UNIVERSIDAD DE JAÉN

FACULTAD DE CIENCIAS EXPERIMENTALES

Trabajo Fin de Grado

Alumno: Irene Baena Pérez

Septiembre, 2015

Estudio de degradación

de triclocarbán en agua

mediante el tratamiento

con luz UV

Estudio de degradación

de triclocarbán en agua

mediante el tratamiento

con luz UV

Trabajo Fin de Grado

GRADO EN QUÍMICA

Facultad d

e C

iencia

s E

xp

erim

enta

les

UNIVERSIDAD DE JAÉN

FACULTAD DE CIENCIAS EXPERIMENTALES

Trabajo Fin de Grado Estudio de degradación

de triclocarbán en agua

mediante el tratamiento

con luz UV

Fdo. : Irene Baena Pérez

Trabajo Fin de Grado

GRADO EN QUÍMICA

INDICE

RESUMEN/ABSTRACT ................................................................................................................. 1

1. INTRODUCCIÓN ................................................................................................................ 2

1.1. Ciclo integral del agua…………………………………………………………………………………………………………..2

1.2. Tratamiento de aguas residuales………………………………………………………………………………………….3

2. ANTECEDENTES ................................................................................................................ 4

2.1. Triclocarbán………………………………………………………………………………………………………………………….4

2.2. Presencia en el medio ambiente…………………………………………………………………………………………..5

2.3. Técnicas utilizadas para la degradación de triclocarbán……………………………………………………….6

2.3.1. Ozonización. ...................................................................................................................... 7

2.3.2. Fotodegradación con luz UV .............................................................................................. 8

2.3.2.1. UV/TiO2 ..................................................................................................................... 10

2.3.3. Biodegradación ................................................................................................................ 11

2.3.4. Reacción de Fenton (Fe2+/ H2O2) ..................................................................................... 12

2.3.4.1. Proceso foto-Fenton (UV/Fe2+/ H2O2) ...................................................................... 12

2.4. Factores que influyen en la degradación…………………………………………………………………………….13

2.5. Técnicas empleadas para la identificación del triclocarbán y sus productos de

degradación………………………………………………………………………………………………………………………………….15

2.5.1. Cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MS)........................................... 16

2.5.2. Cromatografía de líquidos-espectrometría de masas (HPLC-MS) ................................... 16

2.6. Objetivos…………………………………………………………………………………………………………………………….17

3. EXPERIMENTAL ............................................................................................................... 18

3.1. Reactivos……………………………………………………………………………………………………………………………18

3.2. Instrumentación…………………………………………………………………………………………………………………18

3.2.1. Reactor UV ....................................................................................................................... 18

3.2.2. HPLC-TOF/MS .................................................................................................................. 19

3.3. Preparación de la muestra………………………………………………………………………………………………….20

3.4. Procedimiento……………………………………………………………………………………………………………………21

3.4.1. Fotodegradación en presencia de catalizador ................................................................. 21

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ............................................................................................. 23

4.1. Método HPLC-MS para la determinación del triclocarbán…………………………………………………..23

4.2. Estudio de degradación del triclocarbán mediante el tratamiento con luz UV……………………25

4.2.1. Efecto de la temperatura ................................................................................................. 27

4.2.2. Efecto de la adición de catalizador .................................................................................. 32

4.3. Productos de degradación………………………………………………………………………………………………….34

4.3.1. Persistencia de los productos de degradación ................................................................ 36

4.3.2. Estructura de los productos de degradación ................................................................... 39

4.4. Predicción de la toxicidad…………………………………………………………………………………………………..42

5. CONCLUSIONES .............................................................................................................. 43

6. BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................................. 44

1

RESUMEN

En esta memoria, se ha estudiado la degradación en agua bajo luz UV de un

antimicrobiano denominado triclocarbán (TCC). La degradación se llevó a cabo en

un reactor de 1 L provisto de una lámpara UV, en el que se irradiaron 500 ml de una

disolución patrón de 5 mg/L de TCC durante 6 horas. Además, se estudió el efecto

que producen en la degradación la temperatura y la adición de catalizador,

encontrándose que el aumento de la temperatura favorece la degradación y la

adición de catalizador la inhibe en las condiciones ensayadas. El triclocarbán y sus

productos de degradación se identificaron mediante cromatografía líquida de alta

resolución acoplada a espectrometría de masas con analizador de tiempo de vuelo

(HPLC-TOF/MS). Este método nos permitió identificar 25 productos de degradación,

la mayoría de los cuales se generan por hidroxilación o pérdida de cloro del

triclocarbán. Los resultados obtenidos muestran que tanto el triclocarbán como sus

productos de degradación no son muy persistentes, ya que se degradan

completamente a las 2 horas de exposición a la radicación UV y no presentan una

toxicidad elevada.

ABSTRACT

In this report, we have studied the degradation in water under UV light in a common

antimicrobial called triclocarban (TCC). Degradation was conducted in a reactor of 1

L equipped with a UV lamp, in which 500 ml of a stock solution of 5 mg/L of TCC

were irradiated for 6 hours. Furthermore, we studied the effect that can have on the

degradation parameters as temperature and the addition of catalyst, discovering that

the temperature increase promotes the degradation and the addition of catalyst

inhibits the degradation in the tested conditions. Triclocarban and its degradation

products were identified by high resolution liquid chromatography coupled to mass

spectrometry with time of flight analyzer (HPLC-TOF/MS). This method enabled us to

identify 25 degradation products, most of which are generated by hydroxylation or

dechlorination of triclocarban. The results show that both triclocarban and their

degradation products are not very persistent, because they are completely degraded

within 2 hours of exposure to UV radiation and do not pose a high toxicity.

2

1. INTRODUCCIÓN

Hoy en día, la sociedad depende de numerosas sustancias químicas que forman

parte de las actividades de la vida cotidiana, pero el uso masivo y descontrolado, se

está convirtiendo en una gran preocupación debido a su posible impacto

medioambiental, ya que en la actualidad, para muchos de estos compuestos no

existe una legislación clara y específica en relación a las concentraciones presentes

en el medio ambiente.

Dentro de este grupo de compuestos se encuentran los contaminantes

“emergentes”, que se definen como contaminantes previamente desconocidos o no

reconocidos como tales cuya presencia en el medio ambiente no es necesariamente

nueva, pero sí la preocupación por las posibles consecuencias de la misma. La lista

de contaminantes emergentes es muy extensa e incluye una gran variedad de

productos entre los que se encuentran productos farmacéuticos, antimicrobianos y

numerosos compuestos químicos como los disruptores endocrinos.

Hasta hace poco tiempo, estas sustancias no eran consideradas como

contaminantes potenciales, ya que se encontraban en el medio ambiente en

pequeñas concentraciones (del orden de ng L-1 o µg L-1) y además se desconocían

sus posibles consecuencias. Sin embargo, actualmente se tienen evidencias de que

aun a estos niveles, pueden causar daños en el ser humano y en los ecosistemas en

general, en algunos casos de forma irreversible.

Muchos de estos compuestos pueden tener como destino final las aguas residuales

urbanas e industriales, pudiendo ser degradados y eliminados durante el tratamiento

de las aguas en las EDAR. Sin embargo, está demostrado que los procedimientos

de depuración no son completamente efectivos, ya que estas sustancias

permanecen en los efluentes tratados, entrando así de nuevo al medio ambiente

convirtiéndose en un serio peligro para los ecosistemas.

1.1. Ciclo integral del agua

La presencia de contaminantes en aguas residuales tratadas, ríos y lagos tiene su

origen en el ciclo del agua, ya que, en algún punto de este ciclo, es donde se

produce la alteración de la composición del agua o mejor dicho, la contaminación de

la misma. El ciclo integral del agua comprende las siguientes fases:

3

- Captación de agua de las distintas fuentes de suministro siendo las más

habituales ríos, pozos y embalses.

- Transporte del agua hasta las estaciones de tratamiento de agua potable

(ETAP).

- Tratamiento del agua mediante procesos físico-químicos y cloración para que

pueda ser consumida con total garantía sanitaria.

- Distribución del agua potable a los distintos hogares e industrias para su

consumo.

- Evacuación de las aguas ya usadas, bien en usos domésticos o industriales,

por medio del alcantarillado.

- Tratamiento en estaciones depuradoras y devolución al cauce normal de los

ríos o al mar.

Figura 1. Ciclo integral del agua

De acuerdo con el ciclo integral del agua, las principales vías de entrada de

contaminantes en el medio ambiente son las aguas residuales entre las que se

incluyen las de uso doméstico e industrial y las de origen agrícola y ganadero.

1.2. Tratamiento de aguas residuales

El conjunto de tratamientos a los cuales se someten las aguas residuales para la

eliminación de los contaminantes presentes en ellas se llevan a cabo en las

estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR).

4

Los tratamientos convencionales que se llevan a cabo en las EDAR son:

- Tratamiento primario: son tratamientos físicos cuya finalidad es la separación

de las partículas y cuerpos de mayores dimensiones presentes en las aguas

residuales. Consisten en separar la contaminación presente en el agua por

suspensión, flotación o arrastre. Estos pueden ser el desbaste, desarenado,

desengrasado y la decantación.

- Tratamiento secundario: es un proceso de tratamiento biológico cuya finalidad

es reducir la materia orgánica presente en el agua. La presencia de bacterias en el

agua, permite que estas se alimenten de la materia orgánica disuelta (fermentación

aerobia), separándose posteriormente las mismas del agua mediante decantación.

Existen distintos tipos de tratamientos secundarios como pueden ser los fangos

activos, aireación prolongada, lechos bacterianos, biodiscos, etc. pero todos están

fundamentados de la misma manera.

- Tratamiento terciario: son todos los tratamientos físico–químicos destinados a

afinar algunas características del agua efluente de la depuradora con vistas a un uso

posterior. Hay muchos componentes del agua que no se pueden eliminar por los

tratamientos primario y secundario, por ello, dependiendo de la composición del

agua residual se realizan tratamientos tales como la ósmosis inversa, tratamiento

por ozono, eliminación de fósforo, desnitrificación, etc.

El tratamiento terciario es el punto clave para la eliminación de contaminantes, por lo

que si se suprime como es el caso de algunas EDAR en las que las aguas de uso

doméstico no son sometidas a tratamientos terciarios, dichos contaminantes

entrarán al medio ambiente a través de la descarga de efluentes de aguas

residuales tratadas.

2. ANTECEDENTES

2.1. Triclocarbán

El triclocarbán (TCC) o 3,4,4–triclorocarbanilida es una anilida con apariencia de

polvo o cristal blanco. Es un compuesto de naturaleza hidrofóbica y lipofílica (apolar)

con un coeficiente de reparto octanol/agua (log Kow = 4,9) y un coeficiente de reparto

5

carbón orgánico/agua (log Koc= 4,5). Posee una solubilidad relativamente pequeña

en agua (0,7 – 1,6 mg/L) y su punto de fusión es (253-256 º C).

Figura 2. Estructura del triclocarbán

Desde 1960, el triclocarbán se ha usado durante muchas décadas como agente

antimicrobiano debido a sus propiedades sanitarias.

Se encuentra comúnmente en productos de consumo y cuidado personal como

jabones, champús, detergentes, lociones limpiadoras, cosméticos, pasta de dientes,

enjuagues bucales, desodorantes, utensilios de cocina y desinfectantes médicos. El

contenido en peso de TCC en las fórmulas de estos productos suele ir generalmente

desde el 0,1% al 2% [Chalew & Halden, 2009], mostrando un consumo anual

aproximado de 227-454 toneladas en Estados Unidos [Halden & Paull, 2005].

Debido al uso extendido en los productos de cuidado personal, el TCC se encuentra

entre los contaminantes orgánicos más comúnmente detectados en aguas

residuales tratadas [Kolpin et al., 2002; Halden el al., 2005]. Como otros

contaminantes orgánicos antropogénicos, la eliminación de TCC es incompleta

durante el tratamiento de aguas residuales por lo que entra en el entorno a través de

la descarga de efluentes de aguas residuales tratadas.

Estudios recientes muestran que el TCC es tóxico y causa disrupción del sistema

endocrino, de ahí la importancia del presente estudio por conocer la degradación del

TCC y sus productos de degradación.

2.2. Presencia en el medio ambiente

Debido al uso extendido del TCC, estudios previos muestran que este

antimicrobiano está presente en aguas residuales tratadas, ríos y lagos,

encontrándose concentraciones que van desde 362 ng/L en influentes de agua

6

residuales en Cataluña [Pedrouzo et al., 2009] hasta 0,9 ng/L en aguas superficiales

del arroyo Fountain en Colorado [Gautam, Carsella & Kinney, 2014]. Además,

también se ha detectado su presencia en agua del grifo y agua embotellada en

Valencia [Carmona, Andreu & Picó, 2014], encontrándose concentraciones de 13

ng/L y 12 ng/L, respectivamente.

Tabla 1. Niveles de triclocarbán detectados en muestras acuosas.

Muestra Concentración Método analítico Referencia

Agua superficial río Zhujiang (China) 338 ng/L HPLC-MS/MS

Zhao et al., 2013

Agua superficial río Hai (China) 117 ng/L HPLC-MS/MS

Agua superficial río Liao (China) 58,8 ng/L HPLC-MS/MS

Agua superficial río Yellow (China) 36,8 ng/L HPLC-MS/MS

Agua superficial río Dongjiang (China) 269 ng/L HPLC-MS/MS

Efluente de aguas residuales (China) 136 ng/L HPLC-MS/MS

Agua superficial río Arkansas (Colorado) 2,2 ng/L HPLC-MS/MS

Gautam et al., 2014 Agua superficial arroyo Fountain (Colorado) 0,9 ng/L HPLC-MS/MS

Efluente de aguas residuales (Colorado) 5,9 ng/L HPLC-MS/MS

Influente de aguas residuales (Valencia) 71 ng/L HPLC-MS/MS

Carmona et al., 2014

Efluente de aguas residuales (Valencia) 127 ng/L HPLC-MS/MS

Agua superficial río Turia (Valencia) 4 ng/L HPLC-MS/MS

Agua mineral embotellada (Valencia) 12 ng/L HPLC-MS/MS

Agua del grifo (Valencia) 13 ng/L HPLC-MS/MS

Influente de aguas residuales (Cataluña) 362 ng/L HPLC-MS/MS

Pedrouzo et al., 2009 Efluente de aguas residuales (Cataluña) ‹ LOD HPLC-MS/MS

Río Ebro (España) ‹ LOQ HPLC-MS/MS

Río Llobregat (España) ‹ LOQ HPLC-MS/MS

2.3. Técnicas utilizadas para la degradación de triclocarbán

La degradación de triclocarbán puede llevarse a cabo mediante diversas técnicas

entre las que se encuentran el tratamiento con ozono, la fotodegradación directa o

indirecta bajo luz UV o luz solar simulada, la biodegradación y la reacción foto-

Fenton.

Estas técnicas poseen una gran eficacia, ya que permiten degradar por completo el

triclocarbán en muy poco tiempo. Una evidencia de esto se muestra en estudios

previos [Tizaoui, Grima & Hilal, 2011], donde se observó que tan solo a los 10

minutos de tratamiento del triclocarbán con ozono éste se degradó por completo.

7

Tabla 2. Técnicas utilizadas para la degradación del triclocarbán.

Técnica % Eliminación Productos de degradación Referencia

Tratamiento con ozono

100% a los 10 min - Tizaoui et al.,

2011

Fotodegradación con luz UV

99% a los 10 min 36% a los 60 min con luz solar simulada

3,4-dicloroanilina, 4-cloroisocianatobenceno, 4-cloronitrobenceno y 4-cloroanilina

Ding et al., 2012

Biodegradación con bacterias de aguas residuales

100% 4-cloroanilina y 3,4-dicloroanilina Miller et al.,

2010

Electro-fenton 100% a los 20 min utilizando una celda de difusión Pt/O2

Hidroquinona, clorohidroquinona, urea, 4-cloronitrobenceno y 1,2-dicloro-4-nitrobenceno

Sires et al., 2007

2.3.1. Ozonización

El proceso de ozonización se ha utilizado como un método eficaz para la eliminación

de contaminantes durante el tratamiento de aguas, siendo los compuestos que se

degradan por ozonización aquellos que contienen en su estructura S, N, O y Cl, ya

que el ozono reacciona con dichos átomos.

El ozono es un potente agente oxidante que reacciona con una gran multitud de

compuestos químicos de diversa naturaleza. Su alto potencial de oxidación (2,07 V)

y la formación de subproductos poco o nada tóxicos durante el tratamiento han

hecho crecer la importancia de esta técnica en el tratamiento de aguas. En la Figura

3, se esquematiza la aplicación del ozono en la purificación del agua.

Figura 3. Aplicación de ozono en la purificación del agua

8

Cuando el ozono se disuelve en el agua, el mecanismo de oxidación puede tener

lugar por dos vías: la reacción directa con el ozono molecular (O3) o la oxidación

indirecta a través de la formación de radicales hidroxilo (•OH). La oxidación indirecta

a través de radicales hidroxilo constituye una de las técnicas oxidantes más potentes

aunque presenta el inconveniente de que la vida media de los radicales •OH es del

orden de microsegundos pero, a pesar de esto, la oxidación indirecta es mucho más

rápida que la oxidación con ozono molecular.

La intensidad de ambos mecanismos durante la degradación de un compuesto

depende de factores como la naturaleza del contaminante, la dosis de ozono o el pH

del medio, por ejemplo, en condiciones de bajo pH se ve favorecida la oxidación con

ozono molecular y por el contrario en condiciones de alto pH se ve favorecida la

oxidación por radicales hidroxilo.

2.3.2. Fotodegradación con luz UV

Se denomina radiación ultravioleta o UV, a la componente del espectro

electromagnético cuya longitud de onda está comprendida aproximadamente entre

100 y 400 nm. El rango UV usualmente se divide a su vez en cuatro regiones, UV-A

(llamada también luz UV cercana, larga o negra), UV-B (onda media), UV-C (luz UV

corta) y luz UV (luz ultravioleta de vacío).

Figura 4. Espectro de la radiación electromagnética

9

Los métodos fotolíticos utilizados para la degradación de contaminantes disueltos en

agua se basan en proporcionar energía a los compuestos químicos en forma de

radiación, que es absorbida por las distintas moléculas para alcanzar estados

excitados en el tiempo necesario para experimentar reacciones.

La energía radiante es absorbida por las moléculas en forma de fotones, los cuales

contienen las cantidades de energía necesarias para excitar electrones específicos y

formar radicales libres que experimenten una serie de reacciones en cadena para

dar los productos de reacción. Estos radicales libres pueden generarse por homólisis

de enlaces débiles, o bien por transferencia electrónica desde el estado excitado de

la molécula orgánica hacia el oxígeno molecular, originándose el radical superóxido

(•O2), o hacia otros reactivos químicos como el ozono o el peróxido de hidrógeno, en

cuyo caso se producen radicales hidroxilo (•OH).

Dentro de las transformaciones fotoquímicas se pueden diferenciar dos tipos de

procesos: los procesos fotoquímicos directos y los sensibilizados.

Los procesos fotoquímicos directos (fotodegradación directa) se refieren a la

absorción de luz por un compuesto a las longitudes de onda que corresponden al

espectro de absorción del mismo, con un flujo global de radiación de magnitud

suficiente como para ocasionar una transformación química.

Los procesos fotoquímicos sensibilizados (fotodegradación indirecta) se refieren a la

absorción de energía luminosa por parte de una molécula sensibilizadora intermedia.

La energía luminosa absorbida se puede transferir a otros compuestos que no

absorben luz o puede iniciar la producción de compuestos químicos oxidantes

altamente reactivos, como el oxígeno singlete o radicales peroxi o hidroxi, los cuales

pueden reaccionar con una molécula de sustrato originando una transformación

química.

Muchos contaminantes son sensibles a la fotólisis puesto que contienen

frecuentemente en sus estructuras grupos cromóforos que absorben luz a longitudes

de onda en la región UV y VIS del espectro solar. Los grupos potencialmente

cromóforos incluyen a los enlaces insaturados y anillos aromáticos.

La gran mayoría de las aplicaciones de estos métodos, utilizan lámparas de

mercurio de presión media, debido a su gran potencia por debajo de 300 nm.

Numerosos contaminantes químicos absorben radiación UV a estas longitudes de

onda y, por tanto, pueden experimentar una fotólisis directa eficiente.

10

Un tratamiento alternativo es la combinación de luz UV con peróxido de hidrógeno lo

que produce un fuerte oxidante como son los radicales hidroxilo. Este proceso es útil

cuando el contaminante de interés no posee un cromóforo adecuado o tiene un

rendimiento cuántico para la fotólisis directa bajo.

Antes de que la fotodegradación haya alcanzado el punto final, se forman productos

intermedios de degradación de los compuestos primarios. La identificación de estos

productos intermedios es de gran importancia ya que es posible que posean una

toxicidad más elevada que los compuestos de los que proceden.

2.3.2.1. UV/TiO2

El tratamiento y/o purificación de aguas mediante fotocatálisis heterogénea con

dióxido de titanio como catalizador es una de las aplicaciones fotoquímicas que más

interés ha despertado entre la comunidad científica ya que, a diferencia de la

mayoría de los procesos fotoquímicos, la fotocatálisis heterogénea no es selectiva y

puede emplearse para tratar mezclas complejas de contaminantes.

La fotocatálisis se define como la aceleración de una foto reacción mediante la

presencia de un catalizador, es decir, en la fotocatálisis se produce la alteración

fotoquímica de alguna especie como resultado de la absorción de la radiación de

otra especie fotosensible que es, en este caso, el catalizador.

La fotocatálisis heterogénea se basa en el uso de un semiconductor sólido como

catalizador, normalmente TiO2, que forma una suspensión estable bajo irradiación

para estimular una reacción en la interfase sólido/líquido o líquido/gas. Este

catalizador se activa por absorción de la radiación dando lugar a reacciones que

pueden modificar químicamente los contaminantes, convirtiéndolos en especies más

biodegradables o en algunos casos logrando la completa mineralización de los

mismos.

El proceso de fotocatálisis con TiO2 se muestra en la Figura 5. La luz de longitud de

onda cuya energía sea superior al ancho de banda del catalizador, semiconductor

TiO2 (λ<387 nm; E>EG = 3.2 eV), promueve el paso de un electrón desde la banda

de valencia hasta la banda de conducción para generar, en presencia de agua,

radicales hidroxilo (•OH).

11

Los radicales •OH son los principales causantes de las reacciones de oxidación de

contaminantes orgánicos mediante la ruptura progresiva de sus enlaces.

Figura 5. Fotocatálisis heterogénea con TiO2

La fotocatálisis presenta grandes ventajas ya que permite la oxidación de

contaminantes hasta compuestos inocuos, no se producen productos intermedios

tóxicos y se logra la descomposición de los reactivos utilizados en productos que

carecen de toxicidad.

2.3.3. Biodegradación

Las tecnologías biológicas se basan en la degradación de contaminantes orgánicos

por acción de microorganismos. Han sido desarrolladas para tratar un amplio rango

de contaminantes como pesticidas, gasóleo, gasolina, aceites, y ciertos compuestos

orgánicos halogenados.

En general, hay varios factores que influyen en el proceso de biodegradación como

la biodegradabilidad de los contaminantes, presencia de componentes inhibidores,

temperatura, concentración de oxígeno, pH, concentración de nutrientes y

solubilidad de los contaminantes.

12

2.3.4. Reacción de Fenton (Fe2+/ H2O2)

La aplicación de la reacción de Fenton como proceso oxidante para la destrucción

de sustancias orgánicas tóxicas comenzó a desarrollarse a mediados de los años 60

por Brown y col.

El peróxido de hidrógeno es un oxidante muy utilizado en los procesos

fotocatalíticos, ya que, en presencia de catalizadores como el hierro, que mejoran la

capacidad oxidativa del proceso, permite la oxidación de los contaminantes

orgánicos.

El sistema Fenton está formado por una mezcla de peróxido de hidrógeno e ion

ferroso, el cual inicia y cataliza la descomposición del H2O2 dando lugar a la

generación de radicales hidroxilo mediante una serie de complejas reacciones en

cadena. Esta serie de reacciones, da lugar a la mineralización de los compuestos

orgánicos hasta CO2, H2O e iones inorgánicos.

La mayor desventaja de este proceso es que produce un residuo de lodos de hierro,

hecho que ha llevado a cabo el desarrollo del proceso foto-Fenton en el que se

produce la reducción de oxalato de hierro (III) a oxalato de hierro (II),

disminuyéndose así la cantidad de lodos formados.

2.3.4.1. Proceso foto-Fenton (UV/Fe2+/ H2O2)

Se ha observado que la velocidad de degradación de los contaminantes orgánicos

aumenta considerablemente cuando el reactivo Fenton se combina con la radiación

UV-Visible debido a la regeneración continua del Fe2+, como consecuencia del

mecanismo de fotorreducción del Fe3+, y la generación adicional de nuevos radicales

hidroxilo (•OH) a partir de H2O2.

Este proceso se conoce como foto-Fenton, y en él los complejos de Fe3+ sufren una

transferencia de carga ligando-metal que da lugar a la disociación en Fe2+ y el

ligando oxidado.

Los complejos de Fe3+ que se forman en solución ácida suelen ser el Fe(OH)2+ y el

Fe2(OH)24+ los cuales son capaces de absorber luz UV y Vis. Estos complejos sufren

una fotorreducción generando radicales •OH y Fe2+, lográndose así que el Fe2+ siga

reaccionando con los radicales •OH y continúe la reacción de oxidación.

13

El inconveniente de este proceso es la necesidad de controlar muy exhaustivamente

el pH del medio. En general se recomienda mantener el pH en un rango que oscile

entre 2,6 y 3 para el mejor rendimiento del sistema.

Mediante este proceso, las aguas residuales tóxicas pueden ser tratadas para

reducir simultáneamente la toxicidad y su contenido en materia orgánica. Esta

oxidación química da lugar a la oxidación parcial de las sustancias orgánicas a

especies más biodegradables.

2.4. Factores que influyen en la degradación

En este trabajo, la técnica que vamos a utilizar para la degradación del triclocarbán

es la radiación UV. Por ello, antes de comenzar se ha investigado el efecto que

pueden tener en la degradación ciertos parámetros como el pH, la concentración

inicial de TCC, la adición del catalizador TiO2 y la presencia de iones comunes en el

agua y ácidos húmicos, ya que dependiendo de estos parámetros, la degradación

con luz UV será más o menos efectiva.

- Efecto del pH

El pH se considera uno de los factores más importantes que afectan a la

degradación de contaminantes orgánicos en agua. En 2013, Ding y col. realizaron

experimentos en el rango de pH 1,0-14,0 para determinar el pH óptimo al cual ocurre

la máxima degradación del TCC. La concentración de TCC con la que llevaron a

cabo dicho estudio fue 5,0 mg/L. En este estudio, se mostró que la degradación del

TCC depende del pH ya que el aumento de pH produjo un incremento en la

degradación del TCC, obteniéndose unas constantes de velocidad de degradación

aparentes de 0,327, 0,407, 0,476, 0,505 y 0,607 min -1 a pH 1,0, 5,0, 7,0, 10,0, y

14,0 respectivamente. Estos resultados mostraron que la degradación del TCC

aumenta con el incremento de pH de la disolución.

- Efecto de la concentración inicial de TCC.

Ding y col. también estudiaron el efecto de la concentración inicial de TCC a pH 6,7

y a una temperatura constante de 25 º C. Las constantes de velocidad de

14

degradación obtenidas fueron 0,513, 0,499, 0,476 y 0,289 min -1 a la concentración

inicial de 1,0, 2,0, 5,0, y 10,0 mg/L respectivamente.

El hecho de que la velocidad de degradación disminuya al aumentar la

concentración de TCC, se debe a que a mayor concentración se forman más

productos de degradación que pueden absorber parte de la luz disponible para la

degradación de los compuestos orgánicos, disminuyendo así la eficacia de la

degradación.

- Efecto de la adición de TiO2.

La degradación fotocatalítica de contaminantes orgánicos bajo radiación UV en

superficies de semiconductores ofrece una solución viable a la variedad de

problemas medioambientales. El TiO2 es el fotocatalizador más ampliamente

utilizado debido a su gran actividad catalítica por lo que, teóricamente, la adición de

TiO2 podría mejorar la degradación de contaminantes orgánicos.

Ding y col. realizaron una serie de experimentos incrementando la concentración de

fotocatalizador en el rango 0,05-1,0 g/L. La concentración inicial de TCC fue 5,0 g/L

y el pH inicial de la disolución de TCC fue 6,7.

La adición de TiO2 redujo la degradación de TCC lo que puede explicarse por dos

efectos adversos, el efecto positivo atribuido a la reacción del radical hidroxilo y el

efecto negativo debido a la dispersión de la luz que reduce el flujo fotónico dentro de

la solución irradiada. Por tanto, la disminución de la degradación del TCC con la

adición de TiO2 indica que el efecto negativo de la dispersión de la luz juega un

papel principal en la degradación del TCC y que la mejora atribuida a la oxidación

del radical hidroxilo puede ignorarse ya que la degradación directa del TCC es

suficientemente rápida.

- Efecto de los aniones.

La fotólisis de contaminantes orgánicos en aguas superficiales naturales, posee

problemas adicionales debido al posible efecto de los componentes del agua, como

iones inorgánicos y materia orgánica.

Ding y col. investigaron el efecto de la presencia de los iones más comunes en las

aguas superficiales, como pueden ser bicarbonato, nitrato y sulfato. La

concentración de la disolución de TCC fue 5,0 mg/L y la temperatura se mantuvo

15

constante a 25 º C. Los resultados mostraron que la degradación del TCC es

inhibida por tales aniones. Esto se debe a la gran absorbancia de luz UV del nitrato

en el rango de 200-240 nm que obstaculiza la degradación del TCC. De forma

similar, la competencia por la absorción de luz UV del sulfato y bicarbonato también

inhiben la degradación del TCC.

- Efecto de la presencia de ácidos húmicos

La fotoabsorción competitiva de la materia orgánica natural y el carbón orgánico

disuelto juegan un papel importante en la fotodegradación de contaminantes

orgánicos [Mihas, Kalogerakis & Psillakis, 2007; Ge et al., 2009].

Generalmente, los ácidos húmicos pueden actuar como fotosensibilizador natural

para mejorar la degradación de compuestos orgánicos debido a la formación del

radical •OH bajo la radiación UV [Scully, McQueen, Lean & Cooper, 1996; Canonica,

Hellrung & Wirz, 2000; Halladja et al., 2007; Jiao et al., 2008]

Para determinar la influencia de la materia orgánica natural durante la

fotodegradación del TCC, Ding y col. llevaron a cabo la fotodegradación del TCC en

presencia de ácidos húmicos. La concentración de ácidos húmicos fue 5,0 mg/L, y el

pH inicial de la disolución de TCC fue 6,7. En este estudio, se reveló que la

fotodegradación de TCC se inhibe en presencia de ácidos húmicos. La razón de esta

inhibición es que la absorción UV de los ácidos húmicos en el rango de longitud de

onda 200-400 nm hace que actúen como un filtro de la radiación, lo que inhibe la

velocidad de degradación del TCC.

2.5. Técnicas empleadas para la identificación del triclocarbán y sus

productos de degradación

Las técnicas usualmente más empleadas para la identificación del triclocarbán y sus

productos de degradación son principalmente HPLC-MS y en menor frecuencia GC-

MS.

16

2.5.1. Cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MS)

La cromatografía de gases ha sido la técnica más ampliamente utiliza hasta

mediados de los 80, gracias a su capacidad de separación y sensibilidad en el

análisis de compuestos volátiles. La limitación de esta técnica está marcada por la

estabilidad térmica que deben presentar los compuestos a separar, además de la

necesidad de derivatización a la hora de analizar compuestos polares, para

convertirlos en sustancias menos polares.

En cromatografía de gases, la muestra se volatiliza y se inyecta en la cabeza de una

columna cromatográfica. La elución se produce por el flujo de una fase móvil de un

gas inerte, generalmente helio o nitrógeno, cuya función es únicamente transportar

al analito y que no interacciona con las moléculas de este. El analito se distribuye

entre una fase móvil gaseosa y una fase líquida inmovilizada sobre la superficie de

un sólido inerte, de modo que los analitos quedan más o menos retenidos en la

columna según su afinidad por la fase estacionaria.

El inconveniente que presenta esta cromatografía es que los compuestos de

carácter polar, poco volátiles y termolábiles suelen presentar limitaciones.

El acoplamiento de esta técnica con espectrometría de masas permite llevar a cabo

medidas de masas exactas de los iones de estudio permitiendo así la identificación

inequívoca de las especies de interés.

2.5.2. Cromatografía de líquidos-espectrometría de masas (HPLC-MS)

La HPLC, es probablemente la técnica analítica de separación más utilizada

actualmente, debido a su sensibilidad, su fácil adaptación a las determinaciones

cuantitativas exactas y su idoneidad para la separación de especies no volátiles o

termolábiles.

El principio de la cromatografía líquida se basa en la separación de sustancias entre

una fase móvil líquida, generalmente un disolvente o mezclas de disolventes

polares, y una fase estacionaría líquida inmovilizada sobre la superficie de un sólido

inerte, generalmente apolar.

La cromatografía en fase reversa es la técnica más ampliamente utilizada para el

análisis ambiental. En el caso de la cromatografía en fase reversa, se utilizan

columnas no polares y fases móviles polares, por lo que los analitos más polares

17

eluyen primero y la retención del soluto se incrementa aumentando la polaridad de la

fase móvil.

En la cromatografía líquida de alta resolución, la fase móvil se bombea a través de la

fase estacionaria compuesta por una columna que contiene partículas con un

diámetro comprendido entre 3 y 10 µm.

Generalmente se utiliza una elución en gradiente, de modo que se emplea una

mezcla de dos o tres disolventes de distinta polaridad cuya proporción varía a lo

largo del análisis. La elución de los analitos se produce de forma inversa a la

afinidad de los estos por la fase estacionaria, es decir, los analitos que salen antes

son los que presentan menor afinidad por la fase estacionaria. A la salida de la

columna cromatográfica, el analito genera una señal en el detector que está

directamente relacionada con su concentración.

El acoplamiento de cromatografía líquida con espectrometría de masas, empleando

analizador de tiempo de vuelo (HPLC-TOF/MS) es una técnica relativamente

reciente de gran valor, gracias a la capacidad que presenta para llevar a cabo

medidas de masas exactas de los iones, que permiten la identificación inequívoca de

las especies de interés. Además, las medidas de masa/carga exacta de iones

permiten la identificación inequívoca de los productos de degradación.

2.6. Objetivos

Los objetivos que se persiguen en este trabajo son:

- Poner a punto un método de análisis de triclocarbán en agua mediante

técnicas cromatográficas.

- Estudiar la degradación mediante radiación UV de triclocarbán en disolución

acuosa.

- Estudiar el efecto de aspectos como la temperatura o la adición de

catalizadores.

- Estudiar la posible formación de productos de degradación, su persistencia y

su estructura química.

- Predecir la toxicidad de los productos de degradación formados.

18

3. EXPERIMENTAL

3.1. Reactivos

- Triclocarbán (Sigma-Aldrich)

- Agua de grado HPLC (Sistema de agua Mili-Q-Plus ultrapura de Millipore,

Milford, MA, EE.UU)

- Acetonitrilo de grado HPLC (Panreac, Barcelona, España)

- Acido Fórmico de grado HPLC (Panreac, Barcelona, España)

- Metanol de grado HPLC (Panreac, Barcelona, España)

- Dióxido de titanio (Sigma-Aldrich)

3.2. Instrumentación

3.2.1. Reactor UV

La degradación con luz UV se llevó a cabo en un fotoreactor integrado. El fotoreactor

consta de un tanque con una capacidad de 1L y un refrigerante de camisa simple en

el que se introduce la lámpara UV inmersa en un tubo de cuarzo. Con el fin de

mantener la homogeneidad de la disolución en todo momento, se introduce un

agitador magnético en el reactor y se coloca el tanque sobre una placa de agitación.

Las características de la lámpara UV son:

- Lámpara UV de inmersión (384 mm) (modelo CA 150; n 5600 1725; marca

HNG Alemania G4) presión media de Hg

- Centro de inmersión de longitud de rayos de 303 mm

- Posición del centro de emisión de la lámpara de 44 mm

- Potencia de la lámpara 150 W

- Longitud de onda máxima de emisión centrada en 254 nm

19

Figura 6. Reactor UV

3.2.2. HPLC-TOF/MS

El estudio de degradación del TCC se ha llevado a cabo usando un sistema de

cromatografía de líquidos, HPLC (Agilent Series 1290 INFINITY, Agilent

Technologies, Santa Clara, EEUU). El sistema está dotado con una columna

analítica de fase reversa C18, un inyector automático y una bomba binaria capaz de

introducir mezclas de hasta dos disolventes en diferentes proporciones.

El sistema HPLC está acoplado a un espectrómetro de masas con analizador de

tiempo de vuelo (Agilent 6220 TOF, Agilent Technologies, Santa Clara, CA, USA)

mediante una interfase de electrospray (ESI) que trabaja en modo de ionización

negativo.

Figura 7. Equipo de cromatografía de líquidos de alta resolución/espectrometría de masas (HPLC-MS) utilizado

en el estudio.

20

El software utilizado fue Agilent Mass Hunter Workstation Software. Qualitative

Analysis. Versión B.02.00.

El método cromatográfico empleado consistió en la elución en gradiente utilizando

como fases móviles agua Mili-Q al 0,1% en ácido fórmico (A) y acetonitrilo (B).

La composición inicial de la fase móvil fue 10% B y 90% A y se mantuvo contante

durante tres minutos, tras este tiempo, se produjo un gradiente lineal hasta alcanzar

una composición final del 100% de B en un transcurso de 9 minutos y, por último, se

mantuvo el 100% de B durante 3 minutos.

A continuación, se recogen las características de método cromatográfico empleado:

Tabla 3. Características del método cromatográfico.

Columna Columna analítica C18 de 4.6 mm x 50 mm y 1.8 μm de tamaño de partícula (Zorbax Eclipse XDB C-18)

Flujo de la fase móvil 0,5 mL/min

Volumen de inyección 20 μL

Tiempo de parada 15 min

Voltaje del capilar 4000 V

Temperatura del gas de secado 325 º C

Caudal del gas de secado 9 L/min

Presión del gas nebulizador 40 psi

Voltaje del octapolo 250 V

Voltaje del fragmentador 190 V

Skimmer 65 V

Polaridad iónica Negativa

Rango de m/z 50-1000

3.3. Preparación de la muestra

Se prepara una disolución madre de 1000 mg/L de triclocarbán, para ello, se utiliza

un pesasustancias de vidrio y se pesan 50 mg del patrón de TCC en una balanza

analítica. Posteriormente, se trasvasa el TCC a un matraz aforado de 50 mL y se

enrasa con acetonitrilo.

A partir de esta disolución, se preparan disoluciones patrón de TCC cuya

concentración sea 5 mg/L, para ello, se toman 2,5 mL de la disolución madre y se

llevan a 0,5 L con agua Mili-Q.

21

3.4. Procedimiento

Se prepara el reactor UV descrito en la sección 3.2.1., para ello, se introduce un

agitador magnético dentro del reactor y se vierten 500 mL de disolución patrón de 5

mg/L de TCC. Posteriormente, se introduce el refrigerante de camisa simple que

contiene en su interior la lámpara UV y se coloca el reactor sobre una placa de

agitación, se conecta la corriente de agua y por último se enciende la lámpara. Antes

de encender la lámpara se toma una alícuota en un tubo de ensayo de vidrio y con

una micropipeta se transfieren 500 µL a un vial de vidrio para hacer la medida a

tiempo 0 minutos. La irradiación de la muestra con luz UV se lleva a cabo durante 6

horas. Los tiempos a los cuales se extraen las alícuotas son: 0, 5, 10, 15, 20, 30, 60,

90, 120, 180, 240 y 360 minutos. Esta misma experiencia se lleva a cabo a

diferentes temperaturas: 25, 30, 35 y 40 º C y también adicionando TiO2 como

catalizador. Finalmente, las alícuotas se analizan usando el HPLC-TOF/MS.

3.4.1. Fotodegradación en presencia de catalizador

En el caso de la fotodegradación usando TiO2 como catalizador el procedimiento a

seguir varía en algunos aspectos.

Antes de irradiar la muestra se añaden 40 mg/L de TiO2, para ello se pesan 20 mg

de TiO2 y se añaden al reactor donde ya se encuentran los 500 mL de disolución de

5 mg/L de TCC.

Tras recoger cada una de las alícuotas, se debe realizar un tratamiento de muestra

ya que la presencia de partículas de TiO2 en suspensión impide inyectar la muestra

en el cromatógrafo. El tratamiento consiste en una extracción en fase sólida, que

permite separar selectivamente el compuesto de interés (TCC) de las partículas de

TiO2 en suspensión. Para la extracción en fase sólida, se usa un cartucho C18 como

el que se muestra en la Figura 8.

22

Figura 8. Cartucho C18 empleado para la extracción en fase sólida.

La extracción en fase sólida se lleva a cabo en las siguientes etapas:

- Acondicionamiento: se hacen pasar dos veces 3 ml de metanol y

posteriormente se hacen pasar dos veces 3 ml de agua mili-Q en cada uno de

los cartuchos.

- Adición de la muestra: se hacen pasar 2 mL de cada una de las alícuotas.

- Lavado: se hacen pasar dos veces 3 mL de agua mili-Q.

- Elución: el TCC que queda retenido en la columna se eluye haciendo pasar

dos veces 3 ml de metanol y recogiendo el eluato en un tubo de ensayo.

Figura 9. Extracción en fase sólida.

Posteriormente, se evapora el extracto hasta casi sequedad. Para ello, se utiliza el

thermo bath que está provisto de un baño de agua con una temperatura regulable,

en nuestro caso 37 º C, y que además utiliza una corriente de N2 para favorecer la

evaporación.

Por último, se reconstruye el extracto con la finalidad de que se encuentre en las

mismas condiciones que en las experiencias anteriores. Para ello, se disuelve

23

añadiendo 100 µL de acetonitrilo y 900 µL de agua mili-Q, tomando posteriormente

una alícuota de 500 µL en un vial.

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

4.1. Método HPLC-MS para la determinación del triclocarbán

Para la identificación de nuestro compuesto se ha trabajado en modo full-scan, que

es un modo de adquisición donde se registra todo el rango de valores masa/carga

para tener una información total del contenido de la muestra analizada.

Para ello, se analizan las muestras recolectadas y se obtiene el cromatograma total

de iones (TIC), que es el cromatograma correspondiente a la suma de abundancias

a todas las masas adquiridas.

Posteriormente, se obtiene el cromatograma extraído de iones (EIC), que es el

cromatograma correspondiente a una determinada masa. Por tanto, debemos

obtener la m/z teórica para el triclocarbán a partir de su fórmula molecular y calcular

la m/z del ion [M-H]- ya que estamos trabajando en modo negativo. La m/z teórica de

[M-H]- se calcula restando la masa del protón (H+) a la m/z teórica del triclocarbán.

Por último, obtenemos el espectro de masas correspondiente al pico cromatográfico

del triclocarbán pudiendo conocer así el tipo de fragmentación que se produce. Para

comprobar que los fragmentos que aparecen en el espectro de masas son resultado

de la fragmentación del triclocarbán se comprueba que coincidan el perfil del EIC del

[M-H]- del triclocarbán y el perfil del EIC de los iones de dichos fragmentos.

Veámoslo para la muestra recolectada a tiempo 0 minutos:

24

Figura 10. Cromatograma total de iones (TIC) del triclocarbán a tiempo 0 minutos.

Figura 11. Cromatograma extraído de iones (EIC) para la m/z del ion [M-H]- del TCC (312,9698).

25

Figura 12. Espectro de masas del triclocarbán para el tiempo de retención 11,164 minutos.

En el cromatograma total de iones (Figura 10), observamos un pico cromatográfico

que puede deberse al TCC, para confirmarlo, obtenemos el EIC (Figura 11) para la

m/z del ion [M-H]- del TCC, obteniendo así el pico cromatográfico del TCC a un

tiempo de retención 11,164 minutos. Por último, en el espectro de masas obtenido a

11,164 minutos (Figura 12) se obtiene que la masa experimental de este pico es

312,9663 y además se observa el patrón isotópico del cloro, lo que es bastante

lógico ya que el TCC posee tres cloros en su estructura. Por tanto, se confirma la

presencia del triclocarbán en la muestra.

Tabla 4. Principales características del triclocarbán.

Compuesto Composición

elemental (M)

Tiempo de retención

(min)

m/z teórica [M-H]-

m/z experimental

[M-H]-

Ion detectado

Triclocarbán C13H9Cl3N2O 11,164 312,9668 312,9663 [M-H]-

4.2. Estudio de degradación del triclocarbán mediante el tratamiento

con luz UV

Uno de los principales objetivos del presente trabajo es conocer la eficacia de la

degradación del triclocarbán mediante el tratamiento con luz UV.

26

Para confirmar que la radiación UV ha producido la degradación del triclocarbán se

observan todos los EIC para la m/z del ion [M-H]- del TCC, apreciándose que el área

del pico cromatográfico del triclocarbán va disminuyendo progresivamente con el

tiempo hasta desaparecer.

Figura 13. EIC superpuestos del [M-H]- del triclocarbán para todos los tiempos de exposición a la luz UV.

Para ver la evolución de la degradación de dicho compuesto, se representan las

áreas del pico cromatográfico obtenido para el TCC frente al tiempo. Además, se

puede obtener el % de degradación a cada uno de los tiempos para conocer de

forma más específica la cantidad de triclocarbán que se ha degradado en cada

momento.

Veamos los resultados obtenidos para la experiencia realizada a temperatura

ambiente (25º C).

27

Tabla 5. Degradación del triclocarbán.

Tiempo (minutos) Degradación

0 0%

5 16%

10 32%

15 33%

20 36%

30 50%

60 77%

90 83%

120 96%

180 100%

240 100%

360 100%

Figura 14. Curva de degradación del triclocarbán.

Como se observa en la Tabla 5 y en la Figura 14, la degradación a 25 º C es

bastante efectiva ya que tan solo a los 30 minutos de exposición a la luz UV se ha

degradado el 50% y a las 2 horas se ha degradado en su totalidad, por lo que se

podría decir que el TCC no presenta una gran persistencia.

4.2.1. Efecto de la temperatura

Para estudiar el efecto de la temperatura se realizan tres experiencias en las mismas

condiciones que la primera pero a diferentes temperaturas.

0

500000

1000000

1500000

2000000

2500000

0 50 100 150 200 250 300 350 400

Áre

a

Tiempo (min)

28

En general, la velocidad de una reacción química aumenta al aumentar la

temperatura. Este efecto suele representarse en función de la variación de la

constante de velocidad, k, con la temperatura, variación que a menudo sigue la

ecuación de Arrhenius:

Que tomando logaritmos en ambos miembros obtenemos:

Los dos parámetros que aparecen en la ecuación se suponen independientes de la

temperatura. El parámetro A se denomina factor pre-exponencial o factor A, y

siempre tiene las mismas unidades que la constante de velocidad correspondiente.

El otro parámetro denominado energía de activación, tiene las dimensiones de RT y

sus valores habituales están en el intervalo 50-200 kJ mol-1.

Por lo tanto, el efecto de la temperatura se va a estudiar haciendo uso de la

ecuación de Arrhenius pero antes debemos conocer la contante de velocidad de la

cinética de degradación del TCC.

Cuando se obtienen datos cinéticos para una reacción cualquiera, es necesario

determinar en primer lugar el orden de reacción. Para conocer el orden de reacción

existen varios métodos pero en nuestro caso se va a determinar haciendo uso de la

ecuación integrada de velocidad.

Si (a-x) es una función lineal de t, entonces se trata de una cinética de orden 0; si

ln(a-x) es función lineal de t, entonces se trata de una cinética de primer orden; y si

1/(a-x) es función lineal de t, se trata de una cinética de segundo orden.

Para conocer el orden de reacción de la degradación del TCC plantearemos las

situaciones más comunes, la cinética de primer y segundo orden.

En el caso de la cinética de primer orden, la ecuación integrada de velocidad es:

Por tanto, si la reacción sigue una cinética de primer orden al representar ln(a-x)

frente a t se obtendrá una línea recta cuya pendiente responde a la constante de

velocidad (k). Veámoslo para la experiencia realizada a 25 º C:

29

Figura 15. Cinética de primer orden para la degradación del triclocarbán.

En el caso de la cinética de segundo orden, la ecuación integrada de velocidad es:

Por tanto, si la reacción sigue una cinética de segundo orden al representar 1/(a-x)

frente a t se obtendrá una línea recta cuya pendiente será k. Veámoslo, al igual que

en el caso anterior, para la experiencia realizada a 25 º C.

Figura 16. Cinética de segundo orden para la degradación del triclocarbán.

y = -0,0305x + 14,627 R² = 0,9612

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200

ln(a

-x)

Tiempo (minutos)

y = 8E-07x - 2E-05 R² = 0,6155

-0,00005

0

0,00005

0,0001

0,00015

0,0002

0,00025

0 50 100 150 200

1/(

a-x)

Tiempo (minutos)

30

Como se puede observar en las Figuras 15 y 16, la representación gráfica que se

corresponde con una línea recta es la cinética de primer orden lo que indica que la

degradación del TCC bajo luz UV sigue una cinética de primer orden. Además, este

hecho se ve corroborado en otros estudios [Ding et al., 2013] en los que afirman que

la degradación de TCC bajo luz UV sigue una cinética de primer orden. Conociendo

el orden de reacción, se halla la constante de velocidad para cada una de las

experiencias:

Figura 17. Cinética de degradación del triclocarbán a 25 º C.

Figura 18. Cinética de degradación del triclocarbán a 30 º C.

y = -0,0305x + 14,627 R² = 0,9612

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200

ln(a

-x)

Tiempo (minutos)

y = -0,0317x + 15,484 R² = 0,9849

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 50 100 150 200

ln (

a-x)

Tiempo (minutos)

31

Figura 19. Cinética de degradación del triclocarbán a 35 º C.

Figura 20. Cinética de degradación del triclocarbán a 40 º C.

Como se observa en las Figuras 17, 18, 19 y 20, las constantes de velocidad son

0,0305, 0,0317, 0,0421 y 0,0446 min-1 a 25, 30, 35 y 40 º C respectivamente.

Conociendo las constantes de velocidad, estudiamos el efecto de la temperatura en

la degradación del TCC con el modelo de Arrhenius:

y = -0,0421x + 15,19 R² = 0,9781

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200

ln (

a-x)

Tiempo (minutos)

y = -0,0446x + 15,234 R² = 0,9378

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200

ln (

a-x)

Tiempo (minutos)

32

Figura 21. Modelo de Arrhenius para la degradación del triclocarbán.

Como se observa en la Figura 21, al representar ln k frente a 1/T se obtiene una

línea recta, lo que indica que la degradación del triclocarbán bajo luz UV depende de

la temperatura. Por otro lado, un aumento de 20 º C supone un incremento en la

constante de velocidad de 0,0141 min-1, por tanto, se podría decir que la

degradación del triclocarbán aumenta con el incremento de la temperatura.

4.2.2. Efecto de la adición de catalizador

Para estudiar el efecto de la adición de catalizador, se realiza la experiencia en las

mismas condiciones que la primera, a 25 º C, pero adicionando una cantidad

conocida de catalizador.

Para estudiar la dependencia de la degradación del TCC con la adición de

catalizador, un método eficaz es comparar las constantes de velocidad obtenidas

para las experiencias en ausencia y presencia de catalizador y ver si varían

significativamente:

y = 0,0003x + 0,0022 R² = 0,8995

3,18E-03

3,20E-03

3,22E-03

3,24E-03

3,26E-03

3,28E-03

3,30E-03

3,32E-03

3,34E-03

3,36E-03

3,38E-03

3 3,1 3,2 3,3 3,4 3,5 3,6

-Ln

K

1/T (K -1)

33

Figura 22. Cinética de degradación del triclocarbán a 25 º C en ausencia de catalizador.

Figura 23. Cinética de degradación del triclocarbán a 25 º C en presencia de catalizador.

Las constantes de velocidad para la degradación del TCC son 0,0305 y 0,027 min-1

para la degradación en ausencia de TiO2 y en presencia de TiO2, respectivamente.

Como se puede observar, la constante de velocidad de la cinética en presencia de

TiO2 ha disminuido. Este hecho puede explicarse atendiendo a la dispersión de la

radiación UV que producen las partículas de TiO2 en suspensión, reduciendo así el

flujo de fotones en la disolución irradiada y disminuyendo la eficacia de la

degradación, por lo que la mejora de la degradación atribuida a la oxidación del

y = -0,0305x + 14,627 R² = 0,9612

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200

ln(a

-x)

Tiempo (minutos)

y = -0,027x + 16,891 R² = 0,9864

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 50 100 150 200

ln (

a-x)

Tiempo (minutos)

34

radical hidroxilo puede ignorarse. Por tanto, la degradación del triclocarbán

disminuye en presencia de TiO2.

4.3. Productos de degradación

Para la identificación de los productos de degradación se observa cómo varían los

cromatogramas totales de iones en función del tiempo, es decir, conocer qué nuevos

picos aparecen y cómo evolucionan a lo largo del tiempo ya que, por lo general,

antes de irradiar la muestra no deben estar presentes los productos de degradación.

Figura 24. Cromatogramas totales de iones superpuestos para diferentes tiempos de exposición a la radiación

UV.

En estudios previos en los que la degradación del TCC se llevó a cabo mediante

radiación UV [Ding et al., 2013], los productos de degradación del triclocarbán

detectados fueron 3,4-dicloroanilina, 4-cloroisocianatobenceno, 4-cloronitrobenceno

y 4-cloroanilina. En nuestro caso, se han detectado todos excepto la 4-cloroanilina

encontrándose además isómeros de algunos de ellos.

Tabla 6. Datos espectrométricos recopilados de los productos de degradación encontrados en bibliografía.

PDs tR (min) Composición elemental

(M)

m/z teórica

[M-H]-

PD1 4,779 C6H6ClN 126,0116

PD2 6,414

PD

35

PD3 6,616 C6H5Cl2N 159,9726

PD4 7,472 C6H6ClN 126,0116

PD5 8,661

PD6 8,661 C7H4ClNO 151,9909

PD7 9,289 C6H6ClN 126,0116

PD8 9,289 C7H4ClNO 151,9909

PD9 9,358 C6H6Cl2N 159,9726

Además de los productos de degradación encontrados en bibliografía, observando

como varían los TIC en función del tiempo se detectaron otros productos de

degradación:

Tabla 7. Datos espectrométricos recopilados de los productos de degradación detectados en este estudio.

PDs tR (min) Composición elemental

(M) m/z teórica

[M-H]- Transformación Reacción

PD10 8,330 C13H11ClN2O2 261,0431 +2H, +O -2Cl Hidroxilación Decloración

PD11 9,068 C13H10Cl2N2O2

295,0047

+H, +O -Cl Hidroxilación Decloración PD12 9,309

PD13 9,729

C13H9Cl3N2O2

328,9657

+O

Hidroxilación PD14 9,916

PD15 9,982

PD16 10,158

PD17 10,235

C13H10Cl2N2O2

295,0047

+H,+O

-Cl

Hidroxilación Decloración

PD18 10,483 C13H10Cl2N2O

279,0097

+H -Cl Decloración

PD19 10,560

PD20 10,742 C13H9Cl3N2O2

328,9657

+O

Hidroxilación

PD21 10,874

PD22 11,789

C13H8Cl4N2O

346,9318 +Cl

Cloración

PD23 11,893

PD24 12,040

PD25 12,139

36

4.3.1. Persistencia de los productos de degradación

Al igual que en el caso del triclocarbán, para conocer la persistencia de los

productos de degradación se obtienen los cromatogramas extraídos de iones para el

[M-H]- de cada uno de ellos a los diferentes tiempos de exposición UV y se observa

como varían las áreas del pico cromatográfico.

Figura 25. Persistencia de los productos de degradación del triclocarbán.

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD1

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 100 200 300 400Á

rea

Tiempo (minutos)

PD2

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD3

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD4

0

20000

40000

60000

80000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tíempo (minutos)

PD5

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD6

37

Figura 25. Persistencia de los productos de degradación del triclocarbán (continuación).

0

50000

100000

150000

200000

250000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD7

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD8

0

50000

100000

150000

200000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD9

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 100 200 300 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD10

0

5000

10000

15000

20000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD11

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD12

0

1000

2000

3000

4000

5000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD13

0

1000

2000

3000

4000

5000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD14

38

Figura 25. Persistencia de los productos de degradación del triclocarbán (continuación).

0500

1000150020002500300035004000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD15

0500

1000150020002500300035004000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD16

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD17

0

100000

200000

300000

400000

500000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD18

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD19

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

70000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD20

0

50000

100000

150000

200000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD21

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD22

39

Figura 25. Persistencia de los productos de degradación del triclocarbán (continuación).

Como se puede observar en la Figura 25, la mayoría de los productos de

degradación desaparecen totalmente a las 2 horas de exposición a la radiación UV,

por lo que se puede decir que no presentan una gran persistencia.

4.3.2. Estructura de los productos de degradación

Los productos de degradación, se obtienen mediante pérdidas o ganancias en la

molécula del triclocarbán de determinados átomos como Cl, O, N y H. Por tanto,

comparando la estructura elemental del triclocarbán con la de cada uno de los

productos de degradación se puede deducir que átomos se han incorporado a la

molécula del triclocarban o que átomos se han eliminado de esta.

El PD10 se obtiene por hidroxilación del triclocarbán y pérdida de dos átomos de

cloro. Según la base de datos ChemSpider una posible estructura podría ser:

0

5000

10000

15000

20000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD23

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD24

0

5000

10000

15000

20000

0 200 400

Áre

a

Tiempo (minutos)

PD25

40

Figura 26. Estructura propuesta para el PD10.

El PD11, PD12 y PD17, se obtienen por hidroxilación del triclocarbán y pérdida de

un átomo de cloro. La hidroxilación y la pérdida de cloro pueden producirse en

diferentes carbonos de la molécula por lo que se producen una serie de isómeros,

pero la limitación de la técnica utilizada no nos permite saber la estructura de cada

uno de los ellos. Según la base de datos ChemSpider, una posible estructura de

estos isómeros podría ser:

Figura 27. Estructura propuesta para el PD11, PD12 y PD17.

El PD13, PD14, PD15, PD16, PD20 y PD21 se obtienen por hidroxilación del

triclocarbán. La hidroxilación puede producirse en diferentes carbonos de la

molécula por lo que se generan una serie de isómeros. Según la base de datos

ChemSpider, una posible estructura para estos isómeros podría ser:

41

Figura 28. Estructura propuesta para el PD13, PD14, PD15, PD16, PD20 y PD21.

El PD18 y PD19, se obtienen por la pérdida de un átomo de cloro del triclocarbán.

Esta pérdida de cloro puede producirse en diferentes carbonos de la molécula,

generándose así una serie de isómeros. Según la base de datos ChemSpider, una

posible estructura para estos isómeros podría ser:

Figura 29. Estructura propuesta para el PD18 y PD19.

El PD22, PD23, PD24 y PD25, se obtienen por la ganancia de un átomo de cloro del

triclocarbán. Esta ganancia puede producirse en diferentes carbonos de la molécula

por lo que se generan una serie de isómeros. Según la base de datos ChemSpider,

una posible estructura para estos isómeros podría ser:

Figura 30. Estructura propuesta para el PD22, PD23, PD24 y PD25.

42

4.4. Predicción de la toxicidad

En el proceso de degradación del triclocarbán, se han originado 25 productos de

degradación que pueden presentar igual o incluso mayor toxicidad que el

triclocarban. Por este motivo, se ha incluido un estudio in silico (simulación por

computadora) de la toxicidad del TCC y de los PDs generados durante la exposición

a la radiación UV.

Para la estimación de la toxicidad se ha utilizado el Toxicity Estimation Software Tool

(T.E.S.T.), un software informático de la Agencia Estadounidense de Protección

Ambiental (EPA) que utiliza modelos matemáticos (QSARS) para predecir la

toxicidad. [www.epa.gov/nrmrl/std/qsar/qsar.html]

El parámetro empleado para la estimación de la toxicidad ha sido la administración

oral en ratas LD50, que se define como la cantidad de compuesto (mg/kg de peso)

que causa la muerte del 50% de las ratas tras la ingestión.

Los resultados se muestran en la Tabla 8 y Figura 31:

Tabla 8. Predicción de la toxicidad de los PDs mediantes T.E.S.T.

Compuesto LD50

(mg/kg) Compuesto

LD50 (mg/kg)

Triclocarbán 1305,36 PD3/PD9 932,35

PD1/PD2/PD4/PD5/PD7 775,17 PD6/PD8 297,07

PD10 497,34 PD11/PD12/PD17 1023,86

PD13/PD14/PD15/PD16/PD20/PD21 690,11 PD18/PD19 1401,96

PD22/PD23/PD24/PD25 429,01

43

Figura 31. Toxicidad oral en ratas estimada (LD50) para el triclocarbán y sus PDs.

Como podemos observar, ni el triclocarban ni sus productos de degradación

presentan una toxicidad elevada. Dentro de los productos de degradación generados

el que presenta mayor toxicidad es el PD6/PD8.

5. CONCLUSIONES

En la presente memoria se ha llevado a cabo el estudio de degradación de

triclocarbán en agua bajo radiación UV. Además, se ha estudiado el efecto qué tiene

sobre la degradación la variación de parámetros operacionales como la temperatura

y la adición de catalizador. A partir de los resultados obtenidos se pueden extraer las

siguientes conclusiones:

1) La degradación de triclocarbán en agua bajo luz UV es una técnica muy

eficaz ya que tan solo a las 2 horas de exposición se degrada completamente.

2) El efecto del incremento de la temperatura es favorable, ya que al aumentar la

temperatura en 20 º C la constante de velocidad aumenta 0,0141 min-1.

3) El efecto de la adición de catalizador es desfavorable ya que, en las

condiciones ensayadas, la dispersión de la luz producida por las partículas

de TiO2 en suspensión inhibe la degradación.

4) Se han identificado 25 productos de degradación, que al igual que el

triclocarbán, se degradan en su totalidad a las 2 horas de exposición.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600C

on

cen

trac

ión

(m

g/K

g)

44

5) La mayoría de los productos de degradación se generan por hidroxilación y/o

pérdida de cloro en el triclocarbán.

6. BIBLIOGRAFÍA

Aguirre Díaz-Salazar, M., 2010. Degradación catalítica de contaminantes orgánicos

mediante procesos foto-fenton UV-A/C/solar asistidos con ferrioxalato. Tesis

doctoral. Universidad de Castilla-La Mancha.

Base de datos Chemspider. Disponible en: http://www.chemspider.com/

Benitez Villalba, J.C., 2013. Comportamiento de contaminantes orgánicos en suelos

agrícolas. Estudio de los procesos de compostaje y enmendado de suelos. Tesis

doctoral. Universidad de Granada.

Brown, R.F., Jamison, S. E., Pandit, U. K., Pinkus, J., White, G. R. & Braendlin, H.

P., 1964. The reaction of Fenton´s reagent with phenoxyacetic acid and some

halogen-substituted phenoxyacetic acids. The Journal of Organic Chemistry 29, 146-

153.

Canonica, S., Hellrung, B. & Wirz, J., 2000. Oxidation of phenols by triplet aromatic

ketones in aqueous solution. The Journal of Physical Chemistry 104, 1226–1232.

Carmona, E., Andreu, V. & Picó, Y., 2014. Occurrence of acidic pharmaceuticals and

personal care products in Turia River Basin: From waste to drinking water. Science

of the Total Environment 484, 53-56.

Chalew, T.E.A. & Halden, R.U., 2009. Environmental exposure of aquatic and

terrestrial biota to triclosan and triclocarban. Journal of the American Water

Resources Association 45, 4-13.

45

Ding, S-L., Wang, X-K., Jiang, W-Q., Meng, X., Zhao, R-S., Wang, C. & Wang, X.,

2013. Photodegradation of the antimicrobial triclocarban in aqueous systems under

ultraviolet radiation. Environment Science and Pollution Research 20, 3195-3201.

Fatta-Kassinos, D., Vasquez, M.I. & Kumemere, K., 2011. Transformation products

of pharmaceuticals in surface waters and wastewater formed during photolysis and

advanced oxidation processes. Degradation, elucidation of byproducts and

assessment of their biological potency. Chemosphere 85, 693-709.

Fernández Álvarez, M., 2009. Estudio del comportamiento fotoquímico y

determinación de compuestos fitosanitarios en matrices medioambientales y

agroalimentarias mediante técnicas avanzadas de extracción y microextracción.

Tesis doctoral. Universidad de Santiago de Compostela.

Fernández Ibáñez, P., 2003. Propiedades coloidales de partículas de TiO2:

aplicación al tratamiento fotocatalítico solar de aguas. Tesis doctoral. Universidad de

Granada.

Gautam, P., Carsella, J.S. & Kinney, C.A., 2014. Presence and transport of the

antimicrobials triclocarban and triclosan in a wastewater-dominated stream and

freshwater environment. Water Research 48, 247-256.

Ge, L., Chen, J., Qiao, X., Lin, J. & Cai, X., 2009. Light-source-dependent effects of

main water constituents on photodegradation of phenicol antibiotics: mechanism and

kinetics. Environmental Science & Technology 43, 3101–3107.

Halden, R.U. & Paull, D.H., 2005. Co-occurrence of triclocarban and triclosan in US

water resources. Environmental Science & Technology 39, 1420-1426.

Halladja, S., Amine-Khodja, A., Ter Halle, A., Boulkamh, A. & Richard, C., 2007

Photolysis of fluometuron in the presence of natural water constituents.

Chemosphere 69, 1647–1654.

46

Instituto Tecnológico Geominero de España, 1996. Suelos contaminados. Madrid.

Tiasa Gráfica.

Jiao, S., Zheng, S, Yin, D., Wang, L. & Chen, L., 2008. Aqueous photolysis of

tetracycline and toxicity of photolytic products to luminescent bacteria. Chemosphere

73, 377–382.

Kolpin, D.W., Furlong, E.T., Meyer, M.T., Thurman, E.M., Zaugg, S.D., Barber, L.B. &

Buxton, H.T., 2002. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater

contaminants in US streams, 1999-2000: a national reconnaissance. Environmental

Science & Technology 36, 1202-1211.

La gestión y la eficiencia del ciclo integral del agua en la ciudad de Zaragoza.

Proyecto de mejora para un uso sostenible y racional de los recursos hídricos. Ciclo

del agua_2m8. Disponible en:

http://www.ugtaragon.es/medioambiente/Agua/LIBRO%20MONTAJE.pdf

Madrid Vicente, A., 2012. Manual del agua. Ciencia, tecnología y legislación.

Madrid. AMV Ediciones.

Merel, S., Anumol, T., Park, M. & Snyder, S.A., 2015. Application of surrogates,

indicators, and high resolution mass spectrometry to evaluate the efficacy of UV

processes for attenuation of emerging contaminants in water. Journal of Hazardous

Materials 282, 75-85.

Mihas, O., Kalogerakis, N. & Psillakis, E., 2007. Photolysis of 2,4-dinitrotoluene

in various water solutions: effect of dissolved species. Journal of Hazardous

Materials 146, 535–539.

Miller, T.R., Colquhoun, D.R., & Halden, R.U., 2010. Identification of wastewater

bacteria involved in the degradation of triclocarban and its non-chlorinated congener.

Journal of Hazardous Materials 183, 766-772.

47

Osorio Robles, F., Torres Rojo, J.C. y Sánchez Bas, M., 2010. Tratamiento de aguas

para la eliminación de microorganismos y agentes contaminantes. Aplicación de

procesos industriales a la reutilización de aguas residuales. Madrid. Díaz de Santos.

Pedrouzo, M., Borrull, F., Marcé, R.M. & Pocurull, E., 2009. Ultra-high-performance

liquid chromatography-tandem mass spectrometry for determining the presence of

eleven personal care products in surface and wastewaters. Journal of

Chromatography A 1216, 6994-7000.

Ryu, J., Oh, J., Snyder, S. A. & Yoon, Y., 2014. Determination of micropollutants in

combined sewer overflows and their removal in a wastewater treatment plant (Seoul,

South Korea). Environmental Monitoring and Assessment 186, 3239-3251.

Scully, N., McQueen, D., Lean, D. & Cooper, W.J., 1996. Hydrogen peroxide

formation: the interaction of ultraviolet radiation and dissolved organic carbon in lake

waters along a 43–75 gradient. Limnology Oceanography 41, 540–548.

Sires, I., Oturan, N., Oturan, M.A., Rodríguez, R.M., Garrido, J.A., & Brillas, E., 2007.

Electro-Fenton degradation of antimicrobials triclosan and triclocarban.

Electrochimica acta 52, 5493-5503.

Souchier, M., Benali-Raclot, D., Benanou, D., Boireau, V., Gomez, E., Casellas, C. &

Chiron, S., 2015. Screening triclocarban and its transformation products in river

sediment using liquid chromatography and high resolution mass spectrometry.

Science of the Total Environment 502, 199-205.

Sun, J., Luo, Q., Wang, D. & Wang, Z., 2015. Occurrences of pharmaceuticals in

drinking water sources of major river watersheds, China. Ecotoxicology and

Environmental Safety 117, 132-140.

Tizaoui, C., Grima, N. & Hilal, N., 2011. Degradation of the antimicrobial triclocarban

(TCC) with ozone. Chemical Engineering and Processing: Process Intensification 50,

637-643.

48

Yufra Picardo, V.M., 2013. Evaluación del tratamiento con radiación UV para la

eliminación de residuos de plaguicidas en aceites de oliva virgen. Tesis doctoral.

Universidad de Jaén.

Zhao, J-L., Zhang, Q-Q., Chen, F., Wang, L., Ying, G-G. , Liu, Y-S. , Yang, B., Zhou,

L-J. , Liu, S., Su, H-C. & Zhang, R-Q. , 2013. Evaluation of triclosan and triclocarban

at river basin scale using monitoring and modeling tools: implications for controlling

of urban domestic sewage discharge. Water Research 47, 395-405.