El agua es un recurso vital para la humanidad, de ahí que su preservación sea objeto de cuidadoso y continuo estudio. En las últimas décadas, el progresivo aumento poblacional ha dado como resultado una mayor demanda de agua. Adicionalmente, la demanda de recursos naturales y la continua búsqueda de alternativas para mejorar la calidad de vida propicia el desarrollo de diversos productos, entre ellos, los medicamentos [1], que tienen como finalidad tratar o aliviar dolencias y, como consecuencia, su uso constituye una actividad global. El generalizado y frecuente uso de medicamentos ocasiona distintas matrices ambientales, con sus respectivas consecuencias o efectos adversos [2]. La presencia de estas sustancias en el ambiente resalta la falta de efectividad de los procesos de tratamientos convencionales para aguas residuales y su estabilidad [3].

Los medicamentos encontrados en el agua y otros nuevos productos, que se consideran contaminantes, se conocen como contaminantes emergentes (CE) y están representados por una amplia gama de sus- tancias (antiinflamatorios, antibióticos, hormonas, entre otros). La presencia de productos farmacéuticos en diversos entornos se considera un problema ambiental de gran importancia [4],[5], toda vez que los medicamentos son moléculas formuladas para inducir una respuesta en un agente biológico. Cabe resaltar que este tipo de contaminantes se pueden combinar entre sí y dar como resultado un efecto mayor [6], lo que incrementa el problema acarreado por la descarga de este tipo de sustancias.

Entre las familias de productos farmacéuticos con mayor presencia en el ambiente se encuentran los antiinflamatorios no esteroideos (MNEAI) [6], a la cual pertenece el ibuprofeno (IBP), que fue desarrollado en la década de los años setenta [7] y es uno de los diez productos más vendidos en el mundo, debido a su efectividad como analgésico [8], motivo por el cual su presencia en las aguas residuales domésticas es muy frecuente, así como en las decargas de aguas residuales hospitalarias y de indutrias farmacéuticas [9]. Es importante señalar que sustancias como el IBP puede tener efectos eco-toxicológicos sinérgicos cuando se encuentran presentes en el ambiente junto con otros medicamentos antiinflamatorios no esteroideos, razón por la cual es necesario disminuir su concentración en las aguas residuales [10].

Los sistemas de tratamiento de aguas residuales convencionales no cuentan con capacidad para eliminar los CE y los sistemas actuales de tratamiento de aguas residuales domésticas sólo alcanzan a eliminar entre el 30 y 40 % de medicamentos presentes en el agua [11], lo cual motiva la búsqueda de alternativas para incrementar su porcentaje de eliminación. El objetivo de esta investigación es analizar la foto- oxidación de IBP en solución acuosa por medio de lámparas Led-UV (395 nm) comerciales. El uso de estas lámparas como fuente de radiación puede ser una alternativa atractiva porque son más compactas, no requieren ningún circuito especial como las lámparas UV convencionales; además, presentan menor consumo de energía y son de mayor pureza espectral [12].

Algunas alternativas que se han explorado son los procesos sono-electroquímicos [13], la extracción con algas [14], [15], procesos electrobiológicos [16], procesos electroquímicos [17], bioadsorción [18], electrodiálisis [19], ozonización [20], humedales artificiales [21], procesos sono-químicos [22], fotocatálisis heterogénea [23], oxidación fotoquímica, entre muchas otras más. Estos procesos han demostrado ser efectivos para reducir la concentración de contaminantes como el IBP en aguas residuales. Particularmente, los procesos de foto-oxidación presentan ventajas sobre otras técnicas como la oxidación completa de compuestos orgánicos e inorgánicos, la emisión de compuestos inocuos y la reactividad con la mayoría de los compuestos orgánicos, lo cual es interesante si se quiere evitar la presencia de subproductos potencialmente tóxicos en los contaminantes [24]. Así mismo, los pocos productos químicos utilizados son de bajo costo. Cabe resaltar que las lámparas Led-UV comerciales son económicas y su tamaño es más compacto. Algunos trabajos publicados sobre la remoción de aguas residuales demostraron que los procesos de oxidación avanzada para el tratamiento de los contaminantes emergentes se presentan como una alternativa interesante debido a su alta eficiencia. Un ejemplo de ello es el estudio en el que se implementó Led-UV /catalizador y se encontró que a mayor degradación del IBP aumenta el pH, teniendo en cuenta el tiempo de irradiación [9]. Sin embargo, en la investigación para este caso de estudio durante la remoción de IBP el pH bajó y el tiempo de irradiación fue mayor.

Se empleó un diseño experimental de tipo central, compuesto por cinco réplicas del punto central. Se formuló para dos factores con dos niveles. El primer factor es el pH inicial de la solución acuosa (5 y 9) y el segundo, la concentración inicial de ibuprofeno ( 15 25). La variable de respuesta corresponde al porcentaje de disminución de concentración de IBP en la solución acuosa. Se empleó ibuprofeno, grado analítico, suministrado por una empresa farmacéutica local. En la preparación de la solución acuosa se utilizó agua de alta pureza, obtenida de un purificador de agua marca Elga. Luego, se diluyó la cantidad necesaria de ibuprofeno para alcanzar la concentración deseada, se ajustó el pH inicial de la solución y se determinó la concentración inicial de IBP por espectrofotometría UV VIS a 225 nm, para lo cual se empleó un espectrofotómetro Thermo Scientific UV Vis Genesys 10S [25].

Una vez preparada la solución se depositó en un recipiente rectangular con capacidad para 2 L, en el cual se instalaron previamente las lámparas Led-UV con una potencia de 12 W. Cada metro de cinta de lámpara contó con 60 Led, con certificación IP65, cuya longitud de onda emitida por cada foco fue de 395 nm. En el recipiente del reactor se ubicaron 2 m de cinta SMD 3528, monocromático, 1 chip por Led, 0,08 watts tensión continua de 4,8 Volt a cada m/Led para un funcionamiento correcto, con lo cual se logró una corriente del orden de 0,02 a 0,03 A y 12 V CD. En total se utilizaron 120 lámparas dentro del recipiente. En otras palabras, la energía aplicada al sistema fue de 9,6 W. El recipiente de reacción se ubicó en un lugar con ausencia de luz para evitar posibles interferencias. A continuación, se muestra el montaje experimental (Figura 1).

Figura 1

Las lámparas Led-UV se encendieron durante una hora. Transcurrido el tiempo de reacción, se tomó una muestra del agua y se analizaron el pH final, la conductividad y la concentración de IBP. El pH inicial del agua se ajustó por uso de NaOH 0,1 N y HCl 0,1 N (Merck tritipur). Los resultados de los ensayos se trataron por medio del análisis de varianza (Anova) y se determinó el efecto de cada variable o factor sobre la respuesta [26], [27]. Se empleó la metodología de Pareto para determinar las variables o factores que presentaban mayor influencia sobre la respuesta [28],[29]. Finalmente, por medio de la metodología de superficie de respuesta se determinaron las condiciones más favorables para obtener la mayor reducción de concentración de ibuprofeno [27].

El porcentaje de reducción de IBP en la solución se calculó con la ecuación 1.

Ecuación 1

Donde IBP o e IBP f son las concentraciones inicial y final de IBP en cada ensayo (mg/L), respectivamente.

A continuación, se presentan los resultados de los experimentos realizados (Tabla 1).

Tabla 1

Se observa que el pH final del agua disminuye en todos los experimentos. El máximo valor de porcentaje de reducción de IBP alcanzado fue de 96,43 %, a pH 7 y 20 mg/L de IBP en el agua. El pH final del agua para ese ensayo fue de 6, lo que se puede asociar a la dilución de CO 2 en el agua por causa de la mineralización de la molécula de IBP. Esto explica también la disminución del pH final del agua en todos los ensayos. A pH superior a 7, el IBP se encuentra principalmente en su forma ionizada [30], situación que afecta la tasa de degradación del IBP por efecto de las condiciones de la solución [31]. Es decir, el pH afecta la estructura molecular del IBP y, por consiguiente, su ruta de degradación. Como un caso particular de comparación con la bibliografía, para la concentración inicial de 20 mg/L y el pH de 4,17 se encontró mayor porcentaje de degradación que el reportado por Wang y Col [9], en el que para valores de pH de 4 se obtuvo un porcentaje de degradación entre 50 y 60%, usando el proceso similar de oxidación Led-UV. En el caso de estudio no es claro el efecto del pH, puesto que las remociones presentan mayor influencia de la concentración de IBP en la solución (Figura 2).

Figura 2

Se observa que al aumentar la concentración de IBP en la solución acuosa, el porcentaje de reducción de concentración de este contaminante tiende a aumentar y el efecto no tiene relevancia en términos estadísticos. De la Figura 2 c) se concluye que el pH inicial de la solución no tiene efecto sobre la reducción de concentración de IBP. Por su parte, la concentración inicial de IBP sí afecta la variable de respuesta, toda vez que ésta aumenta al incrementar la concentración inicial de IBP en la solución. Dicho efecto pierde relevancia para concentraciones iniciales superiores a 20 mg/l. La Figura 2 b) permite observar lo planteado. Desde el punto de vista fenomenológico se puede señalar que para concentraciones superiores a 20 mg/L la reducción de concentración no varía significativamente, a pesar de ello se puede señalar que, al presentarse mayor reducción de concentración, el pH tiende a descender y, por lo tanto, la ionización de la molécula de IBP es menor y la ruta de degradación se ve afectada. Comparado con la bibliografía, este comportamiento está de acuerdo con los encontrados por Wang y Col [9]. Sin embargo, en su estudio los valores de pH estudiados fueron menores que cinco.

Se empleó el método de Pareto para determinar las variables o factores experimentales que presentaron mayor influencia sobre la reducción de concentración de IBP. Con base en lo anterior, se puede indicar que la variable de mayor efecto sobre la reducción de concentración de IBP es su concentración inicial en la solución. A continuación, se presenta el diagrama de Pareto para los resultados experimentales obtenidos (Figura 3).

Figura 3

Con base en el diagrama de Pareto, es claro que la variable que ejerce mayor influencia sobre la reducción de concentración de IBP es su concentración inicial y la interacción de segundo orden de esta variable consigo misma. El pH y las interacciones del pH no influyen significativamente sobre la reducción de concentración. Para visualizar con mayor facilidad el efecto de las variables o factores experimentales sobre la variable de respuesta se realizó el diagrama de superficie de respuesta (Figura 4).

Figura 4

La superficie de respuesta permite observar lo planteado, al aumentar la concentración de IBP en la solución el porcentaje de reducción de concentración aumenta. Este efecto es representativo hasta un valor de concentración inicial de 20 mg/L. A partir de este valor los resultados no difieren de manera considerable y se puede señalar que el efecto no es significativo. En todos los experimentos se observó que el pH del agua descendió, posiblemente por la dilución del CO 2 formado por la mineralización del IBP.

De manera que el IBP predominó en su forma molecular al existir mayor cantidad en la solución y mantener el número de lámparas Led-UV y el tiempo de reacción constantes, la energía aplicada al sistema no fue suficiente para incrementar el porcentaje de reducción de concentración de IBP. La mayor parte de reportes bibliográficos señalan que el IBP se remueve de las soluciones acuosas al aplicar radiación de alta energía, es decir, baja longitud de onda (200 a 280 nm) [31]. A pesar de esto, los resultados obtenidos con lámparas Led-UV comerciales (395 nm) se pueden considerar satisfactorios. Así mismo, pueden ser objeto de estudios posteriores, en los cuales se intensifique el efecto de la radiación UV con catalizadores sólidos o en solución y con otras técnicas avanzadas de tratamiento. Con base en el número de lámparas empleadas en los ensayos se determinó que el consumo de energía del proceso fue de 4,8 kWh.

La disminución de concentración de IBP en solución acuosa con lámparas Led-UV comerciales alcanzó una reducción máxima de 96,43 % a pH neutro y 20 mg/L de IBP en solución. El efecto del pH en el proceso no es representativo estadísticamente y se determinó que la concentración de IBP es la variable de mayor relevancia dentro del rango de valores experimentales analizado.

Durante los ensayos, el pH final del agua descendió en promedio una unidad, lo cual se atribuye a la formación de CO 2 por la mineralización del IBP y posterior disolución del gas en el agua, disminuyendo el pH por la formación de H 2 CO 3

El uso de lámparas Led-UV para tratar efluentes de sistemas de tratamiento que contengan IBP es un tema de interés, dado que facilita la adquisición y su remplazo en los sistemas de tratamiento terciario y permite intensificar el proceso por medio de otras técnicas para lograr la total mineralización de contaminantes emergentes como el IBP.