(Wang y Fingas, 1993). En la actualidad, son los más usados a nivel industrial y los terceros en el ranking para diferentes aplicaciones, con un volumen anual de producción de 370.000 T (Raymond, 1996). Su resistencia a la biodegradación a bajas temperaturas y la generación, durante el proceso de degradación, de unos metabolitos persistentes y de una toxicidad muy superior a la del compuesto de partida (Schröder, 1993) ha dado lugar a que distintos países (Reino Unido, Alemania y Suiza) prohiban su utilización en formulaciones domésticas, quedando su uso restringido a las aplicaciones industriales, donde la especificidad de las propiedades requeridas hacen más difícil su sustitución. Una de las claves para la evaluación del impacto ambiental asociado al uso de productos específicos, es la predicción de las concentraciones ambientales. Además, la identificación y caracterización de los procesos de biodegradación así como de las ecuaciones cinéticas que rigen el proceso, constituyen etapas fundamentales en el estudio del comportamiento de un contaminante en un ecosistema dado. Pocos son los esfuerzos que han sido realizados para la obtención de las ecuaciones de velocidad que describan la biodegradación de contaminantes orgánicos xenobióticos en sistemas medioambientales, o hacia la identificación de las variables que afectan significativamente a las velocidades de biodegradación en estos sistemas, siendo precisamente esta información la que es fundamental para poder extrapolar los datos obteni-dos en laboratorio a los diferentes sistemas medioambientales. En el presente trabajo se muestra la aplicación del modelo propuesto por Quiroga y Sales (1991) a los datos experimentales obtenidos en un ensayo de biodegradación de un nonilfenol polietoxilado en agua de río bajo diferentes condiciones de temperatura y concentración de materia tensioactiva, bajo las cuales se dan tanto cor-tos como prolongados períodos de inducción.
MATERIAL Y MÉTODOS Producto ensayadoEl tensioactivo utilizado en todos los experimentos, Figura 1, fue un nonilfenol polietoxilado, con un número medio de unidades etoxiladas de 15, conteniendo una amplia gama de oligómeros de 2 a 22 unidades etoxiladas.
Figura 1. Estructura del Empilan NP15Agua de río El agua utilizada en la realización del ensayo procedía del río Guadalete, ubicado en la provincia de Cádiz, en un punto cercano a su nacimiento, para que ésta fuera lo menos antropizada posible. Artículo publicado en Ingeniería del Agua. Vol.5 Num.3 (septiembre 1998), páginas 27-32, recibido el 16 de enero de 1998 y aceptado para su publicación el 29 de julio de 1998. Pueden ser remitidas discusiones sobre el artículo hasta seis meses después de la publicación del mismo. En el caso de ser aceptadas, las discusiones serán publicadas conjuntamente con la respuesta de los autores en el primer número de la revista que aparezca una vez transcurrido el plazo indicado.
