleicos de hAs sin tratamiento, carril 2: ácidos nucleicos de hAs tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2 3.2.6.3 Ácidos nucleicos de los huevos de Ascaris tratados con el sistema FeOx/C con H2O2 En la Figura 3.31 se observa la electroforesis en gel de agarosa teñido con bromuro de etidio en el cual se corrió en el primer puerto un peso molecular alto (>>1000 pb), tres muestras de DNA de rata (P1, P2 y P3), dos muestras de los huevos de Ascaris suum antes de la reacción y una muestra después de tratamiento con la reacción tipo Fenton. Para la muestra antes del tratamiento se observa la separación completa del DNA y del RNA; sin embargo, en la muestra obtenida después de tratamiento no se observó presencia de RNA, esto sugiere que las especies ROS degradaron el RNA. Aún cuando hay presencia de DNA, en ausencia de RNA no es posible la regeneración del material genético por lo que el nivel del daño al metabolismo genético probablemente sea irreversible lo cual sugiere muerte celular. 1 2 t-RNA 28 S 18 S DNA 140 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.31 Imagen digital del gel de agarosa teñido con bromuro de etidio; carril 1: pesos moleculares en pares de bases (pb); carriles 2 a 4: DNA de rata (P1 a P3 respectivamente); carriles 5 y 6: DNA y RNA total de huevos de Ascaris antes de la reacción tipo Fenton; carril 7: DNA y RNA total de huevos de Ascaris después de la reacción tipo Fenton 3.2.7 Evaluación del daño a las proteínas de huevos de Ascaris producido por el Proceso de Oxidación Avanzada A continuación se presenta la curva de calibración para el método Bradford. Las absorbancias siguieron una tendencia lineal con un ajuste de 0.9852 (Fig. 3.32) 500- 100- 1000- pb 1 2 3 4 5 6 7 28 S 18 S t-RNA DNA 141 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.32 Curva de calibración utilizada en el método Bradford Con la ecuación de ajuste se calcularon las concentraciones de proteínas correspondientes para cada extracción de las muestras. Los resultados se presentan en la Tabla 3.16 Tabla 3.16 Concentración de proteínas en los extractos obtenidos para hAs sin tratamiento y tratados con los dos sistemas desarrollados. MUESTRA CONCENTRACIÓN DE PROTEÍNAS (ng/L) (n=2) hAs sin tratamiento 2329.816 ± 153.912 hAs tratados con el sistema: Fe-ZSM5 con H2O2 814.284 ± 27.566 hAs tratados con el sistema: FeOx/C con H2O2 1301.594 ± 133.238 En la Figura 3.33 se observa la electroforesis de los extractos proteínicos en gel de acrilamida teñido con azul de coomasie. Para la muestra antes de tratamiento se observó la presencia de las proteínas, principalmente de alto peso molecular, sin embargo para las dos muestras tratadas con los dos sistemas de Fenton no se observaron bandas proteínicas. Lo anterior sugiere que el proceso de Fenton aplicado degradó las proteínas provocando un daño irreversible al material genético. 142 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura 3.33 Imagen digital del gel de acrilamida teñido con azul de coomasie; carril 1: pesos moleculares de amplio rango; carril 2: extracto proteínico de hAs antes de la reacción tipo Fenton; carril 3: extracto proteínico de hA tratados con el sistema Fe-ZSM5 con H2O2, carril 4: extracto proteínico de hAs tratados con el sistema FeOx/C con H2O2. Con base en los resultados anteriores, el daño producido con el sistema FeOx/C con H2O2 fue mayor que el daño producido con el sistema de referencia Fe-ZSM5 con H2O2, ya que con el sistema de FeOx/C con H2O2 se dañó el material genético y se degradaron las proteínas, ambos son elementos esenciales para la vida de la célula ya que sin las proteínas el RNA no puede regenerarse. En el caso del sistema de referencia aunque sólo se degradaron las proteínas esto es suficiente para provocar la muerte celular. Es probable que las proteínas se degradaran mediante un mecanismo de oxidación polipeptida como lo reporta Imlay (2008). El estrés oxidativo al que fueron sometidos los hAs produjo daños similares a los reportados por Jomova y Valko (2011). 1 2 3 4 PM 200kDa 120kDa 91kDa 62kDa 46kDa 38kDa 26kDa 19kDa 143 Doctorado en Ingeniería Ambiental CAPITULO 4. 4.1 Conclusiones En el presente trabajo se desarrolló un sistema de inactivación de huevos de Ascaris suum en agua dopada, basado en la reacción tipo Fenton en fase heterogénea con nanocatalizadores de óxidos de hierro soportados en carbón activado (FeOx/C) para la descomposición catalítica de H2O2 en especies reactivas de oxígeno, 10 % menos eficiente que el sistema Fe-zeolita ZSM5 y H2O2.  El análisis estadístico (ANOVA y gráfica de Pareto) de los resultados del diseño de optimización del sistema Fe-ZSM5 con H2O2 permitió determinar que los incrementos en la relación másica Fe/H2O2 y en la interacción relación másica Fe/H2O2 – tiempo de intercambio presentaron un efecto significativo y positivo sobre el % de inactivación de hAs. Por el contrario, los incrementos en tiempo de intercambio y en las interacciones entre el tiempo de intercambio - tiempo de reacción, tiempo de reacción - temperatura de calcinación, AD relación másica Fe/H2O2 - temperatura de calcinación y tiempo de intercambio – temperatura de calcinación presentaron un efecto significativo y negativo sobre el % de inactivación de hAs (con 95% de nivel de confianza).  Las condiciones óptimas de síntesis y operación para el sistema de oxidación Fe-ZSM5 – H2O2, utilizando el modelo estadístico desarrollado en función de las variables cuantitativas evaluadas en este estudio, que produjeron 82.31 % de inactivación de hA en agua son: Valor real Relación másica de Fe/H2O2: 0.335 mg/mg Tiempo de intercambio: 44.8 min Tiempo de reacción: 160.5 min Temperatura de calcinación: 320 °C Dosis de H2O2 : 6.16 mg/L pH de intercambio: 2.2 Relación Fe/Al : 0.279 Tiempo de calcinación: 2.8 h  El análisis estadístico (ANOVA y gráfica de Pareto) de los resultados del diseño de optimización del sistema FeOx/C con H2O2 permitió determinar que la interacción temperatura de calcinación – temperatura de calcinación y la relación Fe/H2O2 presentaron un efecto significativo y positivo sobre el porcentaje de inactivación de hAs. Por otra parte, la interacción relación másica Fe/H2O2 – tiempo de reacción y la temperatura de calcinación tuvieron un efecto significativo y negativo sobre el porcentaje de inactivación de hAs (con 95% de nivel de confianza). 144 Doctorado en Ingeniería Ambiental  Las condiciones óptimas de síntesis y operación para el sistema de oxidación FeOx/C – H2O2, utilizando el modelo estadístico desarrollado en función de las variables cuantitativas evaluadas en este estudio, que produjeron 72.15 % de inactivación de hAs presentes en agua son: Variables experimentales Valores reales % de Fe soportado en carbón activado: 4.5 Dosis de H2O2 : 61.64 mg/L Relación másica Fe/H2O2 : 0.126 mg/mg Temperatura de calcinación: 103 °C Tiempo de calcinación: 213.2 min Tiempo de reacción: 160.5 min pH de la reacción de inactivación: 7  Con el sistema propuesto en este trabajo (FeOx/C y H2O2) se obtuvo un porcentaje de inactivación superior a los reportados por Ramírez et al., (2005) y Guízar et al., (2007) y tan sólo 10% menor del porcentaje de inactivación obtenido con el sistema de referencia Fe-ZSM5 con H2O2.  Las especies ROS producidas con el sistema propuesto (FeOx/C y H2O2) degradaron el RNA ya que no se observaron las bandas ribosomales (28S y 18S) ni t-RNA y también degradaron las proteínas de los hAs lo que sugiere que se provocó un daño irreversible al metabolismo celular del parásito. Este tipo de daño no se observó con el sistema de referencia. 4.2 Aportación a la ciencia  Se desarrolló y patentó una nueva técnica de síntesis de nanocatalizadores de FeOx/C mediante pruebas en laboratorio.  Se desarrollaron dos nanocatalizadores Fe-ZSM5 y FeOx/C que no requieren el uso de ningún tipo de luz.  El principal sistema reportado en la literatura de Fe-ZSM5 con H2O2 empleado para la degradación de contaminantes recalcitrantes, mostró un porcentaje eficiente de inactivación de hAs.  Con el sistema propuesto FeOx/C con H2O2 se produjo un daño celular mayor que con el sistema de referencia Fe-ZSM5 con H2O2. 4.3 Recomendaciones Para trabajos posteriores se recomienda:  Evaluar la vida útil del catalizador mediante ciclos de reacción.  Investigar la posible regeneración del catalizador agotado.  Evaluar la eficiencia del catalizador con agua residual real contaminada con hAl bajo condiciones óptimas.  Determinar la producción de radicales ROS. 145 Doctorado en Ingeniería Ambiental GLOSARIO Aguas crudas Son las aguas residuales sin tratamiento (inciso 3.2 de la NOM-003- SEMARNAT-1997). Aguas para uso Agrícola La aplicación de agua nacional para el riego destinado a la producción agrícola y la preparación de ésta para la primera enajenación, siempre que los productos no hayan sido objeto de transformación industrial (fracción LIII del artículo 3 de la LAN). Aguas Residuales Las aguas de composición variada provenientes de las descargas de usos público urbano, doméstico, industrial, comercial, de servicios, agrícola, pecuario, de las plantas de tratamiento y en general, de cualquier uso, así como la mezcla de ellas (fracción VI del artículo 3 de la LAN). Aguas residuales tratadas Son aquellas que mediante procesos individuales o combinados de tipo físicos, químicos, biológicos u otros, se han adecuado para hacerlas aptas para su reúso en servicios al público (inciso 3.3 de la NOM-003-SEMARNAT-1997). Aprovechamiento Aplicación del agua en actividades que no impliquen consumo de la misma (fracción VII del artículo 3 de la LAN). Condiciones Particulares de Descarga El conjunto de parámetros físicos, químicos y biológicos y de sus niveles máximos permitidos en las descargas de agua residual, determinados por la Comisión o por el Organismo de Cuenca que corresponda, conforme a sus respectivas competencias, para cada usuario, para un determinado uso o grupo de usuarios de un cuerpo receptor específico con el fin de conservar y controlar la calidad de las aguas conforme a la presente Ley y los reglamentos derivados de ella (fracción XIV del artículo 3 de la LAN). Contaminación La presencia en el ambiente de uno o más contaminantes o de cualquier combinación de ellos que cause desequilibrio ecológico (fracción VI del artículo 3 de la LGEEPA). Contaminante Toda materia o energía en cualesquiera de sus estados físicos y formas, que al incorporarse o actuar en la atmósfera, agua, suelo, flora, fauna o cualquier 146 Doctorado en Ingeniería Ambiental elemento natural, altere o modifique su composición y condición natural (fracción VII del artículo 3 de la LGEEPA). Contaminantes patógenos y parasitarios Son los microorganismos, quistes y huevos de parásitos que pueden estar presentes en las aguas residuales y que representan un riesgo a la salud humana, flora o fauna (inciso 3.5 de la NOM-003-SEMARNAT-1997). Cuerpo Receptor La corriente o depósito natural de agua, presas, cauces, zonas marinas o bienes nacionales donde se descargan aguas residuales, así como los terrenos en donde se infiltran o inyectan dichas aguas, cuando puedan contaminar los suelos, subsuelo o los acuíferos (fracción XVII del artículo 3 de la LAN). Descarga La acción de verter, infiltrar, depositar o inyectar aguas residuales a un cuerpo receptor (fracción XXII del artículo 3 de la LAN) Electrones retrodispersados La señal de electrones retrodispersados está compuesta por aquellos electrones que emergen de la muestra con una energía superior a 50 eV. Estos electrones proceden en su mayoría del haz incidente que rebota en el material después de diferentes interacciones. La intensidad de la señal de retrodispersados, para una energía dada del haz, depende del número atómico del material (a mayor número atómico mayor intensidad). Este hecho permite distinguir fases de un material de diferente composición química. Las zonas con menor número atómico se verán más oscuras que las zonas que tienen mayor número atómico. Helminto Término designado a un amplio grupo de organismos que incluye a todos los gusanos parásitos (de humanos, animales y vegetales) y de vida libre, con formas y tamaños variados (Anexo 1 de la NOM-003-SEMARNAT-1997). Límite máximo permisible Valor o intervalo asignado a un parámetro, que no debe ser excedido por el responsable del suministro de agua residual tratada (inciso 3.9 de la NOM-003- SEMARNAT-1997). Nematelmintos Gusanos de cuerpo alargado y forma cilíndrica. Algunas especies enteroparásitas de humanos y animales son: Ascaris lumbricoides, Toxocara canis, Enterobius vermicularis y Trichuris trichiura, entre otros (Anexo 1 de la NOM-003-SEMARNAT-1997). 147 Doctorado en Ingeniería Ambiental Normas Oficiales Mexicanas Aquellas expedidas por la Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales, en los términos de la Ley Federal sobre Metrología y Normalización referidas a la conservación, seguridad y calidad en la explotación, uso, aprovechamiento y administración de las aguas nacionales y de los bienes nacionales a los que se refiere el artículo 113 de la LAN (fracción XXXVIII del artículo 3 de la LAN). POA Los Procesos de Oxidación Avanzada (POA) han sido definidos por Glaze et al., 1987) como procesos que involucran la generación y uso de especies transitorias poderosas, principalmente el radical hidroxilo (HO•). Reúso La explotación, uso o aprovechamiento de aguas residuales con o sin tratamiento previo (fracción XLVI del artículo 3 de la LAN). Reúso en servicios al público con contacto directo. Es el que se destina a actividades donde el público usuario esté expuesto directamente o en contacto físico. En lo que corresponde a esta Norma Oficial Mexicana se consideran los siguientes reúsos: llenado de lagos y canales artificiales recreativos con paseos en lancha, remo canotaje y esquí; fuentes de ornato, lavado de vehículos, riego de parques y jardines (inciso 3.11 de la NOM-003-SEMARNAT-1997). Viabilidad La viabilidad de un huevo de helminto (hH) se define como su capacidad para desarrollar la larva e infectar al ser humano y animales que lo alojan. Inactivación La inactivación es la supresión de la actividad biológica, es decir, la pérdida de la viabilidad. 148 Doctorado en Ingeniería Ambiental REFERENCIAS Adekunle A. y Ozoemena K. (2010) Voltammetric and impedimetric properties of nano-scaled Fe2O3 catalyst supported on multi-walled carbon nanotubes: Catalytic detection of dopamine. Int. J. Electrochem. Sci. 5, 1726-1742. Akasaka S., Yamamoto K. (1994) Hydrogen peroxide induces G:C to T:A and G:C to C:G transversion in thye supF gene of Escherichia coli. Mol. Gen. Genet. 243, 500-505. Al Salem S., Abouzaid H. (2006) Wastewater reuse for agriculture: Regional health perspective. Eastern Mediterranean Health Journal 12, (3-4), 446-458. Alam S., Anand C., Zaidi S., Naidu T., Al-Deyab S., Vinu A. (2011) Iron oxide nanoparticles embedded onto 3D mesochannels of KIT-6 with different pore diameters and their excellent magnetic properties. Chem.- An Asian Journal 6 (3), 834-841. Alcalá M. y Real C. 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Sus aplicaciones directas e indirectas se presentan en la Tabla A1.1. Tabla A1.1 Usos del agua residual tratada. USO DIRECTO INDIRECTO Municipal Riego de campos de golf o parques. Riego de césped con sistema de distribución distinto. Recurso potencial de abastecimiento de aguas para el municipio. Recarga de agua subterránea para reducir el agotamiento de los acuíferos. Industrial Agua para torres de refrigeración. Agua de alimentación de calderas. Agua para proceso. Recarga de acuíferos para abastecimiento de agua para uso industrial. Agrícola Irrigación de ciertos campos agrícolas, cultivos huertos, pastos y bosques. Recarga de acuíferos para abastecimiento de agua. Recreativos Construcción de lagos artificiales para usos náuticos, natación, etc. Piscinas Desarrollo de zonas para la pesca y cotos de pájaros. Otros Recarga de acuíferos para controlar la intrusión de agua salada. Control del equilibrio salino en el agua subterránea. Agente humectante para la compactación de residuos. Recarga de acuíferos para controlar los problemas de asentamiento del terreno. Represurización de los pozos de petróleo Compactación del terreno. Fuente: Metcalf y Eddy (1977). 171 Doctorado en Ingeniería Ambiental El reúso del agua residual tratada en el Distrito Federal es mínimo. Se reutiliza un caudal total de 4 m3/s con fines industriales, de riego de áreas verdes o de recarga del manto acuífero. Esto se debe a que la infraestructura hidráulica de drenaje y saneamiento fue construida a lo largo de cuatro siglos con una sola finalidad: desaguar el Valle de México. Debido a esta característica estructural, la inercia del sistema en su conjunto no favorece el reciclamiento de agua en grandes proporciones (Perló y González, 2005). Las aguas negras de la ciudad, en cambio, son casi en su totalidad reutilizadas fuera del Valle de México, como reporta la CNA (2002): Las descargas de la subregión Valle de México hacia el valle de Tula operan como un eficiente sistema de reutilización, lo que hace que a la disponibilidad propia de la subregión Tula se le sumen aproximadamente 1,588 hm3 por concepto de importaciones de la cuenca del Valle de México. Sin embargo, a causa de la relativamente baja capacidad instalada de tratamiento, la mayor parte del agua se reutiliza sin previo tratamiento. Las zonas de riego funcionan como un gran sistema de tratamiento de más de 100 mil hectáreas, con el grave inconveniente de ocasionar problemas de salud pública, al presentarse el flujo de las aguas negras a cielo abierto desde las zonas urbanas del Valle de México hasta las zonas de riego en el Valle del Mezquital. El sistema de drenaje del Valle de México y el empleo agrícola de sus aguas El uso agrícola de las aguas negras provenientes del núcleo urbano de la Ciudad de México se encuentra vinculado con la historia de su drenaje, ya que fue éste lo que propició la utilización de las aguas negras que generalmente son consideradas como un desecho, para transformarlas en un recurso hidráulico que ha permitido incrementar las áreas agrícolas de cultivo. Desde la antigüedad al agua creó problemas a la Ciudad ya que su ubicación propiciaba que el agua de los ríos, las lluvias, los manantiales y los lagos la inundaran con los consiguientes problemas de derrumbes y la creación de pantanos propiciadores de enfermedades (CHCVM, 1970). Las obras del Gran canal del Desagüe (Figura A1.1) iniciaron su construcción en febrero de 1886 y fueron inauguradas el 17 de marzo de 1900 (CHCVM, 1970). Dichas obras tenían por objetivos primordiales: 1.- Impedir las inundaciones. 2.- Recibir las aguas negras de la Ciudad de México para llevarlas fuera del Valle. 3.- Dirigir el cause de las aguas negras del propio Valle y sacarlas fuera de él para evitar problemas de inundaciones. En la Ciudad de México se genera un caudal de aguas negras del orden de los 45 m3/s, de los cuales el Distrito Federal produce 25 m3/s y 17 municipios conurbados del Estado de México aportan 20 m3/s (Perló y González, 2005). La salida de un 172 Doctorado en Ingeniería Ambiental gasto constante de aguas negras a través del Gran Canal del Desagüe, propició el empleo de ellas en usos agrícolas y, desde el año de 1910 a la fecha, las aguas negras de la Ciudad de México han sido empleadas en la agricultura de la Región de El Mezquital, Hgo. La cuenca del río de Tula recibe, a través del Tajo de Nochistongo y de los dos túneles de Tequixquiac, un volumen aproximado de 45 m3/s de aguas residuales crudas. A lo largo del río El Salado, y principalmente desde Atitalaquia hacia aguas abajo se efectúan importantes derivaciones de sus aguas para su aprovechamiento en el Distrito de riego 003, ubicado en territorio del estado de Hidalgo. En 1970 se utilizaban anualmente alrededor de 500 millones de m3 de aguas negras y pluviales, provenientes de la Ciudad de México, en el riego de unas 45,000 Ha con riego seguro en la Región de El Mezquital, Hgo. y unas 3,000 Ha dentro del Valle de México, actualmente se han superado estas cifras (Tabla A1.2). Un volumen no cuantificado se capta de los canales de cielo abierto por pequeñas y medianas unidades de riego en territorio del Estado de México, sobre todo en los alrededores de Zumpango. Dentro del Valle de México, algunas pequeñas áreas ubicadas a lo largo del Gran Canal del Desagüe, han tenido oportunidad de emplear las aguas negras en el cultivo agrícola, así como aquellos ubicados en el Distrito de riego Chiconautla (Tabla A1.2) que incluye las localidades Santa María Tonanitla, San Pedro Atzompa, Santa María Ozumbilla, Santo Tomás Chiconautla y Santa María Chiconautla. Es importante señalar que las aguas residuales generadas por la zona metropolitana de la ciudad de México no solamente benefician a los distritos de riego hidalguenses, sino también a un distrito de riego mexiquense y a una serie de unidades de riego localizadas en territorio del Estado de México (Tabla A1.2). El caudal continúa por el río Tula hasta desembocar en el Golfo de México. Un porcentaje de esta agua se ha infiltrado en el subsuelo del valle de Tula, de manera que desde hace cinco años los ingenieros del Distrito Federal han comenzado a considerar la posibilidad de importar agua de ese acuífero en el Plan Maestro de Agua Potable del Distrito Federal. Tabla A1.2 Distritos de riego que usan aguas negras NÚM. NOMBRE ENTIDAD SUPERFICIE (HECTÁREAS) USUARIOS VOL. AGUA (hm3) 003 Tula Hidalgo 49,124 35 858 830.6 100 Alfayayucan Hidalgo 33,844 21 795 389.6 112 Ajacuba Hidalgo 3,998 2 043 21.4 088 Chiconautla México 5,500 2 081 - Perló y González, 2005 El empleo de las aguas negras con fines agrícolas resulta atractivo ya que plantea solución a múltiples problemas de supervivencia permitiendo (CHCVM, 1970): 173 Doctorado en Ingeniería Ambiental a) Liberar volúmenes de agua considerables de primera calidad para destinarlos en un primer uso, al abastecimiento de agua potable de los núcleos urbanos. b) Incrementar el área de cultivo y por consiguiente aumentar la producción agrícola. c) Fomentar el desarrollo pecuario como un resultado colateral del incremento agrícola. d) Aumentar el valor de los terrenos haciéndolos pasar de cultivo temporal al riego seguro. e) Mejorar el medio ambiente circundante de los núcleos urbanos por crear zonas verdes. f) Propiciar el mejoramiento técnico agrícola con base en las investigaciones que sobre las aguas negras y su empleo haya que desarrollar. 174 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A1.1 Esquema del sistema de drenaje elaborado en el año 2000. El agua negra como recurso hidráulico en la Cuenca del Valle de México Las aguas negras tienen la valiosa característica de estar siempre disponibles para su aprovechamiento siempre en volúmenes crecientes, ya que a medida que el abastecimiento de una población aumenta, se generan mayores volúmenes de aguas negras que es posible aprovechar. Sin embargo, su empleo masivo en el riego, plantea problemas sanitarios. Por lo anterior, en 1963 se creó la Comisión Hidrológica de la Cuenca del Valle de México (CHCVM) que interesada en los problemas que aquejan al Valle de México y a la región de El Mezquital, Hgo, 175 Doctorado en Ingeniería Ambiental donde se propició la creación del Distrito de Riego 03, contempló el empleo agrícola de las aguas negras con base en un estudio realizado y publicado enfocado principalmente al contenido de sales en las aguas negras (CHCVM, 1970). Los análisis de las aguas negras se iniciaron en el año de 1960 dentro del Valle de México, posteriormente se hicieron análisis de aguas negras en la Cuenca del Valle de México en la región de El Mezquital, Hgo., en los años de 1962 a 1967. Dichos análisis incluyeron las determinaciones físico-químicas de las aguas. Finalmente, su dictamen fue aprobatorio por lo que actualmente el Distrito de riego 003 es el principal consumidor de aguas negras para el riego agrícola. Otra contribución importante del estudio realizado por la Comisión (CHCVM, 1970) fue la elaboración de un reglamento para el riego de cultivos con aguas negras (Anexo A2). Al final, uno de los resultados involuntarios del combate a las inundaciones fue la creación de una amplia región cuya actividad económica –la agricultura- depende de la salida artificial de agua de la cuenca del Valle de México. Éste fue el primer paso para crear la región hidropolitana y vincular, también, al Distrito Federal y el Estado de México en materia hidráulica. Por otra parte, para mitigar los inconvenientes del reuso de agua residual en la agricultura, se han propuesto en al menos dos ocasiones la construcción de Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales (PTAR). El primer intento fue en 1997, cuando el presidente Ernesto Zedillo y el regente Óscar Espinosa obtuvieron un crédito de la Banca Interamericana de Desarrollo y del Fondo de Cooperación Económica de Ultramar de Japón, por un total de 765 millones de dólares que deberían ser destinados a cuatro proyectos: 1) Completar el sistema actual de drenaje del Valle de México. 2) Construir las más grandes PTAR que se hayan construido en un solo esfuerzo en la historia del mundo para poder garantizar el tratamiento de la totalidad de las aguas residuales que se generan en el Valle de México. 3) Construir la cuarta fase del Sistema Cutzamala, es decir, el Proyecto Temascaltepec, para conducir al valle 5 m3/s adicionales al caudal existente. 4) Construir la línea B del metro que uniría Ciudad Azteca con Ecatepec. Con respecto a las macroplantas de tratamiento, el presidente de la República involucró a los gobernadores de los estados de México y de Hidalgo en un convenio que calificó como un esfuerzo institucional del nuevo federalismo. El alcance de este gran proyecto de saneamiento abarcaba a las tres entidades. Las cuatro macroplantas de tratamiento estarían situadas en territorio mexiquense y el objetivo no consistía en la reutilización del agua de tratamiento como parte de la ciudad de México, sino en sanear los caudales de aguas negras cuyo destino es el riego en el estado de Hidalgo. Las cuatro macroplantas proyectadas eran: 176 Doctorado en Ingeniería Ambiental 1. El Salto, limpiaría las aguas del Emisor Central 2. Coyotepec, sanearía las descargas del Emisor Poniente. 3. Tecámac. 4. Nextlalpan, trataría la descarga del Gran Canal del Desagüe. Sin embargo, desafortunadamente, los siguientes gobiernos del Distrito Federal y de los estados de México e Hidalgo no lograron ponerse de acuerdo con la CONAGUA con respecto a los montos que tendría que aportar cada uno para asumir este compromiso. De esta manera los créditos obtenidos no pudieron utilizarse y las macroplantas no fueron construidas. La segunda ocasión, en noviembre de 2007, el Director General de la CONAGUA presentó el Programa de Sustentabilidad Hidríca de la Cuenca del Valle de México. El Programa atiende diversos problemas en las áreas de protección de acuíferos, desarrollo de nuevas fuentes de agua potable, intercambio de aguas de uso agrícola, drenaje, tratamiento de aguas residuales y retauración ecológica de cuerpos de agua en el Valle de México. Las dos obras de mayor envergadura contempladas en el Programa son el Túnel Emisor Oriente y la PTAR en el municipio de Atotonilco de Tula en el estado de Hidalgo. La PTAR de Atotonilco se estima que opere con un gasto de 23 m3/s. El Programa contempla la construcción de siete PTAR’s en total (Tabla A1.3). Tabla A1.3 Agua Potable y saneamiento en el Programa de sustentabilidad hídrica de la cuenca del Valle de México. Obras 2007 - 2012 Gasto (m3/s) PTAR Guadalupe 0.5 PTAR Berriozábal 2.0 PTAR Nextlalpan 9.0 PTAR Zumpango 2rio 1.5 PTAR Zumpango 3rio 2.5 PTAR Vaso El Cristo 4.0 PTAR Atotonilco 23.0 Programa Regional de Saneamiento y Recuperación de Acuiferos del Valle de México, 2007. 177 Doctorado en Ingeniería Ambiental Legislación para agua de reúso En el artículo 128 de la LGEEPA, se establece que las aguas residuales provenientes de los sistemas de drenaje y alcantarillado urbano, podrán utilizarse en la industria y en la agricultura, si se someten en los casos en que se requiera al tratamiento que cumpla con las normas oficiales mexicanas emitidas por la SEMARNAT, y en su caso, por la Secretaría de Salud. En los aprovechamientos existentes de aguas residuales en la agricultura, se promoverán acciones para mejorar la calidad del recurso, la reglamentación de los cultivos y las prácticas de riego. En los distritos de riego, los usuarios tendrán el derecho de recibir el agua para riego (Artículo 67, Sección cuarta, LAN), por lo que la autoridad del agua debe de proveer el recurso hídrico. En los ciclos agrícolas en los que por causas de fuerza mayor el agua sea insuficiente para atender la demanda del distrito de riego (Artículo 69, Sección cuarta, LAN), la distribución de las aguas disponibles la hará el Organismo de Cuenca respectivo, quien en época de escasez ha empleado aguas residuales para satisfacer la demanda de las unidades de riego. Este caso contemplado en la ley de Aguas Nacionales en su Título Sexto (Usos del agua), Capítulo II (Uso Agrícola) Sección quinta, donde se establece la promoción y fomento por parte del Ejecutivo Federal por conducto de la comisión, la cual se apoyará en los Organismos de Cuenca y con la participación de los usuarios, para la creación de unidades de temporal tecnificado incluyendo las de drenaje, a efecto de incrementar la producción agropecuaria. El acuerdo de creación de la unidad de temporal tecnificado se publicará en el Diario Oficial de la Federación. En dicho acuerdo se señalarán el perímetro que la delimite, la descripción de las obras y los derechos y obligaciones de los beneficiarios por los servicios que se presten con dichas obras. Mediante la creación de dichos distritos durante el periodo de escasez es posible utilizar las aguas residuales para el riego agrícola apegándose al artículo 49 de la LAN, cuando se trate de unidades, distritos o sistemas de riego, la transmisión de los derechos de explotación, uso o aprovechamiento de agua se hará cumpliendo con los términos de los reglamentos respectivos que expidan. En particular, la Secretaría del Medio Ambiente del Gobierno del Distrito Federal regulará la eliminación gradual del uso de agua potable en los procesos en que se pueda utilizar agua de reúso o tratadas (Artículo 104, Capitulo IV, de la LADF). Sin embargo, la ley también contempla la calidad del agua residual que se utilice para el riego como se establece en el Artículo 37 Bis, Sección VI de la LGEEPA, que a la letra dice: las normas oficiales mexicanas en materia ambiental son de cumplimiento obligatorio en el territorio nacional y señalarán su ámbito de validez, vigencia y gradualidad en su aplicación. En este sentido, la NOM-003-SEMARNAT-1997 establece los límites máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se reusen en servicios al público, con el objeto de proteger el medio ambiente y la salud de la población, y es de observancia obligatoria para las entidades públicas responsables de su tratamiento y reúso. Los límites máximos permisibles de contaminantes en aguas residuales tratadas establecidos en la NOM-003-SEMARNAT-1997 se presentan en la Tabla A1.4. 178 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A1.4. Límites máximos permisibles de contaminantes en aguas residuales tratadas. TIPO DE REUSO PROMEDIO MENSUAL Coliformes fecales NMP/100mL Huevos de helminto (hH/L) Grasas y aceites mg/L DBO5 mg/L SST mg/L SERVICIOS AL PUBLICO CON CONTACTO DIRECTO 240 1 15 20 20 SERVICIOS AL PUBLICO CON CONTACTO INDIRECTO U OCASIONAL 1,000 5 15 30 30 Fuente: NOM-003-SEMARNAT-1997 En particular, la NOM-001-SEMARNAT-1996 regula el uso de aguas residuales para el riego agrícola (Tabla A1.5) en la cual para determinar la contaminación por parásitos toma como indicador los huevos de helminto (hH). El límite máximo permisible para las descargas vertidas a suelo (uso en riego agrícola), es de 1 hH/L para riego restringido y de 5 hH/L para riego no restringido. Tabla A1.5 Límites máximos permisibles para contaminantes básicos en aguas residuales con fines de reúso (NOM-001-SEMARNAT-1996). PARÁMETROS mg/L (EXCEPTO CUANDO SE ESPECIFIQUE) RÍOS EMBALSES NATURALES Y ARTIFICIALES SUELO Uso en riego agrícola (A) Uso en riego agrícola (B) Uso en riego agrícola (C) P. M. P. D. P. M. P. D. P. M. P. D. Temperatura (°C) N. A. N. A. 40 40 N. A. N. A. Grasas y Aceites 15 25 15 25 15 25 Materia Flotante (mg/L) Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Sólidos sedimentables (mL/L) 1 2 1 2 N. A. N A. Sólidos suspendidos totales 150 200 75 125 N. A. N. A. DBO5 150 200 75 150 N. A. N. A. Nitrógeno total 40 60 40 60 N. A. N. A. Fósforo total (mg/L) 20 30 20 30 N. A. N. A. P. D. = Promedio Diario P. M. = Promedio Mensual N. A. = No Aplica (A), (B) y (C): Tipo de cuerpo receptor según la Ley Federal de Derechos 179 Doctorado en Ingeniería Ambiental Por otro lado, en los artículos del 1 al 8 del reglamento sobre cultivos que se presenta en el Anexo A2, se establece que las verduras, legumbres y árboles frutales que pueden ser regadas con aguas negras. La Tabla A1.6 muestra los criterios microbiológicos recomendados por la OMS para el agua residual destinada al reúso agrícola. Para el caso de los huevos de helminto se recomienda < 1hH/L. Tabla A1.6 Guía de calidad microbiológica recomendada por la OMS para uso del agua residual en agriculturaa. CATEGORÍA CONDICIONES DE REÚSO GRUPO EXPUESTO NEMÁTODOS INTESTINALESB COLIFORMES FECALES TRATAMIENTO DE AGUA SUGERIDO PARA CUMPLIR LOS REQUERIMIENTOS DE CALIDAD MICROBIOLÓGICA (media aritmética) Número de huevos por litroC (media aritmética) NMP/litroC A Riego de cultivos que se consumen crudos, campos de golf y parques públicos. Trabajadores, consumidores y público en general. <1 <1000d Una serie de lagunas de estabilización diseñadas para alcanzar la calidad microbiológica indicada o un tratamiento equivalente. B Riego de cultivos como cereales, cultivos industriales, forrajeros, y árbolese. Trabajadores <1 Estándar no recomendado Tiempo de retención recomendado de las lagunas, de 8-10 días o equivalente para remover los HH y CF C Irrigación de localidades para los cultivos de la categoría B, pero la exposición de trabajadores y público nunca ocurre. Ninguno No Aplica No Aplica Pretratamiento como requerimiento por la tecnología de irrigación, pero no menor que una sedimentación primaria a: En casos específicos, los estudios epidemiológicos locales, factores socioculturales y ambientales pueden ser tomados en cuenta y modificados b: Especies Áscaris, Trichuris y similares c: Durante el periodo de irrigación d: Una guía más estricta (<200 CF/100 mL) es apropiada para el césped público y de hoteles, con el cual la gente tiene contacto directo e: En el caso de árboles frutales, la irrigación puede suspenderse 2 semanas antes de la cosecha Fuente: Jiménez, 2001 180 Doctorado en Ingeniería Ambiental Métodos estudiados para disminuir la contaminación microbiológica de productos agrícolas regados con aguas residuales Los estudios que se han hecho sobre la remoción de la contaminación microbiológica, se han enfocado a métodos en los cuales la remoción bacterial se logra físicamente o por muerte de los organismos sin alterar las características de sabor, textura y presencia de los productos agrícolas. Entre ellos se ha probado el efecto que tiene el almacenaje de los productos agrícolas, el lavado con agua limpia, el lavado con la acción de productos detergentes, el lavado con agentes germicidas, el uso de gases principalmente cloro y sus derivados y la aplicación del calor. La efectividad de los procesos se ha juzgado en base a dos criterios: 1.- La reducción al mínimo posible de la concentración residual de microorganismos contaminantes. 2.- La uniformidad lograda en la disminución de la contaminación. Los resultados obtenidos de los estudios de contaminación y remoción de microorganismos en productos agrícolas regados con agua residual o en suelos tratados con lodos de aguas residuales han permitido llegar a las siguientes conclusiones: a) No se ha encontrado evidencia de que las bacterias, quistes de ameba o huevos de helmintos penetren la superficie sana de los vegetales para causar contaminación interna. b) Los productos vegetales que se van a comer crudos, pueden ser cultivados sin peligros para la salud, en suelos que hayan sido sujetos a irrigación con aguas negras en años anteriores a la estación en la cual los cultivos son desarrollados. c) Los productos vegetales obtenidos bajo condiciones de irrigación con aguas negras, no muestran un mayor conteo de organismos coniformes que aquellos que se cultivan en condiciones normales, siempre y cuando las aguas negras hayan sido aplicadas antes de que las plantas sean sembradas o cuando están en desarrollo. d) Si los lodos de aguas negras son aplicados al terreno o los efluentes de aguas negras se aplican a los vegetales por irrigación durante su crecimiento, tales prácticas deben ser suspendidas, cuando menos un mes antes de la cosecha. Si esta precaución se toma, la cosecha no mostrará mayor contaminación bacterial que la que se tiene cuando se utiliza fertilización con estiércol. e) Las cepas de Salmonella y Shiguella no sobreviven en las superficies de los vegetales por más de una semana y puesto que las conclusiones se basan en estudios de contaminación con coliformes se ofrece un considerable margen de seguridad. 181 Doctorado en Ingeniería Ambiental f) Las bacterias aplicadas a las superficies de los vegetales y que se adhieren tenazmente son protegidas del medio exterior. Esto permite una sobrevivencia bajo condiciones de campo y explica la dificultad de su remoción por varios tipos de lavado o por la acción de germicidas. g) La resistencia de los quistes de Entamoeba histolytica al ambiente exterior, depende prácticamente de la cantidad de humedad presente. La muerte de ellos ocurre inmediatamente después de la desecación. h) Durante los periodos secos, los quistes de Entamoeba histolytica sobreviven menos de tres días en los vegetales que crecen bajo la tierra. Para reducir el peligro de transmitir una disentería amibiana a través de los cultivos contaminados, la última aplicación de materia contaminante al suelo, anterior a la cosecha, deberá hacerse cuando menos una semana antes en zona de temperatura moderada y, dos semanas en climas de regiones tropicales. i) Los huevos de Áscaris lumbricoides se recuperaron en número reducido en los productos cosechados, un mes después de su aplicación, pero habían degenerado completamente, no pudiendo desarrollarse en el campo. Los posibles peligros de transmisión de enfermedades se reducen significativamente, si la fertilización con materia fecal es suspendida un mes antes de la cosecha. j) El almacenaje, el lavado de los vegetales con agua limpia, el lavado incluyendo detergente de diversos tipos, son inefectivos como medios de eliminación de contaminación bacterial. k) Los lavados germicidas de cloro y sus compuestos, son superiores al empleo del agua y de los detergentes para lograr la disminución de la contaminación, pero no son confiables. l) El agua y los detergentes, así como los compuestos clorados, no son efectivos para eliminación de huevos de helmintos. Los huevos son resistentes a los efectos de los desinfectantes que pueden ser empleados en los lavados de productos agrícolas. m) El único medio confiable para remover la contaminación bacteriana de amebas y de organismos helmínticos, es la pasteurización de los productos a una temperatura de 60°C por espacio de cinco minutos. Afortunadamente las aguas negras en su recorrido por los colectores de la ciudad y por el gran canal del desagüe, se encuentra con defensas naturales y artificiales que pueden evitar o disminuir los peligros de su empleo; entre las defensas naturales se tiene la remoción de los organismos parásitos por efectos de la sedimentación, el control originado por organismos predadores, y el valor del pH. Se considera que los organismos mayores como los huevos de lombrices, los quistes de Entamoeba histolytica y aún las mismas bacterias, cuando van adheridas a partículas grandes, pueden sedimentarse en condiciones más o menos tranquilas, además, la presencia de organismos predadores como los 182 Doctorado en Ingeniería Ambiental protozoarios y otros animales microscópicos, pueden ser un factor muy importante en la disminución de bacterias patógenas. El pH en las aguas negras pueden eliminar organismos patógenos cuando es inferior a 5 o superior a 8, lo cual puede ocurrir a la altura de San Cristóbal Ecatepec y Santa Clara, por efecto de las descargas industriales, además, como las aguas negras de la ciudad de México, poseen ya una concentración importante de detergentes es posible que estos, por su efecto de disminuir la tensión superficial ocasionen una disminución en los conteos bacteriales. Cabe aclarar además que en algunas regiones de El Mezquital, Hgo., las aguas negras son almacenadas antes de su aplicación en el riego, tal es el caso del Ejido de Apasco, Méx. en el cual se ha encontrado que el conteo bacteriano de las aguas negras ha disminuido, existiendo por lo tanto la posibilidad de que los peligros de contaminación sean menores. Para lograr que sea factible la utilización de las aguas negras en el riego agrícola es indispensable tener vasos de almacenamiento para modificar su régimen de escurrimiento natural respecto al del riego. De las conclusiones del estudio llevado a cabo por la Comisión, las dos más importantes son las siguientes: 1.- En el sitio donde se realizó el estudio, se tiene un periodo prolongado de exposición a la energía solar, la cual es suficiente para propiciar un completo desarrollo biológico en el agua, lográndose el crecimiento de protozoarios de mayor tamaño que se alimenten de la población bacteriana y contribuyan al mejoramiento de la calidad bacteriológica de las aguas negras. Lo anterior hace pensar que es posible almacenar las aguas negras en regiones como la de El Mezquital, Hgo., para lograr una depuración parcial de las aguas negras. 2.- Debido a su almacenamiento, las aguas negras pueden mejorar su calidad microbiológica, sin dejar de considerar que presentan un riesgo para el riego de productos vegetales. 183 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A2 Reglamento para el riego de cultivos con aguas negras (CHCVM, 1970) Artículo 1. Pueden regarse con aguas negras sedimentadas los siguientes productos: maíz, trigo, cebada, remolacha, frijol, coliflor, espárragos, romeros, papa, col de Bruselas, calabaza, alcachofa, salsifí, chayote, alubias, berenjena, quimbonbó, aceituna y cebollas secas. Artículo 2. Los árboles frutales como los cítricos, plátano, nogal, aguacate, mango, granado y membrillo pueden ser regados con aguas negras sedimentadas. Aquellos otros como el manzano, ciruelo, peral, durazno y albaricoquero, pueden ser regados con aguas negras sedimentadas cuando el riego se suspenda por lo menos un mes antes de la cosecha. Artículo 3. Las plantas ornamentales y las flores, las plantas de invernadero y las plantas que se utilizan como semillero, pueden ser regadas con aguas negras sedimentadas. Artículo 4. Las aguas negras sedimentadas pueden utilizarse para el cultivo de forraje para la alimentación de ganado vacuno o de cualquier tipo, siempre y cuando sea obligatoria la pasteurización de la leche. Artículo 5. Los cultivos que no deberán ser regados con aguas negras sedimentadas, sino únicamente con efluentes sujetos a tratamiento completo y desinfección serán los siguientes: col, zanahoria, lechuga, nabo, apio, ajo, jitomate, escalonia, berro, perejil, cilantro y espinaca (este último producto se consume cocido pero por razones sicológicas debe incluirse en el riego con aguas desinfectadas). Artículo 6. El personal que trabaje en los campos agrícolas debe ser instruido en las reglas de la higiene personal. Artículo 7. Todas las personas que trabajen las tierras de cultivo, regadas con aguas negras sedimentadas, deberán someterse a vacunaciones profilácticas contra las infecciones intestinales y a investigación sobre helmintiasis por lo menos una vez al año y en su caso a la deshelmintización correspondiente. Artículo 8. La recolección de los productos agrícolas en los que el riego con aguas negras se suspenda un mes antes de la cosecha, se hará colocando dichos productos en envases o sobre un material adecuado y nunca en el suelo. 184 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A3 Efectos de la Ascariasis en el humano Hay un amplio tipo de efectos que las larvas o los parásitos adultos pueden causar sobre el hospedero. La desnutrición y otras parasitosis coexistentes hacen difícil la exacta atribución de las manifestaciones dadas por la ascariasis. En el intestino hay un acortamiento de las microvellosidades, elongación de las criptas e infiltrado linfoplasmocitario de la lámina propia. En los pulmones se observan focos microhemorrágicos, infiltrado linfoplasmocitario y eosinofílico. La sensibilización previa se acompaña de una respuesta inflamatoria tóxico-alérgica acrecentada debida a la etapa migratoria del huevo (Scoot, 2008). Cuadro Clínico Las manifestaciones clínicas y el daño se relacionan con la intensidad de la infestación y las condiciones generales del paciente (edad, estado nutricional) e intensidad de la enfermedad. El paciente puede estar asintomático o presentar síntomas digestivos vagos y crónicos como dolor cólico, náuseas, vómito ocasional, diarrea recidivante, meteorismo con alteraciones en la absorción del nitrógeno, grasas, vitamina A y producción de lactasas. Los síntomas generales incluyen anorexia, hiporexia, pérdida de peso, desnutrición y retardo del crecimiento. La bronquitis asmatiforme se manifiesta por tos seca o productiva, disnea, fiebre, datos de obstrucción pulmonar (sibilancias o roncus) y eosinofilia transitoria. En el síndrome de Löeffler la radiografía de tórax evidencia infiltrados interticiales migratorios que se manifiestan clínicamente como bronquitis. A nivel neurológico el sueño es intranquilo y hay irritabilidad. Síntomas alérgicos como urticaria, prurito nasal o anal. La Ascariasis también ha sido asociada con la disminución de la función cognitiva en niños de 7 a 18 años de edad (Scoot, 2008). Parte de los efectos negativos de la Ascariasis, también, son la mala absorción de vitamina A, proteínas y ciertos azúcares junto con la anorexia son inducidos por la infección, provocando el débil crecimiento de los niños infectados. Complicaciones Daño mecánico por obstrucción intestinal (un ovillo). La migración errática de los hA (por alcohol, fiebre elevada, medicamentos y sobrepoblación de helmintos), puede ocasionar ictericia obstructiva por oclusión del colédoco y pancreatitis por el conducto de Wirsung. Los hA pueden atravesar el intestino en sitios de baja resistencia como suturas quirúrgicas o en divertículos, causando peritonitis, apendicitis aguda, colecistitis y absceso hepático. Es frecuente la eliminación de parásitos adultos por el ano, nariz o boca. 185 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A4 Aplicaciones de la reacción tipo Fenton en fase heterogénea En las siguientes Tablas se resume la información identificada sobre la aplicación del reactivo de Fenton en fase heterogénea para la degradación de contaminantes disueltos en agua. Observese que en la Tabla A4.1 se enlistan los trabajos reportados para la degradación de soluciones fenólicas, en Tabla A4.2 para la degradación de colorantes, en la Tabla A4.3 para la degradación de combustibles, en la Tabla A4.4 para la degradación de fármacos, en la Tabla A4.5 para el tratamiento de aguas residuales y lixiviados, en la Tabla A4.6 para el tratamiento de pesticidas, en la Tabla A4.7 para el tratamiento de detergentes y solventes y en la Tabla A4.8 para el tratamiento de compuestos orgánicos. Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compu esto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Fenol Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Huu Phu et al. (2001) Fenol Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton y Foto-Fenton Kusic et al. (2006) Fenol Cu-Y-5 Reacción tipo Fenton Zrncevic y Gomzi (2005) Fenol Fe(III)-HY Foto-Fenton Noorjahan et al. (2005) Fenol Fe-MFI Reacción tipo Fenton Ovejero (2001b) Fenol Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Farjerwerg et al. (2000) Fenol Cu-ZSM5 Reacción tipo Fenton Valkaj et al. (2007) Fenol Al-Fe-PILC (Bentonita comercial) Reacción tipo Fenton Barrault et al. (2000a) Fenol Al-Cu-PILC (bentonita comercial) Al-Fe-PILC Reacción tipo Fenton Barrault et al. (2000b) Fenol Al- o Al-Fe-PILC (bentonita comercial) Reacción tipo Fenton Guélou et al. (2003) Fenol Al-Cu-, Al-Fe- y Fe-PILC (bentonita natural sódica y montmorilonita natural sódica) Reacción tipo Fenton Carriazo et al. (2003) Fenol Fe-PILC (Laponita) Foto-Fenton Iurascu et al. (2009) Fenol Fe-Al-PILC (beidelita sintética) Reacción tipo Fenton Catrinescu et al. (2003) Fenol Al-, Al-Fe- y Al-Ce-Fe-PILC (bentonita natural colombiana) Reacción tipo Fenton Carriazo et al. (2005a) PILC = arcilla pilareada 186 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) Compuest o Catalizador/Soporte Proceso Referencia Fenol Al-Fe-PILC Al-Ce-Fe-PILC (bentonita natural colombiana) Reacción tipo Fenton Carriazo et al. (2005b) Fenol Al-Fe-PILC (bentonita natural) Reacción tipo Fenton Sanabria et al. (2008) Fenol Fe-PILC Reacción tipo Fenton Platon et al. (2011) Fenol PVF-TiO2-FeOx Solar-Fenton Mazille et al. (2010a) Fenol Fe2O3-ZrO2 / Al2O3 Foto-Fenton Liu et al. (2012) Fenol Especies de Fe / Silica (amorfa, zeolitica y mesoestructurada) Foto-Fenton Martínez et al. (2007) Fenol Fe / AC Reacción tipo Fenton Rey et al. (2009) Fenol Fe/C Reacción tipo Fenton Zazo et al. (2006) Fenol Arreglos tipo cadenas de nanoparticulas de Ru Reacción tipo Fenton Lu et al. (2008) Fenol nanopartículas Fe2O3/ MCM41 Fe2O3/ SBA15 Reacción tipo Fenton Balu et al. (2010) Fenol Partículas de Fe0 Reacción tipo Fenton Segura et al. (2012) Fenol Fe/Ceria Reacción tipo Fenton Rossi et al. (2012) Soluciones fenólicas Fe-NaY, Fe-USY y Fe- ZSM5 Reacción tipo Fenton Ovejero et al. (2001a) Soluciones fenólicas Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Farjerwerg y Debellefontaine (1996) Soluciones fenólicas Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Farjerwerg et al. (1997) Polifenoles Cu-zeolita Cu-PILC (bentonita comercial) Reacción tipo Fenton Giordano et al. (2007) 4-Nitrofenol Fe(III)-PILC (Montmorilonita) Reacción tipo Fenton Chirchi y Ghorbel (2002) 4-nitrofenol Fe-ZSM5 FotoFenton Pulgarin et al. (1995) p-nitrofenol Nano-Fe3O4 Reacción tipo Fenton Sun y Lemley (2011) PILC = arcilla pilareada 187 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.1 Degradación catalítica de soluciones fenólicas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) p-nitrofenol Cenizas volantes Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2012b) Clorofenol Pd-Fe/alumina Reacción tipo Fenton Yalfani et al. (2011) 4-cloro-3-metil fenol Nano-Fe0 Reacción tipo Fenton Xu y Wang (2011) Fenoles clorados Fe-zeolita Beta Fe-zeolita 4A Reacción tipo Fenton Doocey et al. (2004) 2-Clorofenol -FeOOH (goetita) Reacción tipo Fenton Kwan y Voelker (2004) 2- Clorofenol Ferrihidrita, goetita y hematita Reacción tipo Fenton Huang et al. (2001) 2-Clorofenol Goethita Reacción tipo Fenton Lu et al. (2002) 2,4-diclorofenol Membranas de Fe- Nafion Foto-Fenton Sabhi y Kiwi (2001) Pentaclorofenol Ladrillo verde Reacción tipo Fenton Kone et al. (2011) Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Azul de metileno Fe0 / Fe3O4 Reacción tipo Fenton Costa et al. (2008) Azul de metileno Fe5(PO4)4(OH)3•2H2O Foto-Fenton Li et al. (2011) Azul de metileno Fe-PILC (montmorilonita natural) Foto-Fenton De León et al. (2008) Azul de metileno Fe/C Reacción tipo Fenton Zhou et al. (2011) Naranja II Fe3+ dopado en TiO2 y en bentonita Foto-Fenton Feng et al. (2004a) Naranja II Fe-nanocomposito basado en bentonita Foto-Fenton Feng et al. (2004b) Naranja II Membranas Fe-Nafion Foto-Fenton Fernandez et al. (1999) Naranja II Membranas de Fe- Nafion / fibra de vidrio Foto-Fenton Dhananjevan et al. (2001) Naranja II Fe / aerogel de C Co / aerogel de C Ni / aerogel de C Reacción tipo Fenton Duarte et al. (2009) Naranja II Hydroxyl-Fe-PILC (Bentonita) Foto-Fenton Chen y Zhu (2006) Naranja II Al-PILC impregnada con Fe (Saponita natural) Reacción tipo Fenton Ramírez et al. (2007a) PILC = arcilla pilareada 188 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) Naranja II Fe/C Reacción tipo Fenton Ramírez et al. (2007b) Naranja II Fe-zeolita Y Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011a) Naranja II Nanocomposito de Fe2O3 (hematita) y arcilla saponita RD (Fe2Si4O10) Foto-Fenton Feng et al. (2003) Naranja II Fe/Ceria Foto-Fenton Martínez et al. (2011) Naranja II Fe-Nanocomposito Nanopartículas de Fe y silicatos Foto-Fenton Feng et al. (2003a) Naranja II FeOOH-C Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011c) Naranja II Fe2(MoO4)3 Reacción tipo Fenton Tian et al. (2011) Naranja IV S2O8 2-/FexOy-CuOx Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011d) Naranja IV Membrana PVDF/Fe3+/Cu2+ Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011e) Naranja IV Membrana PVDF/Fe3+-TiO2 Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011f) Remazol brillante naranja 3C Fe(III)-zeolita natural Foto-Fenton Tekbas et al. (2008) Naranja G Nanopartículas bimetálicas Fe-Ni Reacción tipo Fenton Bokare et al. (2008) Amarillo 84 Fe-zeolita Y Reacción tipo Fenton Neamtu et al. (2004b) Amarillo G Fe-PILC (Bentonita natural) Foto-Fenton Chen y Zhu (2007) Rojo 1 Fe/caolin Reacción tipo Fenton Daud y Hameed, (2011) Metil rojo Cuarzo/ óxido de hierro (II) amorfo Cuarzo / maghemita, cuarzo / magnetita cuarzo / goetita Reacción tipo Fenton Hanna et al. (2008) PILC = arcilla pilareada 189 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.2 Degradación catalítica de colorantes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) Cango red Nanopartículas de Se Decoloración fotocatalítica Yang et al. (2008) Colorantes Azul bromofenol, azul cielo Chicago,Cu ftalocianina, eosina amarillenta, evans azul, naftol azul negro, fenol rojo, poly B-411, Naranja 16 FeO-Fe2O3 CoO-Fe2O3 CuO-Fe2O3 MnO-Fe2O3 Reacción tipo Fenton Baldrian et al. (2006) Indigo, azul 74 Fe-ZSM5 Foto-Fenton Kasiri et al. (2008) Azul brillante KN- R Fe-NaY y Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Chen et al. (2008) Violeta 7 Fe(III) inmovilizado sobre Al2O3 Foto-Fenton Muthuvel y Swaminathan (2008) Porción marina H- EXL Fe-zeolita Y Reacción tipo Fenton Neamtu et al. (2004a) Café ácido Mn-NaY Reacción tipo Fenton Aravindhan et al. (2006) Colorante X-3B Fe-PILC (Bentonita) AL-Fe-PILC Foto-Fenton Li et al. (2006) PILC = arcilla pilareada 190 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.3 Degradación catalítica de combustibles mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia 1,1- Dimetilhidrazina y etanol Fe-MFI Reacción tipo Fenton Kuznestsova et al. (2008) 1,1- Dimetilhidrazina Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Makhotkina et al. (2006) Nitrobenceno -FeOOH (goetita) Reacción tipo Fenton Kwan y Voelker (2004) 2, 4, 6-trinitrofenol y picrato de amonio Goetita Reacción tipo Fenton Liou y Lu (2008) 2, 4, 6- trinitrotolueno Ferrihidrita, hematita, goetita, lepidocrocita, magnetita y pirita Reacción tipo Fenton Matta et al. (2007) Suelo contaminado con petróleo (diesel y querosina) Goetita y magnetita Reacción tipo Fenton Kong et al. (1998) Hidrocarburons aromáticos y cloroetilenos Goetita Reacción tipo Fenton Yeh et al. (2008) Suelos contaminados con HC Magnetita Reacción tipo Fenton Usman et al. (2012) Hidrocarburos aromáticos Fe2O3 / Al2O3 Reacción tipo Fenton Monfared y Amouei, (2004) hidroquinona PVF-TiO2-FeOx Foto-Fenton Mazille et al. (2009) Hidroquinona FeOx / PVF FeOx / PE FeOx / PET Foto-Fenton Mazille et al. (2010b) Hidroquinona Telas de alumino- borosilicato con Fe Foto-Fenton Moncayo-Lasso et al. (2008) MTBE Fe-ZSM5 Fe-Beta Reacción tipo Fenton González-Olmos et al. (2009) 2,4-xilidina zeolita Y con Fe(bpi)3 2+ (bpi= 2,2’-bipiridina) encapsulada y nanopartículas de TiO2 Foto-Fenton Bossmann et al. (2002) 2,4-xilidina Ru(II)-tris- bipiridina/TiO2/zeolita Y Foto-Fenton Bossman et al. (2009) 2,4-xilidina Fe(III)-zeolita Y Reacción tipo Fenton Rios-Enríquez et al. (2004) 191 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.3 Degradación catalítica de combustibles mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Etanol Mn3O4/SBA-15 Reacción tipo Fenton Han et al. (2007) Etanol Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Kuznetsova et al. (2004) ciclohexano Complejos de hierro- ftalocianina en zeolitas NaY, en carbón activado, en alúmina, en montmorilonita Reacción tipo Fenton Langhendries et al. (1999) Tabla A4.4 Degradación catalítica de fármacos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Ciprofloxacin (fluoroquinolones) Fe- PILC (laponita) Foto-Fenton Bobu et al. (2008) Resorcinol FeOx / PE Foto-Fenton González- Bahamón et al. (2011) Rhodamine 6G CuFeZSM5 Reacción tipo Fenton Dükkanci et al. (2010) Butaclor Nanopartículas inmovilizadas de TiO2 Fotocatálisis en solución acuosa Mahmoodi et al. (2007) norfloxacin Nano-Fe3O4 Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2011b) Rodamina B Nano-BiFeO3 Reacción tipo Fenton Yang et al. (2011) Rodamina B Nano-BiFeO3 Reacción tipo Fenton Luo et al. (2010) 192 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.5 Tratamiento de aguas residuales y lixiviados mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Agua residual de la industria agroalimentaria Cu-PILC (bentonita comercial) Reacción tipo Fenton Caudo et al. (2008) agua residual cruda de una industria textil Fe3+, Co2+, Ni2+, Cu2+ / fibras de PAN Reacción tipo Fenton Ishtchenko et al., (2003) Lixiviados municipales Al/Fe-montmorillonita pilareada Reacción tipo Fenton c Agua residual de la industria de detergentes Fe-Ce-O Reacción tipo Fenton Martins et al. (2011) Tabla A4.6 Tratamiento de pesticidas mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Atrazina Ferrihidrita Reacción tipo Fenton Barreiro et al. (2007) ácido nalidixico y mezcla de pesticidas PVF-TiO2-FeOx Solar-Fenton Mazille et al. (2010a) Pesticida: Metalaxil, acetofenona, propanodiol, 2- heptanona y ácido dodecilbenceno Nano-Bi-goethita- hematita Foto-Fenton Gajovic et al. (2011) Tabla A4.7 Tratamiento de detergentes y solventes mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Dimetil sulfoxide Goetita Reacción tipo Fenton Wu et al. (2006) sulfonato de sodio dodecil benceno (SDBS) Fe2O3 / atapulgita (ATP) Reacción tipo Fenton Zhang et al. (2012a) NPE-10 Au-dopado en nano- TiO2 Foto-degradación Du et al. (2008) ciclohexeno Fe-ZSM5 y Fe-Beta Reacción tipo Fenton González-Olmos et al. (2011) 193 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A4.8 Tratamiento de compuestos orgánicos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Ácidos carboxílicos Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Centi et al. (2000) Ácido acético Cu-NaY Reacción tipo Fenton Larachi et al. (1998) Acido fórmico -FeOOH (goetita) Reacción tipo Fenton Kwan y Voelker (2004) Ácido fórmico Nitrobenceno -FeOOH (goetita) Reacción tipo Fenton Kwan y Voelker (2004) Ácido maleico Fe3+/PAN Reacción tipo Fenton Chi et al. (2011) Ácido Benzóico FeOx / SBA-15 Foto-Fenton Pariente et al. (2008) Acido Benzoico -FeOOH Reacción tipo Fenton Chou y Huang (1999) Ácido 3,4- dihidroxibenzoico Goetita Reacción tipo Fenton Andreozzi et al. (2002a) Ác. p-cuomaric y ác. p- hidroxibenzoico Cu-PILC Fe-PILC (bentonita comercial) Reacción tipo Fenton Caudo et al. (2007) Substratos aromáticos Goetita Reacción tipo Fenton Andreozzi et al. (2002b) Tabla A4.9 Tratamiento de compuestos orgánicos mediante procesos tipo Fenton en fase heterogénea (continuación) Compuesto Catalizador/Soporte Proceso Referencia Benceno Cu-Al-PILC V-Al-PILC Fe-Al-PILC (montmorilonita natural sódica) Reacción tipo Fenton Pan et al. (2008) DMP Fe0, -Fe2O3 Foto-Fenton Nie et al. (2008) alcohol polivinilico Fe-zeolita Y Foto-Fenton Bossmann et al. (2001) celulosa Mn/ZSM5 Reacción tipo Fenton Chen et al. (2011) lignina Fe-ZSM5 Reacción tipo Fenton Makhotkina et al. (2008) Kiwi y colaboradores publicaron interesantes reportes sobre el tratamiento de aguas residuales de la industria textil por Fenton y reacción de Fenton fotoasistida (Balanosky et al., 1998ª, 1998b, 1999, 2000); Herrera et al., 2000). 194 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A5 Especies de Hierro Tabla A5.1 Oxihidróxidos, hidróxidos y óxidos de hierro Oxihidróxidos e hidroxidos Óxidos Fórmula Mineral Fórmula Mineral -FeOOH Goethita Fe3O4 Magnetita -FeOOH Lepidocrocita -Fe2O3 Hematita -FeOOH Akaganeita -Fe2O3 Maghemita -FeOOH Sintético -Fe2O3 Sintético ’-FeOOH Feroxihita -Fe2O3 -FeOOH Alta presión FeO Wustita Fe5HO8-4H2O Ferrihidrita Fe(OH)3 Bernalita Fe(OH)2 Sintético Sánchez, 2006 Los óxidos metálicos mixtos que contienen Fe+3, están compuestos casi invariablemente por ordenaciones compactas de átomos de oxígeno, con Fe+3 en los intersticios. En la mayoría de los casos el hierro se encuentra en estado trivalente. Estos compuestos consisten en empaquetamientos compactos de arreglos de aniones, donde el empaquetamiento hexagonal compacto, hcp, por sus siglas en inglés (hexagonal close parking); y el empaquetamiento cúbico compacto, ccp, por sus siglas en inglés (cubil close parking), son los más frecuentes. Generalmente en sus estructuras cristalinas se forman vacancias octaédricas y tetraédricas que parcialmente se encuentran ocupadas por Fe trivalente o divalente. Varios de estos compuestos difieren principalmente en la forma en la cual las unidades estructurales básicas son acomodadas en el espacio. Hematita, -Fe2O3. Es el mineral de Fe más antiguo conocido ampliamente distribuido en suelos y rocas. Su color es rojo, se encuentra finamente dividido y negro o gris reluciente si es un producto toscamente cristalino. La hematita tiene una estructura tipo corindum la cual se basa en un empaquetamiento aniónico hcp. Como la gohetita, la hematita es extremadamente estable y es frecuentemente el miembro final de transformaciones de otros óxidos. Este es un importante pigmento, un valioso mineral y un importante constituyente de las rutas de transformación del hierro. Magnetita, Fe3O4. Mineral ferrimagnético que contiene tanto Fe2+ como Fe3+, dentro de su estructura cristalina. Presenta una estructura tipo espinela inversa. 195 Doctorado en Ingeniería Ambiental Maghemita, -Fe2O3. Mineral ferrimagnético, isoestructural a la magnetita, pero con deficiencia de sitios catiónicos. Este compuesto se produce en suelos como resultado de la erosión de magnetita y como el producto del calentamiento de otros óxidos de hierro en la presencia de materia orgánica. La maghemita y la magnetita tienen una estructura cúbica donde 1/3 de los intersticios son tetraédricamente coordinados con oxígeno y 2/3 son octaédricamente coordinados. En la magnetita ambas posiciones están llenas con iones de Fe. La magnetita es una espinela invertida, esto quiere decir, que posee posiciones tetraedrales completamente ocupadas con Fe3+, y algunas octaédricas por iguales cantidades de Fe3+ y Fe2+, en esta misma estructura, en la maghemita sólo 5/6 de los sitios totales disponibles se encuentran ocupados por Fe3+ únicamente, los sitios restantes están vacantes. -Fe2O3 y -Fe2O3. Son compuestos raros que sólo se han sintetizado en el laboratorio. El primero ha sido obtenido por deshidroxilación de -FeOOH a 170ºC bajo alto vacío y el segundo por reacción de una disolución alcalina de ferrocianuro de potasio con hipoclorito de sodio. Wustita, FeO. Óxido de hierro negro, que contiene sólo Fe2+. Con una estructura similar a la sal de roca y está basada en un arreglo aniónico ccp. Este compuesto es un importante intermediario en la reducción de minerales de hierro. 196 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A5.2 Propiedades Generales de los principales compuestos de hierro (Sanchez, 2006) Gohetita Lepidocrocita Akaganetita Feroxihita Ferrihidrita Hematita Magnetita Maghemita Wustita Sistema cristalino Ortorrómbico Ortorrómbico Tetragonal (monoclínico) Hexagonal Hexagonal Trigonal Cúbico Cúbico o tetragonal Cúbico Dimensiones de celda (nm) a = 0.4608 b = 0.9956 c = 0.30215 a = 0.388 b = 1.254 c = 0.307 a = 1.000 b = 0.3023 c = 1.0513 a = 0.293 b= 0.460 a = 0.508 b = 0.9460 a=0.50340 b= 1.3752 a = 0.839 a = 0.834 a=0.4302 – 0.4275 unidades fórmula por celda unitaria, Z 4 4 8 2 4 6 8 8 4 Densidad (g/cm3) 4.26 4.09 3.56 4.20 3.96 5.26 5.18 4.87 5.9 – 5.99 Vacancias octaédricas ocupadas 1/2 1/2 1/2 1/2 < 2/3 2/3 - - - Color Amarillo café Naranja Amarillo café Rojo café Rojo café Rojo Negro Rojizo café Negro Tipo de magnetismo Antiferromag. Antiferromag. Antiferromag. Ferrimag Esperomag. Débilmente Ferromag. o antiferromag Ferrimag Ferrimag Antiferromag Néel (curie) temperatura (K) 400 77 290 440 - 460 25 - 225 956 850 820 - 986 230 – 211 Energía libre estándar de formación ΔG0 (KJ / mol) -488.6 -477.7 -752.7 No conocido - 699 - 742.7 - 1012.6 - 711.1 - 251 Producto de solubilidad (pFe + 3pOH) 40 - 44 42 38.4 No conocido 38.0 – 39.5 42.2 – 43.3 35.7 40.4 No conocido 197 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A6 Metodología para el diseño de experimentos La Metodología de Diseño Experimental (o por sus siglas en inglés EDM) está basado en métodos multivariables donde los valores de las variables independientes (ejem. Condiciones de proceso) son modificadas de una manera sistemática. EDM provee la manera de construir un modelo estadísticamente significante de un fenómeno para llevar a cabo una serie con el mínimo de experimentos adecuadamente distribuidos en la región experimental. Un gran número de diseños experimentales (matrices) adaptados a varios tipos de problemas están disponibles – diseños completos y factorial fraccional, matrices central compuestas, y arreglos uniformes Doehlert, por citar sólo algunos. En estos diseños, la respuesta experimental de interés (variable dependiente y; p. ejem. la tasa de degradación, los contenidos de contaminante y/o TOC a un tiempo de irradiación determinado, constantes de reacción aparentes, la evolución del CO2, etc) son generalmente representadas como una función de las variables independientes normalizadas xi (p. ejem. Concentraciones de peroxido de hidrogeno y sal de hierro, temperatura, etc) usando un modelo polinomial [y=f(xi)]. El mínimo cuadrado estimado de los coeficientes del modelo son calculados por la regresión multilineal de los valores de la respuesta y para la serie de experimentos incluidos en la matriz experimental escogida. El modelo resultante para cada respuesta dada permite dibujar la grafica de líneas de contorno (líneas o curvas de valores de respuesta constante), y una vez que la validez del modelo ha sido probada, los valores de la respuesta en cualquier punto en la región experimental de interés puede ser predicho (metodología de superficie respuesta; Khuri and Cornell, 1987) La metodología de diseño experimental ha sido recientemente aplicada por pocos autores al tratamiento de aguas por reactivo de Fenton. Oliveros y colaboradores usaron arreglos uniformes de Doehlert para investigar la remoción foto-Fenton de xiledinas (metil anilinas) y TOC en aguas residuales ambos a nivel laboratorio (Oliveros et al., 2000) y escala planta piloto (Oliveros et al., 1997ª, 1997b). En el estudio de laboratorio, el efecto de la temperatura y las concentraciones de los reactivos (sales de Fe(II) o Fe (III), H2O2) sobre la degradación de 2,4-xiledina por la reacción de foto-Fenton fue estudiada. Los datos experimentales fueron obtenidos desarrollando las series de diseño de experimentos de un arreglo uniforme de Doehlert para 3 variables (13 experimentos). El análisis se hizo usando una constante de reacción de pseudo-primer orden (y = kap) para la 2,4-xiledina que representa la eficiencia de la degradación. En los intervalos estudiados, la constante de reacción kap incrementa con al subir la concentración de Fe(III) y la temperatura, independientemente de la concentración de peróxido, pero el incremento de kap alcanza una meseta por encima de cierta concentración de peróxido. Estas observaciones son la base para elegir las condiciones óptimas de operación. En este caso, las conclusiones del mecanismo podrían ser esbozadas: para bajas concentraciones de peróxido (20 mmol/L), el paso limitante es la reducción fotoquímica del Fe(III) a Fe(II) (kap sensible a la concentración de Fe (III) pero fuertemente afectada por la temperatura), mientras que a relativamente a altas concentraciones de peroxido (60-70 mmol/L), las reacciones térmicas controlan predominantemente la tasa de degradación (kap generalmente depende de la temperatura). Büyüksönmez et al. (1999) investigaron la optimización simultánea de la mineralización química y biológica de percloroetileno (PCE) por un reactivo de Fenton modificado en presencia de microorganismos. Los autores usaron un diseño central compuesto de cuatro variables 198 Doctorado en Ingeniería Ambiental (concentraciones de PCE, H2O2, Fe2+, y células). Las líneas de contorno de la superficie de respuesta para la mineralización de PCE muestran que la concentración de PCE no tuvo un efecto significante sobre la mineralización dentro de los límites de prueba de la region experimental, y que las reacciones simultáneas químicas y biológicas incrementan la amplitud de la mineralización. Tamizado de variables (Screening of variables) Numerosas variables pueden afectar la respuesta de un sistema estudiado, y es prácticamente imposible identificar y controlar las contribuciones de cada una. Sobre todo porque hay que recordar que al inicio de la investigación el investigador generalmente no conoce la función a la que se ajustan los datos experimentales. Por lo tanto, es necesario seleccionar las variables con mayor efecto. Los diseños experimentales de tamizado son útiles para determinar las diversas variables experimentales y sus interacciones que presentan mayores efectos estadísticos significativos. Los diseños factoriales de dos niveles, completos o fraccionales, pueden ser usados para este objetivo principalmente porque son económicos y eficientes (Almeida et al., 2008). Los diseños factoriales a dos niveles estiman además de los efectos principales, las interacciones, con una precisión máxima. La significación o importancia de los efectos puede ser determinada con base en la estimación de la varianza obtenida a base de réplicas (cuando se dispone de ellas) o haciendo un gráfico de los efectos en papel probabilístico normal. Es posible realizar un cálculo rápido de los efectos utilizando el algoritmo de Yates. Los diseños se pueden dividir en bloques asociando efectos, que se suponen de poca importancia, con diferencias entre bloques (Box et al., 1988). Los diseños factoriales facilitan el descubrimiento de similitudes y simplificaciones y así ayudan en el proceso de construcción de modelos. Estos diseños también proporcionan estimaciones, con el mínimo de contaminación por error experimental posible, de los “efectos” de los cambios. Estos diseños son importantes por varias razones, algunas de ellas son:  Requieren relativamente pocos experimentos elementales por cada factor, y a pesar de que no permiten explorar exhaustivamente una amplia región del espacio de los factores, pueden indicar tendencias y así determinar una dirección prometedora para futuros experimentos.  Se pueden aumentar de modo apropiado y sencillo para formar diseños compuestos para una exploración más completa.  Estos diseños son frecuentemente de gran utilidad en los primeros momentos de una investigación, donde suele ser aconsejable estudiar en un primer intento un gran número de variables superficialmente en lugar de estudiar intensamente un pequeño número (que puede o no incluir las variables importantes). El número de experimentos elementales que requiere un diseño factorial 2k completo aumenta geométricamente al crecer k. Afortunadamente, resulta que cuando k es grande la información deseada se puede obtener, casi siempre, realizando sólo una fracción del diseño factorial completo. En los diseños factoriales 2k frecuentemente hay redundancia en la estimación. Muchas de las interacciones de orden superior pueden ser despreciables y algunos de los factores pueden carecer de efectos apreciables. La utilización de diseños factoriales fraccionales puede entonces reducir el esfuerzo experimental. En general, el aumento del grado de fraccionamiento reduce la resolución y aumenta la confusión entre los efectos de varios órdenes. Los diseños fraccionales se pueden utilizar como bloques para construir otros diseños en el proceso iterativo 199 Doctorado en Ingeniería Ambiental de la experimentación. Con esta evolución los diseños pueden aumentarse para resolver las ambigüedades del paso anterior. La Figura A6-1 ejemplifica gráficamente este tipo de diseño para el caso de R3 (3 variables). Con este tipo de diseños se evalúan los vértices de un cubo, aunque se desconoce la respuesta en el interior del cubo. Figura A6.1 Diseño 2k para el tamizado de variables con tres factores experimentales cada uno con dos niveles Teoría de la optimización de procesos La optimización se refiere a mejorar el desarrollo de un sistema o proceso a fin de obtener el máximo beneficio. El término de optimización ha sido comúnmente usado en ingeniería como el significado de descubrir las condiciones que aplicadas al proceso se obtiene la mejor respuesta posible. Tradicionalmente, la optimización en ingeniería química se ha realizado monitoreando la influencia de un factor a la vez sobre una respuesta experimental. Este método consiste en que mientras un sólo parámetro es cambiado, los otros permanecen constantes. Esta técnica de optimización es llamada: una variable a la vez, su mayor desventaja es que no incluye los efectos de las interacciones de las variables estudiadas. Como consecuencia, esta técnica no describe completamente los efectos de los factores sobre la variable de respuesta. Otra desventaja de la optimización de una variable a la vez es el incremento en el número de experimentos necesarios, lo cual se refleja en un incremento de tiempo así como también en el incremento en el consumo de reactivos y materiales. Con el fin de resolver este problema, los métodos de optimización se han desarrollado usando técnicas estadísticas de multivariables. La técnica más relevante es la Metodología de Superficie de Respuesta (RSM, por sus siglas en inglés). RSM fue desarrollada por Box y colaboradores en los años 50’s. Consiste de una colección de técnicas estadísticas y matemáticas basada en el 200 Doctorado en Ingeniería Ambiental ajuste de una ecuación polinomial a datos experimentales obtenidos con un diseño experimental, el cual puede describir el desarrollo de un conjunto de datos con el objetivo de hacer previsiones estadísticas. Esta metodología se puede aplicar cuando una variable de respuesta o un conjunto de variables de respuesta de interés son influenciadas por diversos factores. El objetivo es optimizar simultáneamente los valores de estas variables para obtener el mejor desempeño del sistema (Almeida et al., 2008). En la Figura A6-2 se muestra la representación de este tipo de diseño para el caso de tres variables de optimización. Este tipo de diseño evalúa, mediante una estrella insertada en el cubo, el comportamiento de la variable de respuesta en otros puntos del cubo diferentes a los vértices. Figura A6.2 Diseño central compuesto centrado en las caras para la optimización con tres factores (● puntos del diseño factorial, ○ puntos axiales y □ punto central) Los pasos a seguir para la aplicación de la Metodología de Superficie de Respuesta son: 3. La selección de las variables independientes de mayor influencia sobre el sistema determinado mediante estudios de Tamizado de variables y la delimitación de la región experimental. 4. La selección del diseño experimental y la realización de los experimentos de acuerdo a la matriz experimental calculada. 5. El tratamiento estadístico de los valores experimentales obtenidos. 6. La evaluación para el ajuste de los modelos. 7. En caso de superficies planas, verificación de la posibilidad de un desplazamiento en dirección hacia la región óptima. 8. Cálculo de los valores óptimos para cada variable estudiada. 201 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A7 Matriz de experimentos Tabla A7.1 Matriz de experimentos del tamizado de variables del sistema FeOx/C con H2O2. exp FACTOR % Fe (peso) Dosis H2O2 (mg/L) Relación Fe/H2O2 (m/m) pH T calc (°C) t calc (min) t reacción (min) % de Fe soportado % de inactivación A B C D E F G Bloque 1 (n=3) Bloque 1 Bloque 2 1 1 1 -1 -1 1 1 -1 4.50 213.36 0.067 3.0 232 213.2 79.5 3.614 ± 0.094 33.34 46.93 2 1 -1 -1 1 -1 1 1 4.50 61.64 0.067 7.0 103 213.2 160.5 3.714 ± 0.114 77.03 74.71 3 1 -1 -1 -1 1 -1 1 4.50 61.64 0.067 3.0 232 26.76 160.5 3.953 ± 0.113 80.82 76.51 4 1 -1 -1 -1 -1 -1 -1 4.50 61.64 0.067 3.0 103 26.76 79.5 3.454 ± 0.030 63.72 59.18 5 1 -1 1 1 1 -1 -1 4.50 61.64 0.335 7.0 232 26.76 79.5 3.953 ± 0.113 31.77 24.43 6 -1 1 -1 -1 -1 -1 -1 1.00 213.36 0.067 3.0 103 26.76 79.5 1.066 ± 0.093 58.3 52.38 7 1 -1 -1 1 1 1 -1 4.50 61.64 0.067 7.0 232 213.2 79.5 3.614 ± 0.094 50.01 43.69 8 -1 -1 -1 -1 -1 1 1 1.00 61.64 0.067 3.0 103 213.2 160.5 0.923 ± 0.058 59.3 38.82 9 -1 1 1 -1 -1 1 -1 1.00 213.36 0.335 3.0 103 213.2 79.5 0.923 ± 0.058 52.43 47.92 10 1 -1 1 -1 1 1 1 4.50 61.64 0.335 3.0 232 213.2 160.5 3.614 ± 0.094 60.1 50.66 11 -1 -1 1 1 1 1 1 1.00 61.64 0.335 7.0 232 213.2 160.5 1.084 ± 0.097 61.01 65.88 12 -1 -1 -1 1 1 -1 1 1.00 61.64 0.067 7.0 232 26.76 160.5 1.126 ± 0.391 55.63 36.94 13 1 -1 1 1 -1 -1 1 4.50 61.64 0.335 7.0 103 26.76 160.5 3.454 ± 0.030 46.24 ----- 14 -1 1 1 -1 1 1 1 1.00 213.36 0.335 3.0 232 213.2 160.5 1.084 ± 0.097 72.99 72.99 15 -1 -1 -1 1 -1 -1 -1 1.00 61.64 0.067 7.0 103 26.76 79.5 1.066 ± 0.093 33.04 31.14 16 -1 1 1 1 -1 -1 1 1.00 213.36 0.335 7.0 103 26.76 160.5 1.066 ± 0.093 80.85 80.85 17 1 1 1 -1 -1 -1 1 4.50 213.36 0.335 3.0 103 26.76 160.5 3.454 ± 0.030 28.65 18.12 18 1 1 -1 1 1 -1 1 4.50 213.36 0.067 7.0 232 26.76 160.5 3.953 ± 0.113 17.01 15.86 19 -1 -1 1 1 -1 1 -1 1.00 61.64 0.335 7.0 103 213.2 79.5 0.923 ± 0.058 38.06 40.35 20 1 1 1 1 -1 1 -1 4.50 213.36 0.335 7.0 103 213.2 79.5 3.714 ± 0.114 59.5 71.27 21 1 1 -1 1 -1 -1 -1 4.50 213.36 0.067 7.0 103 26.76 79.5 3.454 ± 0.030 67.63 60.66 22 -1 1 1 1 1 -1 -1 1.00 213.36 0.335 7.0 232 26.76 79.5 1.126 ± 0.391 79.49 79.49 23 1 1 1 1 1 1 1 4.50 213.36 0.335 7.0 232 213.2 160.5 3.614 ± 0.094 78.8 73.89 202 Doctorado en Ingeniería Ambiental 24 -1 1 -1 -1 1 -1 1 1.00 213.36 0.067 3.0 232 26.76 160.5 1.126 ± 0.391 76.38 78.07 25 1 -1 1 -1 -1 1 -1 4.50 61.64 0.335 3.0 103 213.2 79.5 3.714 ± 0.114 72.81 77.47 26 -1 -1 1 -1 1 -1 -1 1.00 61.64 0.335 3.0 232 26.76 79.5 1.126 ± 0.391 37.97 34.30 27 -1 1 -1 1 -1 1 1 1.00 213.36 0.067 7.0 103 213.2 160.5 0.923 ± 0.058 35.49 37.97 28 1 1 1 -1 1 -1 -1 4.50 213.36 0.335 3.0 232 26.76 79.5 3.953 ± 0.113 42.77 46.24 29 -1 -1 1 -1 -1 -1 1 1.00 61.64 0.335 3.0 103 26.76 160.5 1.066 ± 0.093 39.86 39.86 30 -1 -1 -1 -1 1 1 -1 1.00 61.64 0.067 3.0 232 213.2 79.5 1.084 ± 0.097 62.50 54.71 31 1 1 -1 -1 -1 1 1 4.50 213.36 0.067 3.0 103 213.2 160.5 3.714 ± 0.114 39.80 49.22 32 -1 1 -1 1 1 1 -1 1.00 213.36 0.067 7.0 232 213.2 79.5 1.084 ± 0.097 56.91 62.25 203 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A7.3 Matriz de experimentos del tamizado de variables del sistema Fe-ZSM5 con H2O2. exp FACTOR Fe/Al (mol/mol) Dosis H2O2 (mg/L) Relación Fe/H2O2 (m/m) pH inter T calc (°C) t calc (h) t inter (min) t reac (min) % de Fe soportado % de inactivación A B C D E F G H Bloque 1 (n=3) Bloque 1 Bloque 2 1 1 1 -1 1 1 -1 1 -1 0.82 21.34 0.07 5.81 530.29 2.80 145.15 79.50 1.101 ± 0.05 52.14 43.59 2 -1 -1 1 -1 -1 1 -1 -1 0.28 6.16 0.34 2.19 319.70 5.20 39.85 79.50 0.205 ± 0.05 62.18 66.61 3 1 -1 1 -1 -1 -1 1 -1 0.82 6.16 0.34 2.19 319.70 2.80 145.15 79.50 0.673 ± 0.02 48.90 53.65 4 -1 1 -1 -1 -1 1 1 -1 0.28 21.34 0.07 2.19 319.70 5.20 145.15 79.50 0.357 ± 0.03 65.34 69.60 5 1 1 -1 -1 1 -1 -1 1 0.82 21.34 0.07 2.19 530.29 2.80 39.85 160.50 0.758 ± 0.30 44.34 46.77 6 1 1 1 1 -1 1 1 -1 0.82 21.34 0.34 5.81 319.70 5.20 145.15 79.50 1.061 ± 0.01 68.46 68.13 7 1 -1 1 1 -1 -1 -1 1 0.82 6.16 0.34 5.81 319.70 2.80 39.85 160.50 0.423 ± 0.03 51.59 56.88 8 1 1 -1 1 -1 -1 1 1 0.82 21.34 0.07 5.81 319.70 2.80 145.15 160.50 0.674 ± 0.12 51.16 57.99 9 1 -1 1 1 1 -1 -1 -1 0.82 6.16 0.34 5.81 530.29 2.80 39.85 79.50 0.271 ± 0.02 65.69 68.21 10 -1 1 -1 -1 1 1 1 1 0.28 21.34 0.07 2.19 530.29 5.20 145.15 160.50 0.189 ± 0.00 64.58 67.91 11 1 -1 -1 -1 -1 1 1 1 0.82 6.16 0.07 2.19 319.70 5.20 145.15 160.50 0.399 ± 0.14 65.89 70.00 12 1 -1 -1 -1 1 1 1 -1 0.82 6.16 0.07 2.19 530.29 5.20 145.15 79.50 0.220 ± 0.02 59.89 52.97 13 -1 -1 1 1 1 1 1 -1 0.28 6.16 0.34 5.81 530.29 5.20 145.15 79.50 0.680 ± 0.00 65.99 61.31 14 -1 1 1 -1 -1 -1 1 1 0.28 21.34 0.34 2.19 319.70 2.80 145.15 160.50 0.363 ± 0.01 80.47 79.46 15 1 -1 -1 1 -1 1 -1 -1 0.82 6.16 0.07 5.81 319.70 5.20 39.85 79.50 0.551 ± 0.07 49.21 46.62 16 -1 1 1 1 1 -1 -1 1 0.28 21.34 0.34 5.81 530.29 2.80 39.85 160.50 0.571 ± 0.00 70.81 72.42 17 -1 1 1 -1 1 -1 1 -1 0.28 21.34 0.34 2.19 530.29 2.80 145.15 79.50 0.346 ± 0.00 75.24 76.79 18 -1 -1 -1 1 -1 -1 1 -1 0.28 6.16 0.07 5.81 319.70 2.80 145.15 79.50 0.645 ± 0.00 42.71 49.54 19 -1 1 -1 1 1 1 -1 -1 0.28 21.34 0.07 5.81 530.29 5.20 39.85 79.50 0.343 ± 0.02 72.93 74.76 20 1 1 1 -1 -1 1 -1 1 0.82 21.34 0.34 2.19 319.70 5.20 39.85 160.50 0.343 ± 0.05 74.91 81.05 21 -1 -1 1 -1 1 1 -1 1 0.28 6.16 0.34 2.19 530.29 5.20 39.85 160.50 0.264 ± 0.05 77.13 81.05 22 -1 -1 1 1 -1 1 1 1 0.28 6.16 0.34 5.81 319.70 5.20 145.15 160.50 0.680 ± 0.03 69.48 70.13 23 1 1 1 -1 1 1 -1 -1 0.82 21.34 0.34 2.19 530.29 5.20 39.85 79.50 0.475 ± 0.27 75.08 81.92 24 1 1 -1 -1 -1 -1 -1 -1 0.82 21.34 0.07 2.19 319.70 2.80 39.85 79.50 0.305 ± 0.04 79.40 70.65 204 Doctorado en Ingeniería Ambiental 25 -1 1 -1 1 -1 1 -1 1 0.28 21.34 0.07 5.81 319.70 5.20 39.85 160.50 0.568 ± 0.00 71.61 77.29 26 -1 -1 -1 1 1 -1 1 1 0.28 6.16 0.07 5.81 530.29 2.80 145.15 160.50 0.612 ± 0.09 67.26 63.12 27 1 -1 -1 1 1 1 -1 1 0.82 6.16 0.07 5.81 530.29 5.20 39.85 160.50 0.451 ± 0.02 71.78 76.29 28 1 -1 1 -1 1 -1 1 1 0.82 6.16 0.34 2.19 530.29 2.80 145.15 160.50 0.624 ± 0.04 76.25 79.49 29 -1 -1 -1 -1 -1 -1 -1 1 0.28 6.16 0.07 2.19 319.70 2.80 39.85 160.50 0.193 ± 0.03 81.02 80.97 30 1 1 1 1 1 1 1 1 0.82 21.34 0.34 5.81 530.29 5.20 145.15 160.50 0.940 ± 0.14 86.17 87.76 31 -1 1 1 1 -1 -1 -1 -1 0.28 21.34 0.34 5.81 319.70 2.80 39.85 79.50 0.466 ± 0.02 84.97 83.58 32 -1 -1 -1 -1 1 -1 -1 -1 0.28 6.16 0.07 2.19 530.29 2.80 39.85 79.50 0.217 ± 0.03 77.73 80.51 205 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A8 Desarrollo de una nueva técnica de síntesis de nanocatalizadores de FeOx/C Para desarrollar el nuevo método de síntesis, en primer lugar se hicieron pruebas preliminares que consistieron de tres catalizadores sintetizados por impregnación incipiente. El soporte utilizado en la síntesis de los catalizadores fue carbón activado (951.83 m2/g, Vp = 0.469 cm3/g) de origen mineral (LQ 1000, Carbochem Co.). Primeramente se le dio un pretratamiento al soporte para lo cual se tamizaron dos tamaños de grano de carbón; el primero, entre 150 y 290 m y el segundo entre 297 y 590 m después se lavó tres veces con agua destilada y se secó a temperatura ambiente, el agua remanente se evaporó a 40°C con flujo de N2. La nueva técnica se basa en el método de impregnación incipiente utilizando Fe(NO3)3 •9H2O (99%, Merck) como fuente de hierro en la síntesis de los catalizadores. Para la solución impregnante se comparó entre utilizar agua o alcohol isopropílico como solvente; ya que el alcohol tiene la ventaja de que ayuda a mantener los iones aislados inhibiendo su agrupación por impedimentos estéricos. Se disolvió la sal de hierro en alcohol isopropílico grado HPLC (Burdick and Jackson) y con una jeringa se adicionó la solución por goteo al carbón activado moviéndolo constantemente para homogenizar el sólido. Para mejorar la dispersión y fragmentación de las partículas soportadas, se probó un postratamiento con ultrasonido después de la impregnación, ya que se ha reportado en la literatura como otro método de obtención de nanopartículas (Zhu y Zhang, 2008; Ma et al., 2008, Du et al., 2008; Wei y Chang, 2008; Nagao et al., 2007; Hao et al., 2006; Kuo et al., 2004; Lee et al., 2003). Se probaron dos tiempos (30 y 60 minutos) en baño de ultrasonido (Bransonic 2510R-MT, de 100W y 42 kHz ± 6%). La Tabla A8.1 muestra las condiciones de síntesis de cada prueba. Debido a que el carbón es de origen mineral, contiene restos de diversos minerales que interfieren en la respuesta del hierro en las pruebas de caracterización, por lo que a manera de comparación, se sintetizó una tercera muestra usando g-Alúmina como soporte. Tabla A8.1. Parámetros de la síntesis Muestra Tamaño de grano (m) % Fe solvente soporte tiempo de ultrasonido (min) P1 [150-290] 1% H2O carbón 60 P2 [297-590] 5% alcohol isopropílico carbón 30 P3 106 5% alcohol isopropílico -Al2O3 30 206 Doctorado en Ingeniería Ambiental Por último, las muestras se calcinaron a 85°C (temperatura de descomposición del alcohol isopropílico) durante 40 minutos con 30 cm3/min de N2, en un equipo multitareas RIG-100 /ISRI. Para el caso de la pruebas P2 y P3 se monitoreó la descomposición de la sal precursora con un espectrómetro de masas (Marca Hyden Lt a 8x10-6 torr de presión en la cámara de análisis), para identificar los gases desorbidos. En la Figura A8.1 se presenta el espectro de masas de la prueba P2 en la cual se observa que la descomposición del nitrato soportado se inició con el suministro de energía a la muestra, alcanzando el máximo en la emisión de NO y NO2, en 54ºC aproximadamente, sin emisión de O2. La emisión de CO2 comenzó 10 minutos después de que se alcanzara la temperatura de 85ºC (punto de ebullición del alcohol isopropílico) y continuó hasta que terminó el experimento. El experimento se terminó cuando finalizó la emisión de NO, sin embargo, continuaba saliendo CO2. Durante el experimento no se detectaron emisiones de CO, lo que sugiere que la combustión del alcohol isopropílico fue completa. El patrón de desorción de NO sugiere la existencia de al menos dos especies soportadas. 0 5 10-9 1 10-8 1.5 10-8 2 10-8 2.5 10-8 0 2 10-9 4 10-9 6 10-9 8 10-9 1 10-8 0 10 20 30 40 50 60 P (to rr) P (torr) CO , CO 2 y NO 2 Tiempo (minutos) NO NO2 O2 CO2 CO 85ºC Figura A8.1 Espectro de masas de la prueba P2 (8 * 10-6 torr) A fin de discriminar el posible origen de la emisión de CO2 observado en el experimento anterior, se corrió otro similar pero utilizando -Al2O3 como soporte (P3), el espectro de masas se presenta en la Figura A8.2. En este caso la emisión de CO2 inició en 60ºC junto con la emisión de NO, lo cual sugiere que el Fe2(NO3)3 quedó encapsulado con el alcohol isopropílico (C3H8O) durante la síntesis por lo que al liberarse el C3H8O en forma de CO2 hasta ese momento se libera el nitrato, 13ºC después de su temperatura de descomposición (47ºC). Con lo anterior 207 Doctorado en Ingeniería Ambiental confirmamos que la emisión de CO2 observado en la prueba P2 proviene de la descomposición del alcohol isopropílico y no hay combustión del soporte. El patrón de desorción del NO sugiere al menos 3 diferentes especies soportadas, una especie más que en la prueba P2, las diferencias pueden ser atribuidas a la interacción de los complejos formados en la solución impregnante con el soporte. El tercer pico de desorción de NO, con máximo en el minuto 70, sale acompañado de una única desorción de NO2. A partir del minuto 94 se observa una significativa pérdida de oxígeno y esta continúa hasta el término del experimento. No estamos seguros de que proceso provenga esta emisión pero es probable que el oxígeno proviniera de un cambio de fase de los óxidos de hierro soportados. 0 5 10-9 1 10-8 1.5 10-8 2 10-8 2.5 10-8 3 10-8 3.5 10-8 4 10-8 0 1 10-9 2 10-9 3 10-9 4 10-9 5 10-9 6 10-9 0 20 40 60 80 100 120 P ( to rr ) P (torr) N O 2 y C O Tiempo (minutos) 85ºC NO O2 CO2 NO2 CO Figura A8.2 Espectro de masas de la prueba P3 (8*10-6 torr) Al comparar los patrones de desorción de las muestras 2 y 3 observamos que el proceso de descomposición sufre un corrimiento con respecto a la temperatura de inicio, en la prueba P2 (empleando carbón como soporte) la descomposición comenzó 30ºC antes que en la prueba P3 (empleando -alúmina como soporte). Es probable que la presencia del agente reductor (carbón) favorezca el proceso de descomposición de la sal precursora. 208 Doctorado en Ingeniería Ambiental Descomposición térmica de la sal precursora Para establecer los niveles alto y bajo (-1 y 1) en el diseño experimental para la temperatura de calcinación de los nanocatalizadores de FeOx/C, se realizó una desorción a temperatura programada (TPD) en un equipo multitareas RIG-100 /ISRI con un catalizador impregnado siguiendo el método de síntesis desarrollado en este trabajo con 1.395% Fe teórico. La calcinación se hizo desde temperatura ambiente hasta 800°C inyectando 30 cm3/min de N2 (para evitar la pérdida en masa del soporte provocada por el calentamiento) a 10°C/min (se seleccionó esta rampa para evitar que las partículas se muevan sobre la superficie y mitigar la aglomeración y crecimiento de los cúmulos). El efluente se monitoreó por espectroscopia de masas con un espectrómetro marca Hyden Lt. Se siguieron las masas de NO (30 uma), NO2 (46 uma), O2 (32 uma), CO (12 uma) y CO2 (44 uma) para obtener los patrones de desorción de cada gas. De igual manera, durante el proceso de calcinación de las muestras P2, P3 y de los 32 nanocatalizadores de FeOx/C sintetizados se monitoreó la descomposición de la sal precursora con la misma técnica. El patrón de desorción de NO, NO2, CO, CO2 y O2 que se obtuvo durante la calcinación se presenta en la Figura A8.3. Se observó que la emisión de NO inició a 47°C (temperatura de descomposición del nitrato férrico) y terminó en 200°C, con un máximo en 148°C. Esta desorción estuvo acompañada de la emisión de NO2, CO2, CO y O2 dentro del mismo intervalo de temperaturas por lo que se cree que en esta ventana de temperatura ocurrió la descomposición de la sal precursora para generar los óxidos. La descomposición del nitrato ocurrió de acuerdo a la siguiente reacción: Fe(NO3)3  9H2O  NO(g) + NO2(g) + O2 (g)+ H2O(g) + Fe2O3(s) Dentro de 200°C a 800°C no se observó ninguna otra emisión de NO ni NO2, lo que sugirió que la formación del óxido (Fe2O3) se hizo en una sola etapa. Las emisiones de CO y CO2 detectadas a 285°C y 700 °C pudieron ser debidas a la combustión del soporte, por lo que no es recomendable calcinar las muestras a temperaturas mayores a 250°C. Se realizó la deconvolución del patrón de masas de NO con el paquete peak fit v.4 y se presenta en la Figura A8.4. La deconvolución sugiere la formación de tres especies durante la calcinación del catalizador, los valores numéricos se presentan en la Tabla A8.2. 209 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 2 10-7 4 10-7 6 10-7 8 10-7 1 10-6 0 1 10-8 2 10-8 3 10-8 4 10-8 5 10-8 0 100 200 300 400 500 600 700 800 NO CO2 CO O2 NO2 P (to rr) N O , C O 2 P (torr) C O , O 2, N O 2 T (°C) Figura A8.3 Patrón de masas de NO, NO2, CO, CO2 y O2 durante la desorción a temperatura programada 210 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 5 10-7 1 10-6 1.5 10-6 2 10-6 2.5 10-6 0 50 100 150 200 250 300 350 400 se ña l ( u. a .) T (°C) 107.3 138.2 176.2 Figura A8.4 Deconvonlución del patrón de masas de NO Tabla A8.2 Datos numéricos de la deconvolución del patrón de masas de NO Especie I II III T 107.335 138.161 176.156 Área 1.841 x 10-5 5.941 x 10-5 5.839 x 10-6 % área 22.01 71.01 6.98 Especie probable -Fe2O3 -Fe2O3 Fe3O4 T (°C) P (t or r) 211 Doctorado en Ingeniería Ambiental Es probable que el tercer pico sea debido al cambio de fase de la hematita (- Fe2O3) a magnetita (Fe3O4) que ha sido reportado a 220°C en presencia de H2, un agente reductor como el carbón (J. Catal 155 (1995) 353). Diámetro de las partículas soportadas por este método Para medir el diámetro de las partículas soportadas en cada una de las pruebas sintetizadas (P1, P2 y P3) se observaron por SEM y TEM. En la prueba P1, se encontró una partícula que contiene 24.09% de Fe, 11.32 % de Si, 9.24 % de Al, 4.16% de S, 4.46% de Ca y 46.73% de O; de dimensiones de 1.25 x 1.5 m (Fig. A8.5). Arriba de la anterior, se identificó otra partícula (Fig. A8.6) compuesta de 12.15% de Fe, 5.35 % Al, 5.21% de Si, 3.41% de S, 0.55% de Ca y 73.33% de O de 1.7 m de largo. En otro campo (Fig. A8.7), se observó una tercera partícula de 0.9 x 0.7 m compuesta de 3.15% de Fe, 1.33 % de S, 1.15% de Si, 0.27% de Al, 0.15% de Ca y 93.95 % de O. No se encontraron nanopartículas en esta muestra, lo que sugiere que el uso de agua como solvente sólo produce partículas micrométricas. Figura A8.5 Micrografía de P1 a 15.12KX con electrones retrodispersados Figura A8.6 Micrografía de P1 a 5KX con electrones retrodispersados 212 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A8.7 Micrografía de P1 a 10KX con electrones retrodispersados Figura A8.8 Análisis elemental superficial (EDS) de la prueba 2. En el caso de la prueba P2, el análisis elemental realizado por EDS reveló que la muestra está compuesta principalmente por Fe, C, Si, Al, S y O (Figura A8.8). Particularmente, las partículas de Fe se encuentran altamente dispersas sobre toda la superficie de la muestra de acuerdo al mapeo realizado (Figura A8.9b). 213 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A8.9 a) Micrografía con electrones retrodispersos y b) mapeo de Fe de la prueba P2 En la Figura A8.10 se muestran las micrografías obtenidas del análisis realizado a la prueba P2 por TEM y su respectivo microanálisis realizado por EDS para cada nanopartícula se presentan en la Figura A8.11, es importante aclarar que en el microanálisis también aparecen los picos correspondientes a las laminillas de cobre utilizadas para el análisis. En aproximadamente 0.3 keV se observa el pico correspondiente al carbón empleado como soporte, en 0.5 keV se observa el pico del oxígeno y los picos en 0.8 keV, 6.4 keV y 7.1 keV fueron asignados al hierro. b) a) b) 214 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A8.10 Micrografías de Transmisión de la prueba P2 en Campo Oscuro Las nanopartículas identificadas en la prueba P2 están compuestas por hierro y oxígeno, por lo que suponemos que son las partículas que soportamos mediante el método desarrollado. En la Tabla A8.3 se presenta el tamaño y el porcentaje de hierro que contiene cada nanopartícula identificada medido por microanálisis de EDS. P2-1 P2-3 P2-2 P2-4 215 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A8.3 Características de las nanopartículas identificadas en P2 Nanopartícula Tamaño (nm) % Fe P2-1 24.8929 8.79 P2-2 32.1857 28.31 P2-3 20.1235 59.61 P2-4 19.4390 28.81 Figura A8.12 Micrografías de transmisión de la prueba P3 en campo oscuro Para la prueba P3 se identificaron dos nanopartículas (Figura A8.12) que contienen hierro y oxígeno principalmente (Figura A8.13). En la Tabla A8.4 se presentan los tamaños y contenido de hierro para cada nanopartícula. Tabla A8.4 Características de las nanopartículas de la prueba P3 Utilizando el mismo método de síntesis para las pruebas P2 y P3 se obtuvieron nanopartículas entre [13.8 – 32.18] nm en ambas muestras. Por lo que suponemos que las partículas con tamaño superior observadas en la prueba P2, estaban presentes en el carbón antes de la impregnación. En conclusión: con este método de síntesis desarrollado en esta etapa es posible soportar nanoparticulas de óxidos de hierro sobre carbón activado. Nanopartícula Tamaño (nm) % Fe P3-1 13.8833 11.68 P3-2 17.2763 7.62 P3-1 P3-2 216 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A9 Efecto del % de Fe teórico sobre el hierro total soportado en los catalizadores FeOx/C sintetizados En la Tabla A9.1 se presentan los datos ordenados por contenido de Fe teórico y se observó que el Fe soportado en los catalizadores fue directamente proporcional a la cantidad de hierro añadido teóricamente. Esta dependencia lineal se muestra gráficamente en la Figura A9.1. En catalizadores con el mismo contenido de hierro teórico, se observó que a altas concentraciones de hierro (4.5% y 2.75%) prácticamente la temperatura no influyó en la cantidad de hierro soportado (catalizadores 4, 12, 9 y 14)). A bajas concentraciones de hierro (1%), se observó una variación del 17% pero no se observó en la réplica, por lo que este efecto no es significativo (catalizadores 6 y 7). Por el contrario, en los pares de catalizadores analizados 5-6, 2-8 y 3-12 se observó que a mayor tiempo de calcinación fue menor el contenido de hierro con diferencias hasta del 25 % entre los catalizadores 5 y 6. Es decir, el contenido de hierro depositado fue inversamente proporcional al tiempo de calcinación para el intervalo de concentración de hierro evaluado. Lo anterior se esquematiza en la gráfica de Pareto (Figura A9.2) en la cual se observó que, con el 95% de nivel de confianza, el % de hierro teórico influye significativamente sobre el % de hierro medido. Con un nivel de confianza inferior, la interacción del tiempo de calcinación consigo mismo podría influir sobre los resultados reduciendo el valor del % de Fe medido. La temperatura no influye significativamente sobre los resultados. Este resultado es muy importante ya que en la primera serie de pruebas (Anexo 8) la temperatura tenía un efecto significativo sobre el contenido de hierro en los catalizadores de la primera serie y con el nuevo método de síntesis se consiguió mitigar el efecto de la temperatura. De acuerdo con el diseño experimental desarrollado, el menor porcentaje de Fe que se soportó en los nanocatalizadores fue 0.618 ± 0.146 y el mayor porcentaje de Fe soportado fue de 4.389 ± 0.048 para las mismas temperaturas y tiempos de calcinación. Aunque hay que tomar en cuenta que al incrementar la concentración del metal puede desestabilizar al carbón y disminuir su área superficial favoreciendo la agregación de las nanopartículas metálicas soportadas (Nagao et al., 2007). 217 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A9.1 Contenido de Fe y condiciones de síntesis de los catalizadores de FeOx/C Valores reales Valores codificados BLOQUE 1 BLOQUE 2 X1 = % Fe X2 = temperatura de calcinación (°C) X3 = tiempo de calcinación (min) X1,X2,X3 % Fe (medido por Absorción Atómica) N=3 % Fe (medido por Absorción Atómica) N=3 5.0 167.5 120 1.287,0,0 4.389 ± 0.048 4.257 ± 0.084 4.5 103.4 26.76 1,-1,-1 3.454 ± 0.030 4.275 ± 0.073 4.5 231.6 213.24 1,1,1 3.614 ± 0.094 4.189 ± 0.047 4.5 103.4 213.24 1,-1,1 3.714 ± 0.114 3.970 ± 0.086 4.5 231.6 26.76 1,1,-1 3.953 ± 0.113 4.130 ± 0.229 2.75 167.5 120 0,0,0 2.646 ± 0.348 2.970 ± 0.198 2.75 167.5 240 0,0,1.287 2.572 ± 0.313 2.627 ± 0.213 2.75 85 120 0,-1.287,0 2.651 ± 0.498 2.367 ± 0.094 2.75 250 120 0,1.287,0 2.664 ± 0.295 2.626 ± 0.357 2.75 167.5 0.0 0,0,-1.287 2.356 ± 0.047 2.198 ± 0.095 1.0 231.6 26.76 -1,1,-1 1.126 ± 0.391 1.272 ± 0.413 1.0 103.4 26.76 -1,-1,-1 1.066 ± 0.093 1.347 ± 0.306 1.0 103.4 213.24 -1,-1,1 0.923 ± 0.058 1.075 ± 0.030 1.0 231.6 213.24 -1,1,1 1.084 ± 0.097 1.079 ± 0.017 0.5 167.5 120 -1.287,0,0 0.854 ± 0.251 0.618 ± 0.146 218 Doctorado en Ingeniería Ambiental Estimated Response Surface ti=0,0 -1 -0,6 -0,2 0,2 0,6 1 FeT -1 -0,6 -0,2 0,2 0,6 1 T 1,1 1,6 2,1 2,6 3,1 3,6 4,1 % Fe %Fe 1,1-1,5 1,5-1,9 1,9-2,3 2,3-2,7 2,7-3,1 3,1-3,5 3,5-3,9 3,9-4,3 4,3-4,7 4,7-5,1 5,1-5,5 Figura A9.1 Superficie de respuesta del porcentaje de Fe soportado como función del hierro teórico y la temperatura. Standardized Pareto Chart for %Fe 0 10 20 30 40 Standardized effect BB BC C:ti AB AC AA B:T CC A:FeT + - Figura A9.2 Gráfica de Pareto para el contenido de Fe medido 219 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A10 Análisis estadístico de los resultados de las pruebas del tamizado de variables del sistema FeOx/C con H2O2 En la Figura A10.1 se presentan gráficamente los resultados de las 32 pruebas de inactivación de huevos de Ascaris suum (y su duplicado) aplicando el proceso de Fenton heterogéneo con nanocatalizadores de hierro soportados sobre carbón activado (FeOx/C) para la descomposición de peróxido de hidrógeno (en el Anexo A7 se presenta la Tabla correspondiente con los valores numéricos de las pruebas de oxidación para el tamizado de variables). En primer lugar, se puede observar que en las 64 pruebas realizadas se obtuvieron porcentajes de inactivación que oscilaron en un amplio intervalo (16% a 80%). En segundo lugar, también se observa que siete diferentes condiciones de reacción produjeron porcentajes de inactivación superiores al 75%, tres de estos datos se obtuvieron a pH ácido (pH =3) y cuatro a pH neutro (pH=7). El mejor resultado obtenido en esta etapa fue de 80.85% de inactivación (experimento 16) a pH neutro. Este resultado fue cercano al teórico reportado para la reacción de Fenton en fase homogénea o proceso de Fenton clásico. En efecto, Ramírez Zamora et al., (2006) reportaron una eficiencia teórica de 83.93% de inactivación obtenida al maximizar el modelo matemático obtenido bajo condiciones de pH igual a 2.15 en 58 minutos, con 46.5 mg/L de peróxido de hidrógeno y una relación másica de Fe/H2O2 de 0.06, este valor no fue corroborado experimentalmente. De manera adicional, el pH de reacción determinado en este estudio, del mejor experimento de inactivación de huevos de Ascaris suum, presenta la ventaja de no tener lixiviación o pérdida del catalizador empleado en la reacción (hierro), y por consecuencia el ajuste de pH del efluente y el manejo y ajuste también del pH de los lodos ácidos que se forman en la reacción de Fenton en fase homogénea. Sin embargo, el proceso de Fenton heterogéneo requirió 4.5 veces la dosis de H2O2 y necesita 2.76 veces el tiempo de reacción, esto sugiere que la transferencia del H2O2 dentro de la partícula hasta los sitios activos de FeOx y la posterior transferencia de los radicales •OH formados hasta el huevo de Ascaris, son el paso limitante en este proceso. Los resultados fueron analizados estadísticamente para determinar su validez y los factores o variables experimentales que presentaron una influencia significativa, desde el punto de vista estadístico, sobre el proceso. En la etapa de tamizado se aplicaron dos métodos para comprobar la influencia significativa de estos efectos sobre la variable de respuesta: Análisis de la probabilidad normal de los efectos estandarizados y el análisis de los efectos estandarizados (Gráfico de Pareto). 220 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A10.1 Porcentaje de inactivación de huevos de Ascaris suum aplicando peróxido de hidrógeno y nanocatalizadores FeOx/C Bloque 1 Bloque 2 80.85% 221 Doctorado en Ingeniería Ambiental Análisis de la probabilidad normal de los efectos estandarizados Una gráfica de probabilidad normal de los efectos estandarizados es la representación de la distribución acumulada de efectos estandarizados sobre papel de probabilidad normal, en este tipo de papel para gráficas la escala de las ordenadas es tal que la distribución normal debe ser una recta (Montgomery, 1991). Para construir una gráfica de probabilidad normal, deben presentarse los efectos estandarizados en orden ascendente y hacer la gráfica del k-ésimo de estos efectos ordenados en función del valor de su probabilidad acumulada [Pk = (k-1/2)/N] sobre un “papel de probabilidad normal”. Si la distribución de los efectos es normal, los puntos se ajustarán a una línea recta. Cualquier desviación sistemática, respecto a la distribución normal, producirá una desviación respecto a la línea recta. Los efectos estandarizados de las variables experimentales (de manera individual y de las interacciones por pares de todas las variables experimentales) se calcularon aplicando la siguiente ecuación: Efecto (Variable i) = ∑    estándar desviación 4 i respuesta la devalor *oi)experiment elen i variablela de signo( En la Figura A10.2 se presenta la gráfica normal de los efectos estandarizados de las pruebas de inactivación de huevos de Ascaris suum utilizando el sistema FeOx/c. En esta gráfica se observa que los efectos que aparentemente tienen un comportamiento alejado de la tendencia lineal son las interacciones de los factores AB (% Fe – Dosis de H2O2), AE (% Fe – temperatura de calcinación), BF (Dosis de H2O2 – tiempo de calcinación) y BC (Dosis de H2O2 – Relación Fe/H2O2), CF+ EG, AF(% Fe – temperatura de calcinación), BD (Dosis de H2O2 – pH), CD (Relación de Fe/H2O2) y F (tiempo de calcinación), por lo que son significativamente importantes en el proceso de inactivación. En estas interacciones se encuentran los siete factores evaluados por lo que todos los factores tienen efecto sobre la variable de respuesta y, por consecuencia, no se puede discriminar ninguno de los factores individuales en este caso. 222 Doctorado en Ingeniería Ambiental AE AG AC A:Factor_AD:Factor_DADDG C:Factor_CCG+EF B:Factor_B CDAFCF+EG BD BC Normal Probability Plot for Var_1 -4.6 -2.6 -0.6 1.4 3.4 5.4 Standardized effects 0.1 1 5 20 50 80 95 99 99.9 p e rc e n ta g e AB BF BG DE G:Factor_GBECE+FGDFE:Factor_EF:Factor_F Figura A10.2 Gráfico normal de los efectos de los factores y sus interacciones evaluados en el diseño experimental Análisis de los efectos estandarizados Cada efecto estandarizado calculado es un contraste y todos los efectos son ortogonales. Los datos calculados se representan en lo que se denomina gráfica de Pareto (Figura A10.3) y los factores o las interacciones por parejas de éstas que tengan efectos estandarizados mayores a 2 veces el valor de la desviación estándar (con un 95% de nivel de confianza) afectan significativamente el factor de respuesta (% de inactivación de huevos de Ascaris suum). Como se puede observar en la Figura A10.3 existen ocho interacciones entre dos factores y un efecto principal que fueron significativas o importantes sobre el proceso de inactivación de huevos de Ascaris suum. El signo negativo significa que el efecto de las interacciones AB (% Fe – Dosis de H2O2), AE (% Fe – temperatura de calcinación), y BF (Dosis de H2O2 – tiempo de calcinación) produce una reducción del valor de la variable de respuesta (% de inactivación de huevos de Ascaris suum), es decir, a mayor valor de esa interacción, menor será el % de inactivación. En contraste, un signo positivo significa que a mayor valor de las interacciones CF + EG, BC (Dosis de H2O2 – Relación Fe/H2O2), AF (% Fe – temperatura de calcinación), BD (Dosis de H2O2 – pH) y CD (Relación de Fe/H2O2) se incrementará el valor de variable de respuesta (% de inactivación). Además, cabe resaltar que únicamente de manera individual (sin interacción con otra variable experimental) el factor F (tiempo de calcinación) tuvo influencia significativa sobre el % de inactivación, sin embargo los efectos principales de los otros seis factores no influyeron 223 Doctorado en Ingeniería Ambiental significativamente en el proceso. Standardized Pareto Chart for Var_1 0 1 2 3 4 5 Standardized effect C:Factor_C CG+EF DG G:Factor_G AD BE D:Factor_D CE+FG A:Factor_A DF E:Factor_E DE B:Factor_B AC BG AG BF F:Factor_F CD AE AF CF+EG BD BC AB + - Figura A10.3 Gráfica de Pareto del diseño experimental para la reacción de inactivación de HH aplicando Fenton heterogéneo con nanocatalizadores FeOx/C Debido a que las siete variables experimentales evaluadas mostraron tener una influencia significativa sobre el % de inactivación, por lo tanto se tomarán en cuenta criterios económicos para discriminar variables. El mejor resultado de inactivación alcanzado en estas pruebas fue de 80.85% (Experimento 16) sin embargo, necesita una dosis alta de peróxido (213.36 mg/L) Haciendo una comparación con el experimento 2 (Tabla A10.1), observamos que con alimentar el 29% de la dosis de H2O2 (61.64 mg/L) es posible tener un porcentaje de inactivación tan sólo 3.82 unidades por debajo lo cual repercute favorablemente en los costos además de requerir una menor relación Fe/H2O2. Tabla A10.1 Cuadro comparativo entre los experimentos 2 y 16 exp % Fe (m/m) Dosis H2O2 (mg/L) Relación Fe/H2O2 (m/m) pH T calc (°C) t calc (min) t reacción (min) %inactivación Bloque 1 Bloque 2 2 4.50 61.64 0.067 7.0 103 213.2 160.5 77.03 74.71 16 1.00 213.36 0.335 7.0 103 26.76 160.5 80.85 80.85 Un análisis de estos valores permitió determinar que es posible operar a pH neutro para obtener una alta eficiencia de inactivación de huevos de Ascaris suum. Esto representa una ventaja muy importante respecto al proceso de 224 Doctorado en Ingeniería Ambiental Fenton en fase homogénea (Ramírez Zamora et al., 2006) y el proceso de ozonación (Orta el al., 2004) que utilizan un pH muy ácido (valor entre 3 y 4). Con base en lo anterior se decidió mantener el contenido de hierro en el nanocatalizador en 4.5 % y una baja dosis de peróxido (61.64 mg/L) puesto que el H2O2 es el reactivo que se consume. Manteniendo estos tres factores constantes se realizó un diseño experimental central compuesto para la optimización del sistema variando los cuatro factores restantes. 225 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A11 Patrones de desorción de masas BLOQUE - 1 226 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.1 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 1 Figura A11.2 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 2 227 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.3 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 3 Figura A11.4 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 4 Figura A11.5 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 5 228 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.6 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 6 Figura A11.7 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 7 Figura A11.8 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 9 Figura A11.9 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 10 229 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.10 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 11 Figura A11.11 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 12 Figura A11.12 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 13 Figura A11.13 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 14 Figura A11.14 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 15 230 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.15 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 16 BLOQUE - 2 Figura A11.16 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 1 del bloque 2 Figura A11.17 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 2 del bloque 2 231 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.18 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 3 del bloque 2 Figura A11.19 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 4 del bloque 2 232 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.20 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 5 del bloque 2 Figura A11.21 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 6 del bloque 2 Figura A11.22 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 7 del bloque 2 233 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.23 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 8 del bloque 2 Figura A11.24 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 9 del bloque 2 Figura A11.25 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 10 del bloque 2 Figura A11.26 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 11 del bloque 2 234 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.27 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 12 del bloque 2 Figura A11.28 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 13 del bloque 2 Figura A11.29 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 14 del bloque 2 235 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A11.30 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 15 del bloque 2 Figura A11.31 Patrón de masas de la calcinación del catalizador 16 del bloque 2 236 | Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A12 Cinéticas de intercambio Fe-ZSM5 Inicialmente, con el fin de estudiar el comportamiento del intercambio iónico del Fe con la zeolita Na-ZSM5 con respecto al tiempo, se efectuaron cinéticas de intercambio. Se preparó una solución de cloruro ferroso 0.1 M (FeCl2 4H2O), con agua bidestilada, como solución madre. A partir de ésta se prepararon dos muestras (M1 y M2) de 200 mL cada una, a concentraciones de 1.08 mM y 3.19 mM respectivamente (estas concentraciones corresponden a relaciones Fe/Al de 0.279 y 0.821 respectivamente), en matraces Erlenmeyer de 250 mL de capacidad. Se ajustó el pH de las muestras M1 y M2 a 2.2 y 5.8 respectivamente. El intercambio se realizó a 80°C en agitación constante (250 rpm). Alcanzado el equilibrio térmico del sistema y la homogenización de las mezclas, a cada uno de los matraces se le adicionaron 2 g de zeolita Na-ZSM5 (ZEOcat PZ-2/25, marca ZEOCHEM) sin detener la agitación y ajustando el pH correspondiente. Tanto el pH como las concentraciones utilizadas para la cinética, son los valores de los límites inferior y superior que se utilizaron en el diseño experimental. Se consideró como punto inicial de la cinética (t = 0) el momento de adición de la zeolita. Para realizar el seguimiento de la concentración de hierro durante el tiempo de intercambio, se tomaron alícuotas de 100 μL por duplicado de cada muestra (M1 y M2) cada 30 minutos hasta 150 minutos y una final al minuto 390 y en este momento se detuvo el experimento. Al término de las cinéticas, los catalizadores se filtraron al vacío en papel filtro Millipore, número 4, midiendo el volumen del líquido filtrado y tomando una muestra para cuantificar la cantidad de hierro residual. Posteriormente, el sólido se resuspendió en 1L de agua bidestilada y se agitó durante una hora para retirar cualquier exceso de iones no intercambiados. Después se filtró nuevamente al vacío, midiendo el volumen de líquido filtrado y tomando una muestra para realizar la cuantificación de hierro en el agua de lavado. La cuantificación de hierro se realizó mediante un análisis colorimétrico con un kit Fe-AN y se midió en un espectrofotómetro Spectroquant NOVA 60, marca Merck. En la Figura A12.1 se presentan los datos obtenidos del seguimiento de la concentración de hierro en solución con respecto al tiempo. En esta Figura se observa que a partir del minuto 145 la concentración de hierro en solución se mantiene casi constante, lo que indica que el sistema alcanzó el equilibrio. Con base en esto se fijaron los niveles alto (145.1) y bajo (39.9) del tiempo de contacto como factor a evaluar. 237 Doctorado en Ingeniería Ambiental 0 50 100 150 200 250 0 50 100 150 200 250 300 350 400 1D 1A 1C 1B co nc en tra ci ón d e Fe (m g/ L) tiempo (min) 1A 1B 1C 1D Fe/Al 0.28 0.28 0.82 0.82 pH intercambio 2.20 5.8 5.8 2.2 Figura A12.1 Cinéticas de intercambio iónico de Fe con la zeolita Na-ZSM5 con los niveles alto y bajo. 238 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A13 Técnica para la cuantificación de huevos de Ascaris de la suspensión stock La determinación de la concentración y la viabilidad de los huevos en la suspensión stock se realizó en una cámara de Neubauer, se trata de un portaobjetos con una depresión en el centro, consta de una cuadrícula de 3x3 mm con una separación entre dos líneas consecutivas de 0.25 mm, en la cual se coloca una muestra de volumen conocido. El conteo se realizó en los cuadros de los extremos (L), correspondientes a un volumen de 0.1 mm3 ó 0.1 µl, volumen comprendido entre la superficie sombreada (L) y el cubreobjetos (Solis, 2009). Figura A13.1 Acercamiento de la cuadrícula de la cámara Neubauer. 239 Doctorado en Ingeniería Ambiental La concentración se determinó de la siguiente manera:  Se contó el total de huevos observados en cada una de las cámaras (cada cámara se compone de 4 áreas sombreadas, L).  Con la ecuación que se presenta a continuación, se obtiene el número de huevos de helminto presentes en 1 ml. ml hHcámaralaencontadosHH  00010 4  Se efectuó el conteo para un mínimo de cinco cámaras y se obtuvo el promedio de la concentración de hH/ml en la solución stock. La concentración promedio de la suspensión stock fue de 116 535 hAs/ml con 85.49 % de viabilidad. 240 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A14 Seguimiento de la viabilidad de la suspensión stock y suspensión intermedia utilizadas en las pruebas de inactivación. Método de Tinción con Azul tripano (de Victorica y Galván, 2003). Se realiza el conteo de huevos en cada una de las membranas, reportándolas de la siguiente manera (hAs V = hAs viables, hAs NV= hAs no viables, hAs T=hAs totales): Tabla A14.1. Viabilidad inicial de la suspensión stock determinada mediante el método de tinción con azul tripano. hAs V hAs NV hAs T % viabilidad hAs V hAs NV hAs T % viabilidad 49 9 58 84.48 48 7 55 87.27 78 19 97 80.41 39 6 45 86.67 69 12 81 85.18 42 8 50 84.00 Promedio 83.36 Promedio 85.98 La viabilidad promedio de la suspensión stock fue de 84.7 %. Incubación En la siguiente tabla se presentan los resultados de la viabilidad de la suspensión stock determinada por el método de incubación de acuerdo a la técnica descrita en el inciso 2.4.2 241 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A14.2 Viabilidad de la suspensión stock determinada por el método de incubación CAJA PRIMERA SEMANA SEGUNDA SEMANA TERCERA SEMANA CUARTA SEMANA PROMEDIO 1 Viables No viables Viables No viables Viables No viables Viables No viables 163 32 164 31 164 31 162 30 TOTAL 195 195 195 192 Viabilidad (%) 83.59 84.10 84.10 84.38 84.04 CAJA PRIMERA SEMANA SEGUNDA SEMANA TERCERA SEMANA CUARTA SEMANA PROMEDIO 2 Viables No viables Viables No viables Viables No viables Viables No viables 160 30 160 30 158 30 158 28 TOTAL 190 190 188 186 Viabilidad (%) 84.21 84.21 84.04 84.95 84.35 CAJA PRIMERA SEMANA SEGUNDA SEMANA TERCERA SEMANA CUARTA SEMANA PROMEDIO 3 Viables No viables Viables No viables Viables No viables Viables No viables 150 23 148 21 149 23 149 23 TOTAL 173 169 172 172 Viabilidad (%) 86.71 87.57 86.63 86.63 86.88 CAJA PRIMERA SEMANA SEGUNDA SEMANA TERCERA SEMANA CUARTA SEMANA PROMEDIO 4 Viables No viables Viables No viables Viables No viables Viables No viables 169 26 169 28 169 28 167 28 TOTAL 195 197 197 195 Viabilidad (%) 86.67 85.79 85.79 85.64 85.97 CAJA PRIMERA SEMANA SEGUNDA SEMANA TERCERA SEMANA CUARTA SEMANA PROMEDIO 5 Viables No viables Viables No viables Viables No viables Viables No viables 142 23 143 23 142 23 140 23 TOTAL 165 166 165 163 Viabilidad (%) 86.06 86.14 86.06 85.89 86.04 242 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A15 Implementación de la técnica experimental para las pruebas de inactivación de Ascaris summ. Selección del tamaño de grano Debido a que la presencia, en las muestras analizadas, de las partículas de carbón representaban una interferencia para la observación en el microscopio de los huevos de Ascaris, se realizaron pruebas para determinar el tamaño de partícula de este soporte que no interfiera con la lectura. Inicialmente se agregó el carbón sin ningún pretratamiento (corrida 1, Tabla A15.1) por lo que durante el mezclado soltaba muchos polvos finos que continuaban oscureciendo el campo. Debido a lo anterior, en las corridas subsecuentes se lavó el carbón antes de cada experimento. Se probaron las corridas 1, 2 y 3 con el carbón lavado, sin embargo no se tuvieron resultados satisfactorios. Se observó que el agitador magnético rompía el grano de carbón (corrida 3) produciendo una masa de carbón al fondo del recipiente que imposibilita la recuperación de los huevos (Figura A15.1). Después de filtrar la solución, el licor madre aún tenía polvos de carbón (Figura A15.2). Figura A15.1 Filtrado en malla 100 243 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A15.2 Licor madre después del filtrado Para mitigar el efecto del agitador magnético se realizaron dos corridas con agitación en un orbital (corridas 4 y 5) y se observó que ya no se produjo la masa de carbón. En el recipiente se pudieron ver claramente las dos fases: los granos de carbón suspendidos en un líquido transparente (Figura A15.3). Figura A15.3 Solución después de 58 minutos de agitación. Después de que se filtró la suspensión a través de una malla 150, el licor madre fue transparente lo cual nos da la premisa de haber hecho una separación exitosa de los granos de carbón (Figura A15.4). 244 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A15.4 Filtrado de la suspensión de la corrida 5 en malla 100 El licor madre obtenido se filtró en una membrana de 8 micras en la cual se retuvieron los huevos y un poco de polvos finos que se produjeron. Posteriormente se observó la membrana al microscopio con objetivos 10x y 40x. En el campo se visualizaron los huevos con pequeños remanentes de carbón pegados a ellos, sin embargo es posible visualizarlos para cuantificarlos y evaluar su viabilidad (Figura A15.5 y A15.6). El mejor resultado se obtuvo utilizando granos de carbón de tamaño entre [290 – 420] m. Figura A15.5 Foto de huevos de Ascaris summ 245 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A15.6 Foto de huevos de Ascaris summ 246 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A16 Técnicas Analíticas Método iodométrico En medio ácido, la reacción de oxidación del yoduro a yodo es catalizada por la presencia de molibdato de amonio. Los pasos intermedios son: 2I- → I2 + 2e- H2O2 + 2H+ + 2e- → 2H2O La reacción completa es: 2KI + H2O2+H2SO4 → I2 + K2SO4+ 2H2O La reacción de yodo con los iones tiosulfato es: I2 + 2S2O3 2- → S4O6 2- + 2I – El yodo se forma a partir de una solución de tiosulfato de sodio 0.1N, en presencia de tiodeno o de una solución de almidón como indicador. Para la determinación, hay que titular con la solución de tiosulfato hasta que el color castaño de la mezcla contenida en el matraz cambie a color amarillo pálido. En ese momento hay que adicionar 1 mL del indicador de almidón; la mezcla tomará una coloración azul intenso y se continúa titulando hasta que el color azul desaparezca. La concentración de peróxido se calcula de acuerdo a la siguiente fórmula: [H2O2] (mg/L) = ( VNa2S2O3*N Na2S2O3 * 34) / (VE * 2) Donde: VNa2S2O3 = Volumen de solución titulante (L) N Na2S2O3 = Normalidad de la solución titulante (0.1 mol/L) 34 = Peso molecular del H2O2 VE = Volumen total de muestra (L) La oxidación del ioduro a yodo puede llevarse a cabo con otros oxidantes dependiendo de la concentración y del potencial químico de cada sustancia, como el bromuro, bromoaminas, iodaminas, ozono, cloruro, permanganato, iodato, bromato, cromato, dióxido de cloro, clorito, manganato oxidado, nitrito, iones de hierro (III), iones de cobre (II) y iones de manganeso (III) (PROY-NMX-AA-100- SCFI-2008). A continuación se presenta el diagrama de flujo para realizar este procedimiento: 247 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A16.1 Diagrama de flujo para la determinación de la concentración de H2O2 Pesar: a) 0.1625 g de KI b) 0.1 g de molibdato de amonio por quintuplicado Hacer una disolución con 0.5 mL de la solución a valorar y aforando a 250 mL. En cinco matraces Erlenmeyer, agregar 50 mL de agua destilada a cada uno Adicionar a cada matraz 0.1 mL de H2SO4 para acidificar el medio En cada matraz, disolver el KI y posteriormente el molibdato de amonio pesados previamente. Adicionar 20 mL de la dilución de peróxido preparada. Montar una bureta con solución de tiosulfato 0.1 N para titular Agregar aproximadamente 1 mL de almidon como indicador Registrar el volumen inicial inicial indicado en la bureta Detener la titulación hasta que el color verde oscuro adquirido al adicionar el almidon desaparezca Registrar el volumen final indicado en la bureta 248 Doctorado en Ingeniería Ambiental Método colorimétrico para la determinación de la concentración residual de H2O2 (6x10-5 m < concentración < 10-3 m = 2.04 < concentración< 34 mg/L) El principio de este método es la medida espectrofotométrica de un complejo formado por la reacción selectiva de los iones Ti(IV) con el peróxido de hidrógeno en medio ácido (Eisenberg, 1943). Ti4+ + H2O2 + 2H2O → H2TiO4 + 4H+ La medición se realiza en un matraz aforado de 10 mL con un contenido de 0.5 mL de una solución de Ti(SO4)2 la cual se completa hasta la línea de aforo con la solución a medir. Después de la homogeneización de la mezcla se forma un complejo color amarillo que es estable por seis horas a la oscuridad. Para hacer la determinación se prepara un blanco con agua destilada. La medición de la densidad óptica a 410 nm se realiza en un espectrofotómetro con cubetas de 1cm de trayectoria óptica. Las concentraciones de H2O2 son calculadas como sigue: [H2O2] (mg/L) = (ΔD.O 410nmVT 34) / εVE Donde: ΔDO 410nm = (densidad óptica de la muestra - densidad del banco) a 410 nm VT = volumen total de mezcla (10 mL) ε = coeficiente de extinción molar (790.32 L mol-1 cm-1) VE = volumen de muestra dosificado Método colorimétrico para la determinación de la concentración de hierro lixiviado en las reacciones de inactivación de hAs (0.01–5mg/L) El probable hierro lixiviado de los nanocatalizadores durante la reacción tipo Fenton para la inactivación de los hA, se determinó mediante un método colorimétrico. El método Ferroespectral® de Merck consiste en la adición de un reactivo que contiene tioglicolato amónico (Fe-AN), el cual mineraliza complejos de hierro débiles y reduce hierro (III), mostrando una coloración violeta azulado. La reacción de color no muestra prácticamente ninguna influencia de la temperatura. El procedimiento es el siguiente: a) Tomar 10 ml de muestra, por duplicado b) Adicionar 6 gotas de reactivo Fe-AN y mezclar. Permitir que se efectúe la reacción durante 3 minutos c) Tomar una alícuota y vaciar en una cubeta de cuarzo e introducirla en un espectrofotómetro Spectroquant NOVA-60, marca Merck, introduciendo la cubeta de acuerdo al esquema mostrado 249 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A16.2 Diagrama de flujo para la medición en el espectrofotómetro 250 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A17 Cálculo de la trayectoria de los radicales •OH en agua La trayectoria que recorren los radicales •OH producidos en medio acuoso mediante la reacción de Fenton heterogéneo, puede calcularse con la ecuación A17.1. Sustituyendo los datos reportados por Bensasson y Land (1993) y por Campo y Grigera (2004) para los radicales •OH: tiempo de vida media (10 -9 s) y difusividad molecular (5.273 * 10 -5 cm2s-1), en la ecuación A17.1 se obtiene una trayectoria de 3.20515 nm. Ec. A17.1 251 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A18 Ácidos nucleicos El DNA es una macromolécula que forma parte de todas las células. Contiene la información genética usada en el desarrollo y el funcionamiento de los organismos vivos conocidos y de algunos virus, siendo el responsable de su transmisión hereditaria (Murray et al., 2004). Componentes del DNA La estructura de soporte de una hebra de DNA está formada por unidades alternas de grupos fosfato y un azúcar. El azúcar en el DNA es una pentosa, concretamente, la desoxirribosa. Ácido fosfórico Su fórmula química es H3PO4. Cada nucleótido puede contener uno (monofosfato: AMP), dos (difosfato: ADP) o tres (trifosfato: ATP) grupos de ácido fosfórico, aunque como monómeros constituyentes de los ácidos nucleícos sólo aparecen en forma de nucleósidos monofosfato. Desoxirribosa Es un monosacárido de 5 átomos de carbono (una pentosa) derivado de la ribosa, que forma parte de la estructura de nucleótidos del DNA. Su fórmula es C5H10O4. Una de las principales diferencias entre el DNA y el RNA es el tipo de azúcar, debido a que en el RNA la 2-desoxirribosa del DNA es reemplazada por una pentosa alternativa, la ribosa. Las moléculas de azúcar se unen entre sí a través de grupos fosfato, que forman enlaces fosfodiéster entre los átomos de carbono tercero (3′) y quinto (5′) de dos anillos adyacentes de azúcar. La formación de enlaces asimétricos implica que cada hebra de DNA tiene una dirección. En una doble hélice, la dirección de los nucleótidos en una hebra (3′ → 5′) es opuesta a la dirección en la otra hebra (5′ → 3′). Esta organización de las hebras de DNA se denomina antiparalela; son cadenas paralelas, pero con direcciones opuestas. De la misma manera, los extremos asimétricos de las hebras de DNA se denominan extremo 5’ y extremo 3’ respectivamente. Bases nitrogenadas Las cuatro bases nitrogenadas mayoritarias que se encuentran en el DNA son la adenina (A), citosina (C), guanina (G) y timina (T) (Figura A18.1). Cada una de estas cuatro bases está unida al armazón de azúcar-fosfato a través del azúcar para formar el nucleótido completo (base-azúcar-fosfato). Las bases son compuestos heterocíclicos y aromáticos con dos o más átomos de nitrógeno, y, dentro de las bases mayoritarias, se clasifican en dos grupos: las bases púricas o purinas (adenina y guanina), derivadas de la purina y formadas por dos anillos unidos entre sí, y las bases pirimidínicas o pirimidinas (citosina y timina), derivadas 252 Doctorado en Ingeniería Ambiental de la pirimidina y con un solo anillo. En los ácidos nucleicos existe una quinta base pirimidínica, denominada uracilo (U), que normalmente ocupa el lugar de la timina en el RNA y difiere de ésta en que carece de un grupo metilo en su anillo. El uracilo no se encuentra habitualmente en el DNA, sólo aparece raramente como un producto residual de la degradación de la citosina por procesos de desaminación oxidativa. a) b) d) c) 252 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A18.1 Nucleobases identificadas en el DNA a) citosina, b)timina , c) guanina y d) adenina (imágenes tomadas de Wikipedia, 2010)  Timina En el código genético se representa con la letra T. Es un derivado pirimidínico con un grupo oxo en las posiciones 2 y 4, y un grupo metil en la posición 5. Forma el nucleósido timidina (siempre desoxitimidina ya que sólo aparece en el DNA) y el nucleótido timidilato o timidina monofosfato (dTMP). En el DNA, la timina siempre se empareja con la adenina de la cadena complementaria mediante 2 puentes de hidrógeno, T=A. Su fórmula química es C5H6N2O2 y su nomenclatura 2, 4-dioxo, 5- metilpirimidina.  Citosina: En el código genético se representa con la letra C. Es un derivado pirimidínico, con un grupo amino en posición 4 y un grupo oxo en posición 2. Forma el nucleósido citidina (desoxicitidina en el DNA) y el nucleótido citidilato o (desoxi) citidina monofosfato (dCMP en el DNA, CMP en el RNA). La citosina siempre se empareja en el DNA con la guanina de la cadena complementaria mediante un triple enlace, C≡G. Su fórmula química es C4H5N3O y su nomenclatura 2-oxo, 4 aminopirimidina. Su masa molecular es de 111,10 unidades de masa atómica.  Adenina: En el código genético se representa con la letra A. Es un derivado de la purina con un grupo amino en la posición 6. Forma el nucleósido adenosina (desoxiadenosina en el DNA) y el nucleótido adenilato o (desoxi) adenosina monofosfato (dAMP, AMP). En el DNA siempre se empareja con la timina de la cadena complementaria mediante 2 puentes de hidrógeno, A=T. Su fórmula química es C5H5N5 y su nomenclatura 6-aminopurina.  Guanina En el código genético se representa con la letra G. Es un derivado púrico con un grupo oxo en la posición 6 y un grupo amino en la posición 2. Forma el nucleósido (desoxi)guanosina y el nucleótido guanilato o (desoxi)guanosina monofosfato (dGMP, GMP). La guanina siempre se empareja en el DNA con la citosina de la cadena complementaria mediante tres enlaces de hidrógeno, G≡C. Su fórmula química es C5H5N5O y su nomenclatura 6-oxo, 2-aminopurina. En el DNA y RNA estas bases forman puentes de hidrógeno con sus purinas complementarias (Figura A18.2). 253 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A18.2 Estructura química del DNA: dos cadenas de nucleótidos conectadas mediante puentes de hidrógeno, que aparecen como líneas punteadas (imágenes tomadas de Wikipedia, 2010) Una característica importante de estas bases nitrogenadas es su carácter aromático, consecuencia de la presencia en el anillo bencénico de dobles enlaces en posición conjugada. Ello les confiere la capacidad de absorber luz en la zona ultravioleta del espectro alrededor de los 260 nm, lo cual puede ser aprovechado para determinar el coeficiente de extinción del DNA y hallar la concentración existente de los ácidos nucleicos. Tabla A18.1 Comparación entre el RNA y DNA Comparación entre el RNA y el DNA RNA DNA Pentosa Ribosa Desoxirribosa Purinas Adenina y Guanina Adenina y Guanina Pirimidinas Citosina y Uracilo Citosina y Timina 254 Doctorado en Ingeniería Ambiental Tabla A18.2 Tipos de mutaciones en el genóma Variaciones de: Mutaciones Grupos # de cromosomas Genómicas  Euploidía  Aneuploidía Estructura de los cromosomas Cromosómicas  Delecciones  Duplicaciones  Inversiones  translocaciones Estructura de los genes Génicas  sustitución de bases  transiciones  transversiones  inserción o delección de una o más bases 255 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A19 Análisis Financiero Con el propósito de desarrollar una tecnología pertinente, factible y económicamente viable, se hizo el cálculo preliminar de costos y precios tanto para la producción del catalizador propuesto FeOx/C así como para el tratamiento de agua contaminada con hAs utilizando los datos obtenidos para las pruebas preliminares presentadas en el Anexo A8. Este resultado también es útil para conocer el potencial de beneficio económico para la UNAM, a través de la transferencia de tecnológía. Metodología empleada: Se recabó toda la información de los métodos, sustancias, equipos, aparatos y condiciones de operación en una hoja de cálculo de Excell. Se propusieron los diagramas de flujo y proceso de producción para la explotación industrial del catalizador y para el tratamiento de desinfección. Se plantearon ambas listas de equipos y materiales. Se empleó el mapeo funcional de los 10 puntos clave de las empresas de base tecnológica para ordenar, registrar y procesar la información. Se elaboraron los respectivos planes de negocios preliminares. Los planes de negocios cuentan con un simulador financiero que permite apreciar automáticamente los resultados. Las bases generales para desarrollar los planes de negocios mencionados son: El estudio de mercado se fundó en que la demanda puede ser únicamente del gobierno y está perfectamente identificada. Se colocó una cantidad para publicar una página en la red WWW como recurso de presencia en el mercado. Se consideraron regalías de 3% para la UNAM. No se realizaron prevenciones sobre el costo de la continuación de la investigación, del desarrollo tecnológico o del escalamiento. Se destinó una cantidad para documentar la tecnología. Se supuso una infraestructura con base en los equipos propuestos en los diagramas de proceso preliminares. Se propuso arrendar un local para fabricar y administrar la EBT productora de FeOx/C. Se propuso que el tratamiento de desinfección se realizara en instalaciones de los clientes del catalizador. Se realizaron los cálculos con el costo de reactivos de investigación, excepto el N2, que fue cotizado con un proveedor nacional. Se estimó el costo del equipamiento para cada caso. 256 Doctorado en Ingeniería Ambiental Resultados obtenidos: Se analizaron cuatro casos de flujo de la PTAR: 23, 1, 0.5 y 0.1 m3/s. Para cada uno de ellos se dimensionaron los equipos y ajustaron los requerimientos operativos de las operaciones. En todos los casos se estimó un 4% de tasa de inflación, 100% de apalancamiento financiero con el 20% de interés, sin periodo de gracia, para la Empresa de Base Tecnológica (EBT) productora de FeOx/C y con el 6% de interés, sin periodo de gracia, para el tratamiento de desinfección. Además, se consideró que el apalancamiento financiero cubría la inversión inicial y el capital de trabajo de 2 meses. En todos los casos se incluyó personal para ventas por considerar que hay varios compradores potenciales. Excepto en el caso del flujo a tratar de 23 m3/s no se incluyó este rubro por considerar que hay un sólo comprador potencial para este volumen. En todos los casos, el pago del crédito y los intereses al 20% se logra en dos años. Además se buscó que el tratamiento de desinfección fuera autofinanciable (con tasa interna de retorno de cero) a los 5 años, en todos los casos. Para el caso de estudio de un flujo a tratar de 23 m3/s (como es el caso de la PTAR Atotonilco), en la estimación del cálculo, se supuso que en cada corrida únicamente el 0.25% del catalizador se agota por lo que hay que reponerlo cada 58 minutos. Para satisfacer la necesidad y desinfectar 23 m3/s de agua contaminada con hH se obtuvo un precio de $ 2,293.86 pesos MN / Kg de catalizador. En el tercer año se alcanza el 6% de rentabilidad. La recuperación de la inversión y el capital de trabajo se realiza en 2 años y 10 meses. Con este precio del catalizador, el costo del tratamiento de desinfección es de $ 1.58 MN/m3 de agua desinfectada. Para el caso de estudio de un flujo a tratar de 1 m3/s (caso de referencia), en la estimación del cálculo, se supuso que en cada corrida el 20% del catalizador se agota por lo que hay que reponerlo cada 58 minutos. En este caso, Para satisfacer la necesidad y desinfectar 1 m3/s de agua contaminada con hH se obtuvo un precio de $ 717.77 MN / Kg de catalizador. En el tercer año se alcanza el 6% de rentabilidad. La recuperación de la inversión y el capital de trabajo se realiza en 2 años y 9 meses. Con este precio del catalizador, el costo del tratamiento de desinfección es de $ 144.01 MN/m3 de agua desinfectada. Para el caso de estudio de un flujo a tratar de 0.5 m3/s, en la estimación del cálculo, se supuso que en cada corrida el 20% del catalizador se agota por lo que hay que reponerlo cada 58 minutos. Para satisfacer la necesidad y desinfectar 1 m3/s de agua contaminada con hH se obtuvo un precio de $ 1,580.92 MN / Kg de catalizador. En el tercer año se 257 Doctorado en Ingeniería Ambiental alcanza el 6% de rentabilidad. La recuperación de la inversión y el capital de trabajo se realiza en 2 años y 9 meses. Con este precio del catalizador, el costo del tratamiento de desinfección es de $ 89.23 MN/m3 de agua desinfectada. Para el caso de estudio de un flujo a tratar de 0.1 m3/s, en la estimación del cálculo, se supuso que en cada corrida el 20% del catalizador se agota por lo que hay que reponerlo cada 58 minutos. Para satisfacer la necesidad y desinfectar 0.1 m3/s de agua contaminada con hH se obtuvo un precio de $ 7,177.96 MN/Kg de catalizador. En el tercer año se alcanza el 6% de rentabilidad. La recuperación de la inversión y el capital de trabajo se realiza en 2 años y 9 meses. Con este precio del catalizador, el costo del tratamiento de desinfección es de $40.61 MN/m3 de agua desinfectada. Tabla A19.1 Resultados comparativos del costo del catalizador FeOx/C para cuatro flujos a tratar (23, 1, 0.5, 0.1 m3/s) Requerimiento de FeOx /C (= capacidad de producción) Vs Desinfección de agua tratada Dosis de FeOx/C (lab) (mgL) 195.17 Tiempo de desinfección (Segundos) 3,480 Volume n de agua tratada con HH m3 de Agua tratada por desinfectar en cada 58 min FeOx /C requerid o cada 58 min FeOx /C de reposi ción FeOx /Crequeri do para reposició n Capacidad de producción de FeOx /C TON/AÑO Costo deFeOx ($/Ton) m3/s m3 Ton % Ton/h PTAR Atot. 23 80,040 15.621 0.25% 0.03905 342 $ 2,293,861 PTAR 1 1.00 3,480 0.679 20% 0.13584 1,190 $ 717,765 PTAR 2 0.50 1,740 0.340 20% 0.06792 595 $ 1,580,924 PTAR 3 0.1 348 0.068 20% 0.01358 119 $ 7,177,957 258 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A19.1 Costo del catalizador FeOx/C en función del flujo a tratar Tabla A19.2 Resultados comparativos del costo del agua desinfectada para cuatro flujos a tratar (23, 1, 0.5, 0.1 m3/s) Costo de desinfección de agua tratada Dosis de FeOx/C (lab) 195.17 mg/L HH Dosis de H2O2 (lab) 61.64 mg/L HH Desinfecció n de agua tratada Tiemp o de desinf ección m3 de Agua tratada por desinfectar en cada 58 min FeOx requerido cada 58 min % FeOx de reposición por agotamient o H2O2 requerido cada 58 min Costo de AGUA DESINFECTAD A ($/M3) m3/s s m3 Ton % Ton PTAR Atoto. 23 3,480 80,040 15.621 0.25% 0.21266 $ 1.58 PTAR 1 1.00 3,480 3,480 0.679 20.00% 9.24600 $ 144.01 PTAR 2 0.50 3,480 1,740 0.340 20.00% 4.62300 $ 89.23 PTAR 3 0.1 3,480 348 0.068 20.00% 0.92460 $ 40.61 259 Doctorado en Ingeniería Ambiental Figura A19.2 Costo del agua desinfectada en función del flujo a tratar Recomendaciones: Para integrar la información básica de un paquete tecnológico se recomienda:  Revisar cuidadosamente la especificación del nitrato férrico, pues contribuye significativamente al costo de los reactivos.  Revisar la cantidad de N2 necesaria para crear la atmosfera inerte requerida, relacionándola con equipos industriales existentes.  Caracterizar el decaimiento de la actividad del catalizador.  Realizar investigación sobre la disposición de desechos de catalizador.  Profundizar la investigación sobre la dosis mínima de H2O2.  Averiguar costos de H2O2 industriales.  Investigar los efectos de empleo de materias primas grado industrial sobre la síntesis de las nanopartículas. 260 Doctorado en Ingeniería Ambiental ANEXO A20 Producción Científica Tabla A20.1 Artículos científicos, patentes y congresos asistidos ARTÍCULOS CIENTÍFICOS Inactivation of Ascaris eggs in water using hydrogen peroxide and a Fenton type nanocatalyst (FeOx/C) synthesized by a novel hybrid production process. Aceptado para publicación en Journal Water and Health, IWA. Inactivation of Ascaris eggs by using an iron catalyst supported on zeolite in the heterogeneous Fenton like reaction. Por enviar al Journal Advanced and Technologies Inactivation of Ascaris eggs by using an iron catalyst supported on carbon in the heterogeneous Fenton like reaction. En elaboración PATENTES Proceso de producción de un nanocatalizador tipo Fenton de nanopartículas de óxidos de hierro soportadas en materiales porosos para la oxidación de contaminantes presentes en agua. solicitud de patente ante el IMPI: MX/a/2012/000450 CONGRESOS Inactivation of Ascaris eggs by using an iron catalyst supported on zeolite in the heterogeneous Fenton-like reaction Trabajo presentado en el Advanced Oxidation Technologies 17th conference en 2011, San Diego, C.A. Production of a nanocatalyst Fenton type (FeOx/C) applied to the inactivation of Ascaris eggs in water. Trabajo presentado en el 6th European Meeting on Solar Chemistry and Photocatalysis: Environmental Applications, 2010 Praga, República Checa