de tablas

Universidad Centroamericana
Facultad de Ciencia, Tecnología y Ambiente
Determinación de la concentración de Trihalometanos producidos por
reacción del cloro con la Materia Orgánica Nitrogenada en muestras
de agua del Río Fonseca, Departamento de Boaco, en el período
Enero - Marzo del 2008
Tesis para optar al Título de Ingeniería en Calidad Ambiental
Autores
Mariela A. Aráuz Torres
Vilmaurora Castillo Taleno
Tutora
MSc. Ing. Indiana García Granados
Managua, Nicaragua
Julio, 2008
DEDICATORIA
Dedico este arduo trabajo a mi madre, mi padre (q.e.p.d.) y a mis hermanos y
hermanas por su cariño, por el apoyo incondicional brindado en tantos años de
estudio, por ser mi ejemplo a seguir, por ayudarme a ser mejor día a día e
impulsarme a alcanzar mis metas.
A Dios por permitirme finalizar mi carrera y superar todos los obstáculos
presentados en el camino.
Mariela A. Aráuz Torres
DEDICATORIA
Primeramente, le doy gracias a Dios, por permitirme finalizar una etapa más de mi
vida.
A mi madre, por su amor y apoyo incondicional en el proceso de mi formación.
A mi madrina, por sus valiosas enseñanzas en todo el camino de mi vida.
A mi familia por inspirarme a ser cada día mejor.
Vilmaurora Castillo Taleno
AGRADECIMENTOS
A nuestra tutora, por su apoyo incondicional, sus sermones y sus chistes. Gracias
por compartir sus conocimientos, su experiencia y sobretodo su apreciado tiempo.
Al Laboratorio de Ingeniería Ambiental de la UNI por brindarnos los recursos
técnicos para realizar los análisis necesarios en el desarrollo de esta tesis.
A la Agencia Sueca de Cooperación para el Desarrollo (ASDI) por financiar los
reactivos y equipos utilizados en la fase experimental de investigación.
Al Dr. Jorge Pitty y la MSc. Thelma Corea por su asesoría en aspectos
metodológicos.
A todos nuestros profesores, que con sus enseñanzas contribuyeron a nuestra
formación profesional.
A nuestras familias por el apoyo económico y moral en todas las etapas del
camino de la vida.
A nuestros amigos y seres queridos por apoyarnos en todo momento.
A nuestros colegas de tesis de la UNI por su colaboración en el análisis de las
muestras.
Mariela Aráuz & Vilmaurora Castillo
INDICE
RESUMEN
ABSTRAC
CAPITULO I: INTRODUCCION
1.1
Introducción
1.2 Objetivos
1.2.1
Objetivo General
1.2.2
Objetivos Específico
1.3
Justificación
1.4 Antecedentes
CAPITULO II: MARCO TEORICO
2.1 Características del Agua
2.1.1
Características Organolépticas
2.1.1
Características Organolépticas9
2.1.1.1
Color
2.1.2
Características Físico-Químicas
2.1.2.1
Temperatura
2.1.2.2
Potencial Hidrógeno (pH)
2.1.2.3
Potencial Redox (Eh)
2.1.2.4
Conductividad
2.1.2.5
Sólidos Totales Disueltos (STD)
2.1.2.6
Alcalinidad
2.1.2.7
Dureza
2.1.2.8
Sulfatos
2.1.2.9
Bromo
2.1.2.10
Cloruros
2.1.2.11
Demanda Química de Oxigeno (DQO)
2.1.3
Características de la Materia Orgánica
2.1.3.1
Carbono Orgánico Total (COT)
2.1.3.2
Carbono Orgánico Disuelto (COD)
2.1.3.3
Absorbancia de Luz Ultravioleta a 254 nm (UV254)
2.1.3.4
Absorción Ultravioleta Específica (SUVA)
2.1.4
Características de la Materia Nitrogenada
2.1.4.1
Nitritos
2.1.4.2
Nitratos
2.1.4.3
Amonio
2.1.4.4
Nitrógeno Total
2.2
Calidad del Agua
2.3
Potabilización del Agua
2.3.1
Tratamiento Convencional en los Sistemas de Potabilización
2.3.1.1
Coagulación
2.3.1.2
Mezcla Rápida
2.3.1.3
Floculación
2.3.1.4
Sedimentación
2.3.1.5
Filtración
2.3.1.6
Aireación
2.3.1.7
Desinfección
2.3.2
Subproductos de Desinfección (SPD)
2.3.2.1
Precursores de Formación de Subproductos de Desinfección
2.3.2.2
Trihalometanos
2.3.2.3
Control de Subproductos de Desinfección
2.4
Efectos de los Subproductos de Desinfección en la Salud
2.4.1
Evaluación de Riesgo por Exposición a Cloroformo
2.4.1.1
Componentes de la evaluación del riesgo según la metodología de la
Agencia de Protección Ambiental de EEUU
2.4.1.2
Componentes de la evaluación del riesgo según la metodología de la
Agencia de Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades de EEUU
CAPITULO III: DESCRIPCION DEL AREA DE INFLUENCIA AL RIO FONSECA
3.1
Generalidades del Departamento de Boaco
3.2
Situación Ambiental del Municipio de Boaco
3.2.1 Agua Potable
3.2.2 Disposición de las Excretas
3.2.3 Recolección de Basura
3.3
Situación Actual del Río Fonseca
CAPITULO IV: DISEÑO METODOLOGICO
4.1
Tipo de Estudio
4.2
Universo
4.3
Muestra
4.4
Diseño de Muestreo
4.4.1
Preparación del Agua Sintética
4.4.2
Prueba de Jarras
4.5
Variables
4.6
Métodos
4.6.1
Herramientas de Recolección de Datos
4.6.1.1
Recopilación de Información
4.6.1.2
Ficha de Campo
4.6.1.3
Ficha de Laboratorio
4.7
Procedimientos y Técnicas de Medición de Variables
4.7.1
Parámetros in situ
4.7.2
Parámetros en el Laboratorio
4.8
Procesamiento y Análisis de Información
CAPITULO V: DISCUSION DE RESULTADOS
5.1
Agua Sintética
5.1.1
Calidad del Agua Sintética Cruda
5.1.1.1
Parámetros Organolépticos
5.1.1.2
Parámetros Físico-Químicos
5.1.1.3
Materia Orgánica
5.1.1.4
Materia Nitrogenada
5.1.2
Calidad del Agua Sintética Sedimentada
5.1.2.1
Parámetros Organolépticos
5.1.2.2
Parámetros Físico-Químicos
5.1.2.3
Materia Orgánica
5.1.2.4
Materia Nitrogenada
5.2
Agua del Río Fonseca
5.2.1
Calidad del Agua Cruda del Río Fonseca
5.2.1.1
Parámetros Organolépticos
5.2.1.2
Parámetros Físico-Químicos
5.2.1.3
Materia Orgánica
5.2.1.4
Materia Nitrogenada
5.2.2
Calidad del Agua Sedimentada del Río Fonseca
5.2.2.1
Parámetros Organolépticos
5.2.2.2
Parámetros Físico-Químicos
5.2.2.3
Materia Orgánica
5.2.2.4
Materia Nitrogenada
5.3
Trihalometanos Totales en el Agua Potable
5.3.1
Concentración de THM
5.3.1.1
Agua Sintética
5.3.1.2
Agua del Río Fonseca
5.3.2
Formación Potencial de THM
5.3.2.1
Agua Sintética
5.3.2.2
Agua del Río Fonseca
5.4
Identificación del Riesgo Potencial por Exposición a Trihalometanos como
Cloroformo por Ingestión
CAPITULO VI: CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
6.1
Conclusiones
6.2
Recomendaciones
CAPITULO VII: REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
ANEXOS
INDICE DE TABLAS
Tabla 2.1.
Clasificación de la Dureza
Tabla 2.2.
Relación de COD/COT respecto al tipo de Materia Orgánica en el Agua Cruda
Tabla 2.3.
Guías de la naturaleza de MON y remoción de COD esperada
Tabla 2.4.
Parámetros de Calidad de Agua
Tabla 2.5.
Clasificaciones del Cáncer en relación a los SPD
Tabla 2.6.
Consumo tolerable por día de SPD selectos
Tabla 3.1.
Monitoreo de la Calidad de Agua del Río Fonseca
Tabla 4.1.
Variables y Métodos
Tabla 5.1.
Parámetros Organolépticos del Agua Sintética Cruda
Tabla 5.2.
Parámetros Físico-Químicos del Agua Sintética Cruda
Tabla 5.3.
Características Orgánicas del Agua Sintética Cruda
Tabla 5.4.
Características de la Materia Nitrogenada del Agua Sintética Cruda
Tabla 5.5.
Selección de Jarra según la Remoción de COD en el Agua Sintética Sedimentada
Tabla 5.6.
Porcentajes de Remoción de Parámetros Organolépticos y Orgánicos del Agua
Sintética Sedimentada
Tabla 5.7.
Parámetros Organolépticos del Agua Sintética Sedimentada
Tabla 5.8.
Parámetros Físico-Químicos del Agua Sintética Sedimentada
Tabla 5.9.
Características Orgánicas del Agua Sintética Sedimentada
Tabla 5.10.
Materia Nitrogenada del Agua Sintética Sedimentada
Tabla 5.11.
Características Organolépticas del Agua Cruda del Río Fonseca
Tabla 5.12.
Parámetros Físico-Químicos del Agua Cruda del Río Fonseca
Tabla 5.13.
Características Orgánicas del Agua Cruda del Río Fonseca
Tabla 5.14.
Materia Nitrogenada en el agua Cruda del Río Fonseca
Tabla 5.15.
Selección de Jarra por Muestreo según la Remoción de COD en el Agua
Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.16.
Porcentajes de Remoción de Parámetros Organolépticos y Orgánicos en el Agua
Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.17.
Características Organolépticas del Agua Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.18.
Parámetros Físico-Químicos del Agua Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.19.
Características Orgánicas del Agua Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.20.
Materia Nitrogenada en el Agua Sedimentada del Río Fonseca
Tabla 5.21.
Concentración de Trihalometanos en el Agua Potable correspondiente a los
Experimentos de Agua Sintética
Tabla 5.22.
Concentración de Trihalometanos en el Agua Potable correspondiente a los tres
Muestreos del Río Fonseca
Tabla 5.23.
Valores de referencia para la evaluación de exposición por Ingestión
Tabla 5.24.
Dosis diaria de Cloroformo
Tabla 5.25.
Factor de sensibilidad para evaluar el riesgo de THM como cloroformo según la
ruta de exposición
Tabla 5.26.
Valores Calculados del Posible Riesgo de Cáncer
Trihalometanos como cloroformo en la Ciudad de Boaco
por
Exposición
a
INDICE DE FIGURAS
Figura 2.1.
Relación entre Temperatura y Solubilidad de Sales y Gases
Figura 2.2.
Clasificación de Tamaño de Partículas
Figura 2.3.
Composición de la Materia Orgánica Natural
Figura 2.4.
Propiedades de las Sustancias Húmicas
Figura 2.5.
Distribución del Carbono Total
Figura 2.6.
Distribución del Acido Hipocloroso y del Ión Hipoclorito en agua a diferentes pH
Figura 2.7.
Evolución del Cloro Residual en la Cloración de un Agua Natural
Figura 2.8.
Estructura Molecular de las cuatro especies THM
Figura 2.9.
Formación de Cloroformo
Figura 2.10.
Etapas de la Evaluación de Riesgo
Figura 3.1.
Ubicación Geográfica del Departamento de Boaco
Figura 4.1.
Sitio de Muestreo (a. Río Fonseca, b. Pila de Estabilización)
Figura 4.2.
Equipo de Prueba de Jarras
Figura 5.1.
Comportamiento del Color y Turbiedad según el contenido de ácido húmico en
cada experimento con Agua Sintética Cruda
Figura 5.2.
Remoción del Carbono Orgánico Disuelto en el Agua Sintética Sedimentada según
la Dosis de Coagulante utilizada
Figura 5.3.
Remoción del Absorción Ultravioleta de los Constituyentes Orgánicos en el Agua
Sintética Sedimentada según Dosis de Coagulante utilizadas
Figura 5.4.
Comparación entre valores de Color del Agua Sintética Cruda, Agua Sintética
Sedimentada y Valor Máximo Permisible Establecido de la Norma CAPRE
Figura 5.5.
Remoción del Nitrógeno Orgánico Disuelto en el Agua Sintética Sedimentada
según las dosis de coagulante utilizadas
Figura 5.6.
Remoción del Carbono Orgánico Disuelto para los Tres Muestreos de Agua del Río
Fonseca según las Dosis del Coagulante utilizadas
Figura 5.7.
Remoción del Absorción Ultravioleta de los Constituyentes Orgánicos para los Tres
Muestreos de Agua del Río Fonseca según las Dosis de Coagulante utilizadas
Figura 5.8.
Remoción del Nitrógeno Orgánico Disuelto para los Tres Muestreos de Agua del
Río Fonseca según las Dosis del Coagulante utilizadas
Figura 5.9.
Formación de THM totales en función del contenido de COD y Cloro Residual en
Agua Potable correspondiente al Experimento 1 y 5 de Agua Sintética
Figura 5.10.
Concentración de Trihalometanos totales según el contenido de COD y Cloro
Residual en el agua potable correspondiente a los tres muestreos del Río Fonseca
Figura 5.11.
Formación Potencial de THM totales en función del contenido de COD y Cloro
Residual en el Agua Potable correspondiente al Experimento 1 y 5 de Agua
Sintética
Figura 5.12.
Formación Potencial de THM totales en función del contenido de COD y Cloro
Residual en Agua Potable correspondiente al Muestreo 3 del Río Fonseca
Figura 5.13.
Probabilidad de Riesgo de Cáncer por Exposición a Trihalometanos como
Cloroformo en la Ciudad de Boaco
ABREVIATURAS
ASDI
Agencia Suecia para el Desarrollo Internacional
ATSDR
Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades
CAG
Carbón Activado Granular
CAPRE
Norma Regional de Calidad de Agua para Centroamérica y República Dominicana
COD
Carbono Orgánico Disuelto
COT
Carbono Orgánico Total
DQO
Demanda Química de Oxígeno
ENACAL
Empresa Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados
AHA
Ácidos Haloacéticos
INAA
Instituto Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados
MOD
Materia Orgánica Disuelta
MON
Materia Orgánica Natural
NOD
Nitrógeno Orgánico Disuelto
NT
Nitrógeno Total
OMS
Organización Mundial de la Salud, WHO por sus siglas en inglés
PTAP
Plantas de Tratamiento para Agua Potable
SPD
Subproductos de Desinfección
STD
Sólidos Totales Disueltos
SUVA
Absorbancia Ultravioleta Específica
THM
Trihalometanos
USEPA
Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos
UV254
Absorbancia Ultravioleta a 254 nm
RESUMEN
La materia orgánica presente de manera natural en el agua reacciona con el cloro
utilizado en el proceso de potabilización, facilitando la formación de
Trihalometanos (THM). Estos compuestos están asociados a efectos adversos
para la salud. En la presente investigación se evaluó la concentración de THM en
agua proveniente del Río Fonseca, Boaco potabilizada a escala de laboratorio y se
identificó el posible riesgo asociado al consumo de agua con cloroformo.
Se realizaron 3 muestreos en los meses de Enero a Marzo del 2008. La
concentración de THM se determinó por el método 10132 THM*PLUS de HACH,
obteniéndose la concentración de THM totales.
Los parámetros organolépticos y físico-químicos se determinaron para analizar la
calidad del agua cruda y potable. El contenido de materia orgánica natural (MON)
se midió a través de parámetros sustitutos como carbono orgánico total, carbono
orgánico disuelto, absorbancia ultravioleta y absorbancia ultravioleta específica
para conocer el tipo de materia orgánica presente y su reactividad con el cloro.
Asimismo se determinaron parámetros indicadores del contenido de materia
nitrogenada y su incidencia en la formación de THM.
La concentración promedio de THM totales en el agua potable del Río Fonseca
fue de 81 ± 20,07 µg l-1, valor superior respecto a la concentración máxima
admisible establecida por la Agencia de Protección Ambiental de los EEUU
(80 µg l-1) pero aceptable respecto a la Norma Regional CAPRE (460 µg l-1).
Los datos de formación potencial de THM en el agua del Río Fonseca potabilizada
a escala de laboratorio fueron altos (de 80 a 130 µg l-1), indicando que los niveles
de THM en la red de distribución podrían incrementarse en dependencia del
estado de las tuberías y ocurrir una recontaminación.
El índice promedio de riesgo potencial de cáncer encontrado por ingestión de agua
con cloroformo para mujeres fue de 0,000016 y 0,000014 para hombres, valores
que exceden el índice de riesgo aceptable (0,000001) establecido por la USEPA
(1999c) y sobrepasan ligeramente el nivel de riesgo aceptable (0,00001) según la
OMS (1998), por lo cual los efectos adversos pueden manifestarse con mayor
frecuencia en la población expuesta.
ABSTRACT
Natural organic matter in water reacts with chlorine used in drinking water
treatment, leading Trihalomethanes (THMs) formation. These compounds are
related with adverse health effects. In the ongoing research, THM's presence was
evaluated in water from Fonseca’s River, Boaco City. The risk associated to water
consumption with chloroform levels was identified.
Three samplings were done from January to March 2008. The THM's concentration
was determined by HACH 10132 THM*PLUS method, expressing the total THMs
concentration.
Organoleptical and physical-chemical parameters were analyzed to qualify the raw
and drinking water. The contents of natural organic matter (NOM) was measured
through surrogate parameters such as total organic carbon, dissolve organic
carbon, ultraviolet absorbance and specific ultraviolet absorbance to know the type
of organic matter and the reactivity with chlorine. Likewise, indicators parameters
of nitrogenous matter and the influence in THM's formation were measured.
The average of total THM concentration in drinking water of Fonseca River was
81 ± 20,07 µg l-1. That value exceeds the maximum concentration level established
by the Environmental Protection Agency of USA (80 µg l-1) but is lower than the
value established in the regional guidelines CAPRE (460 µg l-1).
Potential THMs formation data in treated drinking water of Fonseca River was high
(80 to 130 µg l-1), indicating that levels of THMs in distribution system may increase
depending of pipes conditions and recontamination can occur.
The average cancer risk index found by ingestion of drinking water containing
chloroform in women were 0,000016 and for men 0,000014. That values exceeds
the acceptable risk index (0,000001) established by USEPA (1999c) and exceeds
lightly the acceptable risk level (0,00001) according to WHO (1998), indicating that
adverse health effects may be observed frequently in the exposed population.
Capítulo I
Introducción
CAPITULO I: INTRODUCCION
1.1 Introducción
El agua es el líquido más abundante en la Tierra, constituyendo la base de toda
forma de vida. Su distribución es 97,4 % agua de mar o agua salada, 2,6 % hielo y
sólo el 0,001 % de toda el agua del planeta es dulce.
El agua para consumo humano requiere tratarse para garantizar su calidad, es
decir, se deben eliminar partículas y organismos que pueden ser dañinos para la
salud. La mayoría de las aguas son desinfectadas con cloro, siendo el método
convencional más apropiado en términos de costo-efectividad.
En el último siglo, el desarrollo de sistemas de potabilización del agua permitió
controlar las enfermedades trasmitidas por el agua. Sin embargo, a mediados de
los años 70, se descubrió que los desinfectantes reaccionan con compuestos
orgánicos que se encuentran de manera natural en el agua, y que estos forman
subproductos de desinfección (SPD) que pueden causar riesgos a la salud (Bull
and Kopfler, 1991; Bellar et al., 1974; Rook, 1974).
Los trihalometanos (THM) son los SPD más comunes por lo cual su estudio es de
vital importancia. El trihalometano más común en agua para consumo es el
cloroformo (CHCl3) o triclorometano, causante de abortos espontáneos y defectos
cardíacos así como una alta incidencia en enfermedades carcinogénicas y
mutagénicas (Cedergren et al., 2002; Nissinen et al., 2002; Graves et al., 2001;
Takanashi et al., 2001; Diehl et al., 2000).
Nicaragua es un país rico en recursos
superficial está contaminada debido
residuales así como el mal manejo de
deterioro de los recursos hídricos
hídricos, sin embargo, gran parte del agua
a la inadecuada disposición de aguas
los desechos domésticos e industriales. El
conlleva a la escasez de fuentes de
Capítulo I
Introducción
abastecimiento de agua segura para diversos usos, principalmente para consumo
humano. En general, las fuentes de abastecimiento mayormente aprovechadas
son las aguas superficiales, ya sea de ríos, lagunas o manantiales.
En la ciudad de Boaco, la fuente de abastecimiento principal es el Río Fonseca, el
cual suple la planta potabilizadora de esta ciudad. Este río presenta problemas de
contaminación debido al vertido de aguas residuales municipales, lo que impacta
significativamente en la calidad del agua disponible a ser potabilizada y distribuida
a los consumidores. La población abastecida está expuesta a sufrir problemas de
salud a causa de la formación de subproductos de desinfección (SPD) debido al
alto contenido de precursores en el agua cruda, provocando que el agua potable
presente ciertos niveles de THM y otros subproductos.
Entre los precursores de formación de SPD más importantes se encuentran la
materia orgánica natural y la materia orgánica nitrogenada, esta última ha sido
poco estudiada y en el país no se han realizado investigaciones en esa materia.
Esta investigación se enfocó en la caracterización físico-química, de materia
orgánica y materia nitrogenada presente en el agua cruda y potable del Río
Fonseca, encontrándose valores que cumplen con los estándares de calidad de
agua según la Norma Regional CAPRE.
Capítulo I
Introducción
1.2 Objetivos
1.2.1 Objetivo General
Determinar la concentración de Trihalometanos producidos por reacción del cloro
con la Materia Orgánica Nitrogenada en muestras de agua del Río Fonseca,
Departamento de Boaco, en el período Enero - Marzo del 2008.
1.2.2 Objetivos Específicos
ƒ
Determinar los parámetros físico-químicos de muestras de agua cruda y
potable del Río Fonseca.
ƒ
Identificar la concentración de trihalometanos producidos por la reacción de la
materia orgánica nitrogenada con el cloro en muestras de agua potable del Río
Fonseca.
ƒ
Evaluar la formación potencial de trihalometanos en muestras de agua potable
del Río Fonseca.
ƒ
Identificar el riesgo potencial por exposición a trihalometanos como cloroformo
debido a la ingesta de agua potable.
Capítulo I
Introducción
1.3 Justificación
Nicaragua es un país privilegiado en cuanto a recursos hídricos. Cuenta con uno
de los lagos más grandes del continente y con muchas cuencas hidrográficas en el
Atlántico y Pacifico del territorio. Sin embargo, el paulatino deterioro de los
recursos hídricos generado por el desarrollo de ciudades, industrias y la actividad
agrícola, repercute en la disponibilidad de agua apta para consumo humano.
La problemática que gira alrededor del suministro de agua potable y el control de
su calidad influye en el desarrollo social y económico del país, debido al riesgo
que representa el consumo de agua con mala calidad para la salud de la
población.
Tomando en cuenta que las fuentes de agua mayormente aprovechadas en el
país son superficiales, y que la principal fuente de abastecimiento de la población
de Boaco es el Río Fonseca, se hace necesario estudiar las características físicas,
químicas y orgánicas del agua y los subproductos de desinfección (SPD) formados
en la etapa de desinfección debido al contenido de precursores en el agua cruda.
Los SPD tienen diferentes propiedades químicas y toxicológicas, pueden entrar al
cuerpo humano por ingestión, inhalación o por absorción de la piel. Distintos
autores (Cedergren et al., 2002; Takanashi et al., 2001; Graves et al., 2001; Hsu et
al., 2001; Diehl et al., 2000; Mougdal et al., 2000; Ivancev et al., 1999) han
estudiado y encontrado que los subproductos de desinfección tienen relación con
la ocurrencia del cáncer, retardación del crecimiento, anomalías del tracto urinario,
abortos espontáneos y defectos cardíacos congénitos.
En la actualidad, debido su potencial riesgo a la salud, cuatro grupos de SPD son
normados por la Regla para Desinfectantes y Productos de Desinfección emitida
por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 1998). En
Nicaragua, hasta el año 2000 se incluyó en las guías de agua potable el valor
máximo admisible de 460 µg l-1 para trihalometanos totales (CAPRE, 2000), dato
lejano al propuesto por la USEPA que es de 80 µg l-1.
Esta investigación es el primer estudio que se realiza en Nicaragua para valorar
los niveles de THM presentes en el agua del Río Fonseca potabilizada a escala de
laboratorio, producto de la reacción de materia orgánica nitrogenada con el cloro
Capítulo I
Introducción
utilizado en la etapa de desinfección. Del mismo modo se brinda información sobre
la identificación del riesgo potencial por exposición a THM por vía de ingestión.
Por las razones expuestas anteriormente, se considera importante valorar los
datos obtenidos en esta investigación para mejorar los sistemas de potabilización
y por ende la salud de los consumidores.
Capítulo I
Introducción
1.4 Antecedentes
La desinfección del agua se ha llevado a cabo de forma habitual desde comienzos
del siglo XX con el fin de eliminar y desactivar microorganismos patógenos en el
agua potable. Además de remover elementos patógenos, los desinfectantes
también actúan como oxidantes. Asimismo, son utilizados para remover el sabor y
el color, oxidar el hierro y el manganeso, prevenir la reaparición de elementos
biológicos en el sistema de distribución de agua, mejorar la eficiencia de la
coagulación y la filtración, y prevenir el crecimiento de algas en tanques de
sedimentación y filtros (USEPA, 1999a). El desinfectante mayormente utilizado en
el tratamiento es el cloro y sus compuestos. Su uso generalizado no solo se debe
a su bajo costo, sino también a su capacidad oxidante, la cual proporciona un nivel
mínimo de cloro residual en el sistema de distribución para evitar la
recontaminación microbiana.
En 1974, se descubrió que los desinfectantes reaccionan con compuestos
orgánicos que se encuentran de manera natural en el agua, formando
subproductos de la desinfección (SPD) que pueden causar riesgos a la salud
(Bellar et al., 1974; Rook, 1974). Los desinfectantes químicos empleados,
principalmente el cloro, reaccionan con compuestos orgánicos naturales de
estructura muy compleja como los ácidos húmicos y fúlvicos, permitiendo la
formación de subproductos de desinfección que son tóxicos para el hombre, entre
los que se encuentran los trihalometanos (THM) y los ácidos haloacéticos (AHA).
Los trihalometanos (THM) son la suma de cuatro compuestos: cloroformo (CHCl3),
bromodiclorometano (CHBrCl2), dibromoclorometano (CHBr2Cl) y bromoformo
(CHBr3). Los ácidos haloacéticos (AHA) son la suma de varios ácidos
haloacéticos; cinco de ellos son los ácidos monocloroacético (CH2ClCOOH),
dicloroacético (CHCl2COOH), tricloroacético (CCl3COOH), monobromoacético
(CH2BrCOOH) y dibromoacético (CHBr2COOH). Se han detectado asimismo otros
SPD, tales como dicloroacetonitrilo, tricloroacetonitrilo, bromocloroacetonitrilo,
dibromoacetonitrilo, 1,1-dicloro-2 propanona, entre otros.
La utilización de desinfectantes alternativos también genera SPD. El uso de
cloramina está asociado no solo a la formación de THM y de AHA (aunque en
menos cantidades que cuando se usa cloro) sino también a la de nitritos, nitratos,
haloacetonas y N-Nitrosodimetilamina (NDMA). El dióxido de cloro genera cloritos
y cloratos, mientras que la utilización de ozono genera bromatos aldehídos,
Capítulo I
Introducción
carbono orgánico biodegradable, ácidos cetoaldehídicos, bromoformos, peróxidos
y epóxidos (Vinette, 2001).
El cloro también genera inconvenientes organolépticos evidentes (sabor y olor del
cloro), además de producir grandes concentraciones de SPD clorados (Droste,
1997). La cloramina tiene la ventaja de producir menores concentraciones de
SPD, pero su efecto bactericida es comparativamente menor que el del cloro
(Guay et al., 2005). El dióxido de cloro tiene como inconveniente principal la
formación de subproductos tóxicos inorgánicos; finalmente, el ozono es un agente
desinfectante muy poderoso pero no deja residuo dentro de la red de distribución,
haciendo necesaria una segunda desinfección (Oxenford, 1996).
Los THM más predominantes son el clorofomo y el bromodicloroetano, aunque
también se encuentran con frecuencia el dibromoclorometano y el bromoformo. La
concentración de los THM depende de la presencia de los precursores
(compuestos activos que pueden reaccionar con el cloro), así como de la dosis de
cloro y el tiempo de contacto, la temperatura del agua y el pH.
Existen estudios que reportan asociación entre la cloración del agua y casos de
cáncer en seres humanos (King et al., 2000; Doyle et al., 1997; Cantor et al.,
1987). Los primeros estudios realizados fueron de carácter geográfico-descriptivo;
eventualmente se estableció la necesidad de desarrollar estudios epidemiológicoanalíticos que proporcionaran estimaciones sobre la magnitud del riesgo,
considerando las exposiciones individuales y posibles factores de confusión. Los
resultados de ambos tipos de estudios (King y Marrett, 1996; Cantor et al., 1987;
Cragle et al., 1985) han demostrado un incremento de poca significancia en el
riesgo de contraer cáncer a la vejiga y al colon.
A pesar de que cada generación de investigaciones mejora en sus diseños y
análisis, aun no se puede inferir con plena certeza la existencia de una relación
cáncer-agua clorada, debido a que todavía existen diversas deficiencias en el
diseño y en la metodología de la investigación, en las cuales los resultados
podrían disminuir o elevar la magnitud real del riesgo de contraer cáncer.
Cantor et al. (1987) informó sobre la incidencia de cáncer a la vejiga en una
población, durante un estudio de caso-control aplicado a hombres y mujeres de
raza blanca, de 21 a 84 años de edad, que consumían agua clorada y no-clorada.
Se reportó la asociación entre el riesgo de cáncer a la vejiga y el consumo de
Capítulo I
Introducción
agua clorada y no se reportó presencia alguna de cáncer a la vejiga en personas
que consumían agua subterránea no-clorada. Finalmente, la incidencia del cáncer
a la vejiga fue asociada con el agua superficial clorada, pero no con los niveles de
cloro residual o con los subproductos de oxidación. En resumen, los estudios de
caso-control indican la existencia del riesgo de cáncer en la vejiga y, en menor
grado, de colon, asociado al consumo de agua clorada. Este riesgo es mayor en
personas con antecedentes genéticos y mayores de 60 años de edad.
El agua clorada expone al público consumidor a un riesgo potencial que no está
claramente definido; los estudios caso-control han demostrado un ligero
incremento en la probabilidad de contraer cáncer a la vejiga, en poblaciones que
consumen agua clorada durante varios años. El desafío que enfrenta el proceso
de cloración es la obtención de los máximos beneficios, mínimo impacto ambiental
y baja toxicidad de los subproductos. No se puede discutir la necesidad de la
desinfección del agua para consumo; el problema está en evaluar y comparar el
riesgo de su toxicidad y la potencia cancerígena de los subproductos de la
cloración versus el beneficio que se obtiene en el control de las enfermedades
transmitidas por el agua.
En Nicaragua solamente se han realizado estudios sobre la presencia de
Trihalometanos (THM) en agua potable proveniente de las Plantas Potabilizadoras
(PTAP) de Boaco (Boaco y Camoapa), Chontales (Santo Tomás y Juigalpa), y el
Plantel Ticuantepe Norte en Managua. Todas las investigaciones han sido
realizadas por docentes y estudiantes de la Facultad de Ingeniería Química de la
Universidad Nacional de Ingeniería (UNI) y dos estudiantes de la Facultad de
Ciencia y Tecnología del Ambiente de la Universidad Centroamericana (UCA)
apoyados por el organismo internacional sueco ASDI-SAREC, con el objetivo de
analizar y proponer un método de tratamiento que reduzca el contenido de
precursores de formación de THM en el agua cruda para evitar así, la formación
de subproductos de desinfección, especialmente trihalometanos.
Capítulo II
Marco Teórico
CAPITULO II: MARCO TEORICO
En este capítulo se presentan las características generales del agua de mayor
relevancia de acuerdo al perfil de esta investigación. También se describen los
tratamientos convencionales de potabilización y la problemática generada por los
subproductos de desinfección (SPD).
2.1 Características del Agua
2.1.1 Características Organolépticas
2.1.1.1 Color
El color es el resultado de la presencia de materiales de origen vegetal, tales como
ácidos húmicos, turba, plankton y de ciertos metales, como hierro, manganeso,
cobre y cromo.
El color del agua se define como la propiedad óptica que consiste en modificar la
composición espectral de la luz visible transmitida. Se puede determinar dos tipos
de color:
ƒ
Color Aparente: Es el color debido a las sustancias disueltas y a las materias
en suspensión. Se determina en la muestra de agua sin filtrado ni
centrifugado.
ƒ
Color Real: Se debe únicamente a las sustancias disueltas. Se determina tras
el filtrado de la muestra de agua a través de una membrana de 0,45 µm.
Las aguas naturales suelen tener un color amarillento o pardo, debido a la
presencia de materia orgánica (principalmente procedente de la descomposición
Capítulo II
Marco Teórico
de vegetales) o sales solubles de Fe y Mn (aguas subterráneas y superficiales
poco oxigenadas).
2.1.1.2 Turbiedad
Es una medida de la dispersión de la luz por el agua, como consecuencia de la
presencia de materiales suspendidos, coloidales y/o particulados. La materia en
suspensión son partículas de 10 nm a 0,1 mm de diámetro que generalmente son
minerales, restos orgánicos húmicos, etc.
La presencia de materia suspendida puede indicar un cambio en la calidad del
agua y/o la presencia de sustancias inorgánicas finamente divididas o de
materiales orgánicos.
2.1.2 Características Físico-Químicas
2.1.2.1 Temperatura
La temperatura es una variable física que influye notablemente en la calidad del
agua. Afecta a parámetros tales como la solubilidad de gases y sales, la cinética
de las reacciones químicas y bioquímicas, desplazamientos de los equilibrios
químicos, tensión superficial y el desarrollo de microorganismos. La influencia más
interesante es la disminución de la solubilidad del oxígeno al aumentar la
temperatura y la aceleración de los procesos de putrefacción (Figura 2.1).
Figura 2.1. Relación entre Temperatura y Solubilidad de Sales y Gases
Fuente: http://www.uclm.es/users/higueras/MAM/MMAM3.htm
Capítulo II
Marco Teórico
2.1.2.2 Potencial Hidrógeno (pH)
El pH es la medida de acidez del agua expresada como concentración de iones
hidrógeno (H+), así como de iones hidroxilos (OH-). Entre más alto los iones H+ y
más bajo los iones OH-, menor es el pH y el agua es más ácida.
La concentración de H+ en el agua tiene un promedio de 1 mol l-1 (equivalente a
1 g l-1 o 1 000 ppm) para agua muy ácida, y cerca 10-14 mol l-1 (10-14 g mol-1 o 10-11
ppm) para agua básica. En lugar de trabajar con estos valores numéricos tan
grandes, los químicos desarrollaron una forma de utilizar unidades logarítmicas
para expresar [H+] como un número decimal positivo que su valor estuviera
normalmente entre 0 y 14. A este número se le conoce como pH y se define en la
Ecuación 2.1.
pH = -log10[H+]
(2.1)
El pH de un agua depende de:
ƒ
El equilibrio carbónico:
CO2 + H2O
ƒ
H2CO3
H+ + HCO3-
H+ + CO3-2
(2.2)
La actividad de los microorganismos acuáticos
El pH de las aguas superficiales se encuentra en un rango de 6,0 -8,5, a diferencia
de las aguas profundas y subterráneas en las cuales el valor de pH es menor.
La medida del pH tiene amplia aplicación en el campo de las aguas naturales y
residuales, dado que es una propiedad básica e importante que afecta a muchas
reacciones químicas y biológicas. Valores extremos de pH pueden originar la
muerte de peces, drásticas alteraciones en la flora y fauna, reacciones
secundarias dañinas (por ejemplo, cambios en la solubilidad de los nutrientes,
formación de precipitados, etc.).
2.1.2.3 Potencial Redox (Eh)
El potencial redox es una medida (expresada en milivoltios) que indica
cuantitativamente la facilidad que tiene una sustancia para oxidar o reducir a otras,
Capítulo II
Marco Teórico
es decir, las transformaciones de los desechos en nutrientes (nitratos y nitritos) por
parte de la población bacteriana y de las plantas.
También es una medida de la actividad de los electrones. Está relacionado con el
pH y con el contenido de oxígeno. Es análogo al pH porque el pH mide la actividad
de protones y el potencial redox mide la de los electrones. El potencial redox se
calcula como:
Eh = 1,234 – 0,058 pH + 0,0145 log (10) Po
(2.3)
Donde: Po es la presión parcial de oxígeno expresada en atmósferas.
Si el oxígeno del agua está en equilibrio con el atmosférico y el pH es de 7, el
valor del Eh es de + 0,80 mV a 25 ºC. En las aguas dulces y marinas raramente es
menor de + 0,3 mV excepto cuando hay gran escasez de oxígeno.
2.1.2.4 Conductividad
La conductividad del agua es producida por los electrolitos que lleva disueltos. Los
iones mayoritarios que forman las sales disociadas en el agua suelen ser HCO3-,
CO3-2, Cl-, SO4-2, NO3-, Ca2+, Mg2+, Na+ y K+. Puesto que la contribución de cada
especie iónica a la conductividad es diferente, la medida de la conductividad
electrolítica brinda un valor que no está relacionado de manera sencilla con el
número total de iones en solución.
La conductividad eléctrica, es una medida de la capacidad de una solución para
transportar la corriente eléctrica. Permite conocer la concentración de las especies
iónicas presentes en el agua.
2.1.2.5 Sólidos Totales Disueltos (STD)
Los sólidos totales disueltos son una fracción del total de sólidos presentes en el
agua. Están fundamentalmente compuestos por materia coloidal, sales
inorgánicas principalmente calcio, magnesio, potasio, sodio, bicarbonatos, cloruros
y sulfatos así como pequeñas cantidades de materia orgánica disuelta.
Los sólidos disueltos, medidos por filtración, incluyen la materia coloidal. En las
aguas naturales casi todos los materiales que componen los STD son inorgánicos.
Capítulo II
Marco Teórico
Los componentes orgánicos presentes son complejos, principalmente material
húmico de alto peso molecular. En la Figura 2.2 se muestra la clasificación de las
diferentes partículas presentes en el agua según su tamaño.
Figura 2.2. Clasificación de Tamaño de Partículas
Fuente: http://quimica.utn.edu.mx/contenido/temas/tema%206/imagenes/image001.gif
El principal efecto en el agua que producen los STD es en el sabor, el cual con
concentraciones bajas son aceptables, mientras que en concentraciones mayores
es totalmente desagradable y además producen incrustaciones en las cañerías,
calderas, ollas y otros elementos. Para aguas naturales se ha encontrado que el
factor empírico por el cual multiplicar la conductividad para obtener los sólidos
totales disueltos es alrededor de 0,7 (Schaefer, 1992).
STD (mg l-1) = Conductividad (µΩ cm-1) x 0,7
(2.4)
2.1.2.6 Alcalinidad
La alcalinidad del agua se debe al contenido de sales del ácido carbónico
(bicarbonatos, carbonatos) e hidróxidos y en menor grado por los boratos, fosfatos
y silicatos presentes en el agua. La alcalinidad de las aguas naturales suele
deberse a los carbonatos y bicarbonatos de calcio, magnesio, sodio y potasio. El
bicarbonato es el componente que más contribuye a la alcalinidad.
La alcalinidad es de mucha importancia en los fenómenos de coagulación y
ablandamiento, así como en la prevención de la corrosión. Ésta proporciona un
índice de la resistencia del agua a bajar su pH cuando se le añade ácido.
Capítulo II
Marco Teórico
No se debe confundir los términos alcalinidad y basicidad, es decir, alcalinidad y
pH. El pH es una medida de la intensidad de los protones y la alcalinidad es una
indicación o medida de la capacidad de aceptar protones H+ para alcanzar un
estado determinado.
2.1.2.7 Dureza
La dureza del agua la constituyen todos los cationes polivalentes disueltos. No
obstante debido a la alta proporción de sales de Ca2+ y Mg2+ frente a los demás
cationes, se suele asociar la dureza con contenidos en sales cálcicas y
magnésicas.
Tabla 2.1. Clasificación de la Dureza
Clasificación del Agua
Agua blanda
Moderadamente dura
Agua dura
Agua muy dura
Rango de Dureza (mg l-1)
0-75
de 75 – 150
de 150 – 300
>300
Fuente: Romero (1999).
La dureza del agua se deriva en gran medida de su contacto con el suelo y las
formaciones rocosas. Ésta varía considerablemente entre sitios, siendo las aguas
superficiales más blandas que las subterráneas (Sawyer, 2000). La dureza sirve
como indicador proporcional al total de sólidos disueltos presentes. En general,
altos valores de dureza son beneficiosos por reducir la toxicidad de los metales.
2.1.2.8 Sulfatos
Las aguas naturales no tienen altas concentraciones de sulfatos, pero cuando se
encuentran en cantidades apreciables, tienen efectos sobre el sabor y son
laxantes cuando simultáneamente están presentes el manganeso y sodio. Forman
incrustaciones en tuberías, calderas e intercambiadores de calor al combinarse
con el calcio o magnesio.
El origen de los sulfatos se debe fundamentalmente a la disolución de los yesos,
en dependencia de los terrenos drenados. Se encuentra disuelto en las aguas
debido a su estabilidad y resistencia a la reducción.Tienden a formar sales con los
Capítulo II
Marco Teórico
metales pesados disueltos en el agua, y debido a que el valor del producto de
solubilidad de dichas sales es muy bajo, contribuye eficazmente a disminuir su
toxicidad. Un incremento en los sulfatos presentes en el medio hídrico es indicador
de un vertido próximo.
Los sulfatos, pueden ser reducidos por bacterias sulfa-reductoras dando origen al
ácido sulfhídrico, lo que produce mal olor al agua y disminuye el pH. La remoción
de sulfatos puede resultar costosa por lo que es preferible elegir fuentes con
contenidos de sulfatos por debajo de los límites permisibles.
Altas concentraciones de sulfatos (> 300 mg l-1) pueden causar irritación
gastrointestinal, especialmente cuando Mg2+ esta presente, como resultado se
puede provocar diarrea (Schaefer, 1992).
2.1.2.9 Bromo
Es un compuesto altamente oxidante que reacciona con el cloro para formar ácido
hipobromoso y posteriormente reacciona con la materia orgánica para formar
trihalometanos bromados.
El bromo es más denso que el agua pero se disuelve fácilmente en ella y la tiñe de
marrón. Debido a su alta toxicidad y a sus propiedades oxidantes y cáusticas,
constituye una amenaza para todo tipo de agua, especialmente para el agua
potable, el agua servida y las aguas residuales.
Los bromuros se encuentran como iones acompañantes en los depósitos de
potasio y sodio. El contenido de bromuro aumenta a medida que se incrementa la
salinidad.
2.1.2.10 Cloruros
El anión Cl- se encuentra en casi todas las aguas naturales. Éste representa la
mayoría de los componentes de los sólidos totales disueltos. En aguas
superficiales se puede encontrar en concentraciones de 20 a 30 mg l-1 de Cl-, en
aguas subterráneas las concentraciones pueden ser las mismas que en aguas
superficiales pero también pueden ser mayores.
Capítulo II
Marco Teórico
En el agua potable, el sabor salado producido por el cloruro es variable y depende
de la composición química del agua. Ese sabor es más detectable si el catión
predominante en el medio es el sodio, y se nota menos si el catión es calcio o
magnesio.
Más de 200-300 mg l-1de Cl- proporciona un sabor salado al agua, pero la
sensibilidad individual varía. Concentraciones extremadamente altas (> 600 mg l-1)
puede dar lugar a problemas de salud en ciertos individuos. Grandes cantidades
intensifican el comportamiento corrosivo del agua (Schaefer, 1992).
2.1.2.11 Demanda Química de Oxigeno (DQO)
La demanda química de oxígeno es la cantidad de oxígeno consumido cuando la
materia orgánica natural (MON) en un volumen dado de agua es químicamente
oxidada a CO2 y H2O por un fuerte oxidante químico, como permanganato o
dicromato.
Esta medida, es una estimación de la materia oxidable presente en el agua,
cualquiera que sea su origen, orgánico o mineral. Las aguas no contaminadas
tienen valores de DQO de 1 a 5 ppm o un poco superiores.
2.1.3 Características de la Materia Orgánica
La materia orgánica natural (MON) está constituida principalmente por las
sustancias húmicas que provienen de la degradación química y biológica de las
plantas y de la actividad sintética de los organismos.
Debido a sus fuentes de origen, la materia orgánica es una mezcla de
macromoléculas húmicas, ácidos hidrofílicos, proteínas, lípidos, carbohidratos,
ácidos carboxílicos y aminoácidos. Según Thurman y Malcolm (1981), la materia
orgánica disuelta (MOD) está compuesta por una mezcla heterogénea de
sustancias húmicas y no húmicas (Figura 2.3). A pH 1, el precipitado es llamado
ácido húmico y la fracción soluble se conoce como ácido fúlvico (Marhaba y
Pipada, 2000).
Capítulo II
Marco Teórico
Figura 2.3. Composición de la Materia Orgánica Natural
Fuente: Thurman y Malcolm (1981).
Las sustancias húmicas constituyen la mayor porción de la materia orgánica
disuelta en las aguas superficiales, aproximadamente el 50-65%. Por lo general, el
90% de las sustancias húmicas disueltas en aguas naturales consisten en ácidos
fúlvicos y el 10% en ácidos húmicos (Visco et al., 2004).
Algunas de las propiedades de las sustancia húmicas se presentan en la
Figura 2.4, a medida que aumenta la intensidad del color, aumenta el peso
molecular, el contenido de carbono y el grado de polimerización; pero disminuye el
contenido de oxigeno, la acidez y el grado de solubilidad.
Capítulo II
Marco Teórico
Figura 2.4. Propiedades de las Sustancias Húmicas
Fuente: Stevenson (1982).
Debido a que la materia orgánica es difícil de caracterizar, se hace uso de una
serie de parámetros sustitutos que describen el comportamiento de ésta, como
son el carbono orgánico total, carbono orgánico disuelto, absorbancia de luz UV254
y absorbancia ultravioleta específica (SUVA), (USEPA, 1999b).
2.1.3.1 Carbono Orgánico Total (COT)
Es la medida del contenido total de carbono de los compuestos orgánicos
presentes en el agua. Se refiere tanto a compuestos orgánicos fijos como volátiles,
naturales o sintéticos. Es la expresión más correcta del contenido orgánico total.
La mayoría del COT reportado en la literatura, puede asumirse como
representante del carbono orgánico disuelto en el agua. Típicamente, las
partículas de carbono orgánico son sólo la menor fracción de COT. En la
Figura 2.5 se muestra la distribución del carbono total.
Capítulo II
Marco Teórico
Figura 2.5. Distribución del Carbono Total
Fuente: Visco et al. (2004).
Aunque el COT es una medida directa del contenido de carbono orgánico del
agua, no es necesariamente una medida consistente de las concentraciones de
los precursores de los subproductos de desinfección (SPD). Una explicación para
esta observación es que el COT no proporciona una indicación de la aromaticidad,
la naturaleza alifática, química de grupo funcional, o enlaces químicos asociados
con las moléculas orgánicas naturales.
Es probable que la reactividad de los enlaces químicos y los grupos funcionales
sea un factor significativo en la explicación del por qué aguas diferentes, con la
misma concentración de COT formarán concentraciones de SPD diferentes bajo
las mismas condiciones.
2.1.3.2 Carbono Orgánico Disuelto (COD)
El COD mide la cantidad de carbono orgánico disuelto en el agua. La fase
orgánica disuelta puede ser más reactiva que las partículas de la parte orgánica.
Así, la proporción de COD a COT también puede ser considerada un factor
importante en explicación de diferentes concentraciones de SPD bajo las mismas
condiciones de la desinfección y niveles de bromuro.
Si la proporción de COD/COT es relativamente baja < 0,5, puede esperarse que
los procesos físicos como sedimentación y filtración remuevan un fragmento
significante del MON. Por otro lado, las proporciones de COD/COT relativamente
altas > 0,5, indican la MON también está en forma soluble. Por consiguiente, otro
Capítulo II
Marco Teórico
proceso como coagulación, adsorción de carbón activado granular (CAG) y
filtración de membrana son requeridos para lograr una remoción significante.
Tabla 2.2. Relación de COD/COT respecto al tipo de Materia Orgánica en el Agua Cruda
Proporción
COD/COT
Materia Orgánica
-1
Menor a 0,5 mg l -1
En forma particulada
Procesos Propuestos
y
y
y
-1
Mayor a 0,5 mg l
En forma soluble
y
y
Sedimentación
Filtración
Coagulación
Adsorción de Carbón Activado
Filtración por Membrana
Fuente: Edzwald y Tobiason (1999).
2.1.3.3 Absorbancia de Luz Ultravioleta a 254 nm (UV254)
La absorbancia UV254 indica la concentración de moléculas orgánicas con
agrupaciones aromáticas o la unión extendida. Deben medirse muestras de UV en
el agua antes de la adición de un oxidante o desinfectante. Esto es necesario
porque los oxidantes reaccionan con compuestos orgánicos y se unen los dobles
enlaces que absorben UV. El análisis de las muestras no debe exceder 48 horas,
después del muestreo. No pueden ajustarse los pH de muestra de UV.
2.1.3.4 Absorción Ultravioleta Específica (SUVA)
La absorción ultravioleta específica es un indicador del contenido húmico del agua.
Es un parámetro calculado igual a la absorción ultravioleta (UV254), dividida por el
carbono orgánico disuelto (COD) contenido en el agua. El principio del método es
la absorción de la luz UV por parte de los constituyentes presentes en el agua en
proporción a su concentración. La ecuación es:
SUVA (l mg-1 m-1) = 100 (cm m-1) [UV254 (cm-1)/COD mg l-1]
(2.5)
Valores de SUVA menores a 3 l mg-1 m-1 indican que el agua contiene
principalmente material no húmico. Valores de SUVA de 4 a 5 l mg-1 m-1 son
típicos de agua que contiene principalmente material húmico. Las aguas con
valores de SUVA bajos contienen principalmente material no húmico. Dos
métodos analíticos separados son necesarios para hacer esta medición: UV254 y
COD.
Capítulo II
Marco Teórico
En la Tabla 2.3 se muestran las guías para la interpretación del SUVA según
Edzwald y Tobiason (1999). Se puede observar que con valores de SUVA de
2 l mg-1 m-1 o menores es difícil de tratar el agua con coagulación, ya que el COT
no controla la dosis de coagulante. Por otro lado, con valores altos de SUVA es
fácil de tratar, debido a que la cantidad de MON ejerce una mayor demanda de
coagulante que la que ejerce las partículas en el agua. La dosis de coagulante
aumenta con el incremento del COT.
Tabla 2.3. Valores Guías MON y remoción de COD esperada
SUVA
<2
2-4
>4
Composición
Mayormente no-húmicos.
Baja hidrofobicidad.
Bajo peso molecular.
Mezcla de ácidos húmicos
y otras MON.
Mezcla
de
MON
hidrofóbica e hidrofílica.
Mezcla
de
pesos
moleculares.
Mayormente
ácidos
húmicos.
Alta hidrofobicidad.
Alto peso molecular.
Coagulación
Remoción COD
MON
tiene
poca <25% para aluminio.
influencia
Un poco mayor para
Pobre remoción de COD
hierro.
Influencia de MON
25-50% para aluminio.
Remoción de COD es de Un poco mayor para
normal a buena
hierro.
MON controlada.
Buena remoción de COD.
50% para aluminio.
Un poco mayor para
hierro.
Fuente: Edzwald y Tobiason (1999).
2.1.4 Características de la Materia Nitrogenada
2.1.4.1 Nitritos
Los nitritos al no ser constituyentes normales en aguas naturales, son indicadores
de contaminación. Este indica que residuos de proteínas han ingresado al agua
recientemente, debido a que el nitrito es una etapa de oxidación temprana de las
proteínas (Schaefer, 1992). En aguas superficiales, se pueden encontrar en
pequeñas cantidades pero en aguas subterráneas normalmente están ausentes o
en concentraciones menores a 1 mg l-1.
Capítulo II
Marco Teórico
En comparación con el nitrato, el NO2- no es un producto estable, es rápidamente
oxidado a NO3-, por lo tanto su presencia indica que la contaminación es reciente.
Este puede afectar la salud de infantes por las mismas razones que el NO3- y
debería estar ausente en el agua potable, por lo tanto no hay un valor guía de la
Organización Mundial de la Salud, OMS (Schaefer, 1992).
2.1.4.2 Nitratos
Los nitratos, especialmente en forma de sales disódicas y potásicas se encuentran
ampliamente distribuidos en la litosfera. La presencia de NO3- en el agua proviene
de la disolución de rocas y minerales, de la descomposición de materia vegetal y
animal y de efluentes industriales. Otra parte de los nitratos presentes en las
aguas naturales provienen del lavado de tierras cultivadas, donde se utiliza NO3como componente de abonos y fertilizantes.
El nitrato es el producto final de la oxidación de materia orgánica nitrogenada y por
consiguiente un valor alto de NO3- indica que el agua ha tenido contacto con la
misma. Si no existen al mismo tiempo nitritos y amoniaco, es señal de que la
oxidación ha sido completada.
La Organización Mundial de la Salud incluye a los nitratos entre los componentes
del agua nocivos para la salud, si su concentración es superior a 45 mg l-1. Los
nitratos pasan a nitritos en el estómago, luego a sangre y forman la
metahemoglobina, con lo cual la absorción del oxígeno por la sangre disminuye,
produciendo asfixia interna.
2.1.4.3 Amonio
En el amonio, el nitrógeno actúa con número de oxidación -3, es decir, se trata del
compuesto más reducido del elemento. Es el producto final de la reducción de
sustancias orgánicas e inorgánicas ricas en nitrógeno. Aguas con bajos valores de
pH presentan altos porcentajes de NH4+, el cual en altas concentraciones es
tóxico.
El NH4+ se encuentra principalmente en aguas superficiales contaminadas. Es un
producto de la descomposición de las proteínas. Las aguas superficiales más
contaminadas son las que presentan la mayor concentración de NH4+, aunque las
concentraciones no son tan altas (1 mg l-1) debido a que no es un compuesto
Capítulo II
Marco Teórico
estable y se oxida rápidamente a nitrito y nitrato por acción de los
microorganismos (Schaefer, 1992).
2.1.4.4 Nitrógeno Total
Representa el conjunto de las formas de nitrógeno, incluyendo el orgánico
reducido, amoniacal, nitritos y nitratos. El nitrógeno puede existir también en forma
de nitrógeno nitroso y nítrico independientemente del nitrógeno gaseoso (forma
neutra); incluye principalmente el nitrógeno amoniacal y el orgánico, constituido
éste último por proteínas, polipéptidos y aminoácidos.
El nitrógeno encontrado en las aguas superficiales puede provenir de los efluentes
domésticos o industriales así como del lavado de suelos enriquecidos con abonos
nitrogenados.
2.2 Calidad del Agua
La Organización Mundial de la Salud definió agua para consumo humano como
“aquella que se encuentra libre de organismos y concentraciones de sustancias
químicas que puedan representar un riesgo en la salud” (Rojas, 2002). Es decir,
organolépticamente aceptable, microbiológicamente segura, químicamente
higiénica y técnicamente adecuada. (Manahan, 2000).
Los indicadores de calidad de agua sirven como variables de control que influyen
en el comportamiento de muchos compuestos presentes en el agua, estos son:
ƒ
Físicos: Se suelen relacionar con la apariencia del agua, color, turbiedad,
temperatura y en particular su sabor y olor.
ƒ
Químicos: Incluye la identificación
concentraciones de éstos.
ƒ
Microbiológicos: Los agentes microbiológicos son importantes para la salud
pública y también influyen en las características químicas del agua.
ƒ
Radiológicos: Deben ser considerados en zonas donde el agua pudiera tener
contacto con sustancias radiactivas.
de
sus
componentes
y
las
Capítulo II
Marco Teórico
Los estándares de agua potable son regulaciones establecidas por la legislación
interna de los países para controlar el nivel de contaminantes que presentan un
alto riesgo en la salud pública y así mismo evaluar la factibilidad de los recursos
económicos y ambientales disponibles. Se fundamentan en conocimientos
científicos sobre los posibles efectos de los diferentes tipos de constituyentes en el
agua que pueden afectar la salud humana de manera aguda o crónica.
Nicaragua esta adscrito a la Normas de Calidad de Agua para Consumo Humano
CAPRE, con el objetivo de proteger la salud pública reduciendo al mínimo los
componentes del agua que representan un riesgo para la salud (CAPRE, 2000).
Las instituciones encargadas de la vigilancia y control de calidad del agua son la
Empresa Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados (ENACAL), operadora de
plantas de tratamiento y servicio de agua potable y el Instituto Nicaragüense de
Acueductos y Alcantarillados (INAA), ente regulador.
En la Tabla 2.4 se presentan los parámetros de calidad de agua y los valores
máximos permisibles del agua para consumo humano.
Capítulo II
Marco Teórico
Tabla 2.4. Parámetros de Calidad de Agua
Parámetros Organolépticos
Parámetros
Unidad
Color verdadero
Valor Recomendado
Valor Máximo Admisible
-1
mg l (Pt-Co)
1
15
NTU
1
5
Turbiedad
Parámetros Físico-Químicos
Parámetros
Unidad
Valor Recomendado
Valor Máximo Admisible
C
18 a 30
-
Valor pH
6.5 a 8.5
-
mg l-1
0,5 a 1,0
5,0*
25
250
µS cm-1
400
-
Dureza
mg l-1CaCO3
400
-
Sulfatos
mg l-1
25
250
STD
mg l-1
-
1000
o
Temperatura
Iones Hidrógeno
Cloro Residual
Cloruros
mg l
Conductividad
-1
Parámetros para Sustancias No Deseadas
Parámetros
Unidad
Valor Recomendado
Valor Máximo Admisible
Nitratos (NO3-1)
mg l-1
25
45
Nitritos(NO2-1)
mg l-1
0,1
1,0
Amonio
mg l-1
0,05
0,5
Parámetro para Desinfectantes y Subproductos de la Desinfección
Parámetro
Valor Máximo Admisible (µg l-1)
Trihalometanos
Bromoformo
Dibromoclorometano
Bromodiclorometano
Cloroformo
(a) Falta de datos adecuados para recomendar un valor guía
*
En casos especiales para proteger a la población de brotes epidémicos
Fuente: Norma CAPRE (2000).
100
100
60
200
Capítulo II
Marco Teórico
2.3 Potabilización del Agua
En la búsqueda para obtener un agua salubre y limpia, es preciso disponer de un
riguroso control desde el sitio de captación en la naturaleza hasta ser tratada y
distribuida como agua de consumo humano.
Las fuentes de abastecimiento utilizadas para el suministro de agua potable son
variadas, algunas aguas pueden ser naturalmente potables y otras pueden
necesitar un tratamiento corrector previo a su distribución a la población. La fuente
debe cumplir dos propósitos fundamentales: suministrar agua en cantidad
suficiente para abastecer la demanda de la población y mantener las condiciones
de calidad necesarias para garantizar la potabilidad de la misma.
El agua proveniente de fuentes subterráneas profundas, galerías filtrantes o
manantiales, pueden ser entregadas directamente al consumidor, siempre que
sean químicamente apropiadas y se tenga en cuenta todas las previsiones
necesarias para evitar su contaminación. Es decir, las aguas subterráneas son
naturalmente potables y solamente se recomienda un tratamiento con cloro para
resguardarla de cualquier contaminación accidental en la red de distribución.
Cuando el agua no es naturalmente potable es necesario someterla a un proceso
de tratamiento para lograr la calidad deseada, como sucede con las aguas
superficiales. El tratamiento corrector o potabilizador puede ser físico, químico y/o
microbiológico. Según Schaefer (1992) cuando un agua necesita ser tratada,
generalmente es para lograr cuatro objetivos:
ƒ Remoción de constituyentes no deseados o concentraciones que excedan
límites permisibles (MON, sustancias coloidales, hierro, manganeso, dureza,
materia suspendida).
ƒ Adición de constituyentes deseados (flúor).
ƒ Estabilización (ajuste de pH, remoción de CO2 y aireación.)
ƒ Desinfección (inactivación de microorganismos patógenos).
Los tratamientos son similares alrededor del mundo y la selección de los mismos
depende de las características del agua a tratar, los tipos de impurezas a remover
y los costos del tratamiento.
Capítulo II
Marco Teórico
En Nicaragua existen siete plantas potabilizadoras (PTAP) que utilizan métodos
convencionales de desinfección, debido a que la efectividad del tratamiento es
buena y los costos no son elevados. Estas Plantas son:
ƒ PTAP de Boaco
ƒ PTAP de Camoapa
ƒ PTAP de Juigalpa
ƒ PTAP de Matagalpa
ƒ PTAP de Nueva Guinea
ƒ PTAP de Ocotal
ƒ PTAP de Santo Tomás
2.3.1 Tratamiento Convencional en los Sistemas de Potabilización
El tratamiento convencional para la potabilización del agua consiste en una serie
de operaciones unitarias, las cuales son descritas a continuación.
2.3.1.1 Coagulación
La coagulación es un proceso que consiste en añadir productos químicos como el
sulfato de aluminio, el cloruro férrico o polielectrólitos al agua; esto altera las
características superficiales de los sólidos en suspensión de modo que se
adhieren los unos a los otros y se precipitan.
El coagulante más usado debido a su fácil manipulación y obtención es el sulfato
de aluminio (Al2(SO4)3.14H2O). Cuando se agrega sulfato de aluminio al agua,
este se ioniza en:
−
Al2 (SO4 )3 .14H2O → 2Al+3 + 3SO4 + 14H2O
(2.6)
Los iones de aluminio reaccionan con los iones de (OH-) que forman la alcalinidad
natural del agua, formando iones con hidróxido de aluminio [Al(OH)3], que es el
precipitado insoluble que forma los flóculos.
Factores que Influyen en la Coagulación:
ƒ Tipo de Coagulante: Sulfato de aluminio, sulfato férrico, cloruro férrico, etc. Se
selecciona el tipo de coagulante basado en su habilidad para desestabilizar
Capítulo II
Marco Teórico
partículas y crear un flóculo que pueda ser removido por los procesos físicos
subsecuentes. Las sales de aluminio y de hierro son típicamente usadas
como coagulantes primarios porque son trivalentes y forman las especies
hidrolizadas insolubles que desestabilizan el material cargado negativamente
en aguas naturales que llevan partículas en suspensión.
ƒ Dosis de Coagulante: Está relacionada con la turbiedad a ser removida. La
dosis óptima es la que remueve la mayor cantidad de turbiedad, el color y el
contenido bacteriológico presente en el agua. Para determinar la dosis óptima
de coagulante de un agua específica se emplea el equipo de prueba de jarras.
ƒ Contenido y Tipo de Color y Turbiedad: La mayor o menor cantidad de
coloides, sustancias disueltas y origen del color presente en el agua.
ƒ Otras Características del Agua: La alcalinidad natural, contenido de hierro,
materia orgánica natural (MON), etc.
ƒ Concentración de Iones Hidrógeno (pH): Existe un pH óptimo para flocular el
agua, el cual puede ser determinado experimentalmente.
ƒ Tiempo de Mezcla Rápida y Floculación: Existe un tiempo óptimo en cada
caso, con el cual se obtiene la mayor remoción de turbiedad y color.
ƒ Temperatura: Las temperaturas altas favorecen la coagulación, el consumo
de coagulante es mayor cuando se tienen temperaturas bajas.
ƒ Agitación: Si la agitación a la que se somete el agua durante al floculación es
demasiado baja, la formación de flóculos disminuye, lo que dificulta la
decantación y obstruye los filtros. Si la agitación es muy violenta los flóculos
formados se quiebran rápidamente en partículas menores retrasando la
decantación.
ƒ Uso
de ayudantes de Floculación: Los ayudantes de floculación
(polielectrolitos) promueven la formación de flóculos más densos y pesados.
2.3.1.2 Mezcla Rápida
Este proceso consiste en distribuir el coagulante en forma rápida e instantánea en
toda la masa de agua. La mezcla debe ser instantánea porque las reacciones de
coagulación apenas demoran entre 0,1 y 7 segundos, dependiendo de la turbiedad
Capítulo II
Marco Teórico
del agua. Esta operación puede hacerse mecánica o hidráulicamente en tanques
especiales, en secciones de otros tanques, o en sistemas de tuberías.
2.3.1.3
Floculación
Consiste en agitar suavemente el agua tratada con coagulante durante de un
período de tiempo apreciable para completar las reacciones de coagulación hasta
alcanzar las condiciones que permitan que el material floculento se junte y se
adhiera formando grandes masas de flóculos que precipitan con facilidad.
La agitación suave hace crecer lo suficiente las partículas coaguladas, para que se
puedan depositar fácilmente en el tanque de sedimentación. El grado óptimo de
agitación cualquiera que sea, depende de la temperatura y características del
agua, del tipo de coagulante usado y otras condiciones.
2.3.1.4 Sedimentación
Es el proceso posterior a la coagulación y floculación, con el objetivo de disminuir
la carga en los filtros de arena. Si no se usa ésta operación los filtros se
obstruirían rápidamente y los costos de operación serian tan altos que el proceso
no sería práctico.
En un tanque de sedimentación el agua fluye a tan baja velocidad que el material
suspendido se depositará en el fondo del tanque. Los factores más importantes
que afectan la eficiencia de remoción de una unidad de sedimentación son las
características del proceso y las condiciones de flujo hidráulico. Éstos a su vez
dependen de las características físico-químicas del agua, las características del
pre-tratamiento, la configuración y diseño de las unidades, las características de
las obras de interconexión y de la operación y mantenimiento.
2.3.1.5
Filtración
Es la última etapa de la remoción física de las impurezas del agua. Las partículas
que no se sedimentaron en la operación anterior se remueven haciendo pasar el
agua a través de un material poroso. El medio poroso más utilizado es la arena
colocada sobre una capa de grava.
Capítulo II
Marco Teórico
El medio filtrante debe de tener las siguientes características:
ƒ Ser químicamente resistente.
ƒ Tener consistencia física.
ƒ Permitir la descarga limpia de la torta formada.
ƒ Producir un filtrado o un efluente claro.
En base a la velocidad de filtración, los intervalos entre cada limpieza del filtro, así
como a la forma de limpieza, se distinguen dos tipos de filtro: rápidos y lentos. En
las plantas potabilizadoras nacionales se utilizan principalmente los filtros rápidos.
Los filtros rápidos presentan la característica de que el agua fluye a través de un
lecho de arena gruesa o mediana a altas velocidades. El tamaño del grano varía
de 0,5-2 mm y las velocidades de filtración oscilan entre 1,5 y 3 m s-1. Debido a las
altas velocidades de filtración y el uso de arena mediana o gruesa, las impurezas
del agua penetran a grandes profundidades del lecho, obstruyéndolo rápidamente,
por lo que se requiere limpiarlo con bastante frecuencia.
2.3.1.6
Aireación
Es una operación que consiste en exponer el agua al aire agitándola para
favorecer la absorción de oxígeno cuyo contenido en el agua es más bajo de lo
necesario. Se expone una mayor superficie del agua a la atmósfera, procurando
agitarla para ayudar a la difusión y al libre flujo de oxígeno.
Las razones por las cuales se realiza la aireación en el tratamiento de agua son:
ƒ Introducir oxigeno del aire.
ƒ Disminuir la concentración de gases disueltos, como el dióxido de carbono y
el ácido sulfhídrico.
ƒ Remover gases como metano, cloro y amoníaco.
ƒ Oxidar hierro y manganeso.
ƒ Eliminar las sustancias volátiles que causan olor y sabor.
Capítulo II
Marco Teórico
2.3.1.7 Desinfección
La desinfección es la última etapa en la potabilización del agua, la cual consiste en
eliminar o inactivar los organismos patógenos (virus y bacterias) hasta una
concentración inocua.
Una adecuada desinfección, provee un nivel de desinfectante residual que persiste
durante todo el sistema de distribución. Esto, no solo elimina los organismos sino
que previene una reinfección dentro del sistema. Este tratamiento debe aplicarse
prioritariamente cuando el agua esta contaminada, o cuando no se puede
garantizar su potabilidad natural de forma permanente.
La desinfección puede llevarse a cabo mediante métodos físicos y químicos, entre
los cuales se pueden mencionar los rayos x, rayos gamas, radiación UV, la
cloración, plata ionizada u ozono.
Por razones económicas la desinfección química es la más ampliamente usada en
las plantas de tratamiento de agua potable. El cloro es el mejor desinfectante, es
el más utilizado a nivel mundial como cloro gaseoso, dióxido de cloro e hipocloritos
de sodio y calcio. De estos, solo el cloro y el dióxido de cloro tienen una capacidad
de desinfectante residual, por lo que al agregar un pequeño exceso de estos
desinfectantes se mantiene la protección del agua potable durante el sistema de
distribución. Normalmente, un residual de cloro o de dióxido de cloro se encuentra
entre 0,2 a 0,5 mg l-1. Los desinfectantes que no proveen protección residual son
seguidos habitualmente por una pequeña dosis de cloro con el objetivo de
preservar la capacidad de desinfección a lo largo del sistema de distribución.
Parte del procedimiento de desinfección involucra la remoción de precursores de
Subproductos de Desinfección (SPD), especialmente Carbono Orgánico Total
(COT), a través de coagulación, ablandamiento o filtración. Una alta concentración
de COT (más de 2,0 mg l-1) indica un alto potencial para la formación de SPD.
2.1.1.7.1 Química del Cloro en el Agua
El Cloro, ya sea en forma gaseosa, hipoclorito de sodio o de calcio se disuelve en
el agua para formar ácidos hipocloroso y clorhídrico a partir de dos reacciones:
una de hidrólisis y otra de disociación.
Capítulo II
Marco Teórico
La reacción de hidrólisis se define de la siguiente manera:
Cl2 + H20 → HOCl + H+ + Cl-
(2.7)
Ácido Hipocloroso
La magnitud de la constante de hidrólisis de equilibrio es tal, que la hidrólisis del
ácido hipocloroso (HOCl) prácticamente se completa en el agua dulce a pH > 4 y
con dosis de cloro de hasta 100 mg l-1. El HOCl es un ácido débil que posee una
constante de ionización de aproximadamente 3 x10-8 y se disocia parcialmente en
el agua del siguiente modo:
HOCl
H+ + OCl-
(2.8)
Ión hipoclorito
Como se muestra en la Figura 2.6, a 20 ºC y pH 7,5, hay una distribución igual de
HOCl y de ión hipoclorito (OCl-). A pH 8, cerca del 20% del cloro residual libre,
está presente como HOCl; y a pH 6,5 el 90% como HOCl. El término “cloro
residual libre” se refiere a la suma de HOCl y de OCl-. Ya que el HOCl es un
desinfectante considerablemente más eficaz que el OCl- y que el cloro libre,
incluso como hipoclorito, es más eficaz que el cloro combinado. Se recomienda
que la desinfección final produzca una concentración residual de cloro libre de
0,5 mg l-1 después de 30 minutos de contacto en agua a pH < 8,0. El término
“cloro residual combinado” se refiere al cloro ligado al nitrógeno, presente en la
formación de cloraminas.
Figura 2.6. Distribución del Acido Hipocloroso y del Ión Hipoclorito en agua a diferentes pH
Fuente: Díaz (2003).
Capítulo II
Marco Teórico
En realidad, el ácido hipocloroso no disociado es el que actúa como desinfectante.
El equilibrio entre el ácido hipocloroso no disociado, iones de hidrógenos e iones
de hipoclorito dependen del pH. A un pH alto, las formas disociadas predominan y
a un pH bajo el ácido hipocloroso no disociado predomina. Por esta razón, la
desinfección con cloro es más efectiva a valores de pH menores de 8.
La formación de cloro combinado se debe a una serie de reacciones secuenciales.
El hidrógeno presente en el amoníaco es remplazado progresivamente por el
cloro. Las cloraminas se forman por la reacción del cloro y el amoníaco o aminas
orgánicas. Se pueden formar mono, di y tricloraminas según la relación del cloro
con el amoníaco, el pH y la temperatura del agua.
Las reacciones que tienen lugar son:
NH3 + HOCl
NH2Cl + H2O
NH2Cl + HOCl
NHCl2 + H2O
NHCl2 + HOCl
NCl3 + H2O
Monocloramina
(2.9)
Dicloramina
(2.10)
Tricloroaminas
(2.11)
Cuando la razón molar del cloro al amoníaco no es más de 1,0 y el pH está por
encima de 6, predomina la formación de monocloramina; la dicloramina predomina
a pH 5 y menos. En el tratamiento del agua, la concentración de cloraminas es
generalmente de 0,5 a 2,0 mg l-1.
2.1.1.7.2 Demanda de Cloro
La demanda de cloro es la diferencia entre la cantidad de cloro aplicada y la
cantidad de cloro libre, combinado o total disponible, remanente al finalizar el
período de contacto. En otras palabras, la demanda de cloro se refiere a la
cantidad total de cloro que reaccionará con compuestos como hierro, manganeso,
amoníaco y otros compuestos orgánicos.
2.1.1.7.3 Tiempo de Contacto
El tiempo de contacto, es el tiempo necesario después de la cloración para que los
microorganismos patógenos presentes en el agua sean inactivados. El tiempo
necesitado por diferentes microbios para morir varía ampliamente. En general, las
amebas son muy resistentes y requieren de mayor exposición. Las bacterias,
Capítulo II
Marco Teórico
incluyendo Vibrio cholerae, se inactivan rápidamente por el cloro libre bajo
condiciones normales. Es importante asegurar el tiempo de contacto adecuado
para inactivar todos los microorganismos presentes antes de que el agua entre al
sistema de distribución.
Generalmente, en los sistemas de abastecimiento el tiempo de contacto se
asegura debido a que luego de la cloración, el agua se almacena en tanques para
su posterior distribución.
2.1.1.7.4 Cloro Residual
El cloro residual es el cloro presente en el agua tratada. Este puede presentarse
como cloro residual libre o como cloro residual combinado. El cloro residual libre
esta constituido esencialmente por el ácido hipocloroso y el ión hipoclorito; y el
cloro residual combinado lo forman generalmente las cloraminas. El cloro residual
ayuda a minimizar los efectos de re-contaminación a través de la inactivación de
microbios que pueden entrar al sistema luego de la cloración.
Para que el cloro residual libre este presente en un agua tratada después del
suficiente tiempo de contacto, es necesario que la cloración se lleve a cabo
mediante una dosis lo suficientemente elevada de cloro, lo cual se conoce como
“dosificación del punto de quiebre”, “cloración por el punto crítico” o “cloración al
breakpoint”, con lo cual el cloro oxidará todas las sustancias que estén en
disposición de ser oxidadas, se combinará, destruirá y eliminará otras, como por
ejemplo las cloraminas, y después de todo aún quedará un exceso de cloro libre
residual. La dosis de cloro necesaria para que comience a aparecer el cloro libre
residual es llamada dosis de breakpoint.
La Figura 2.7 muestra gráficamente lo descrito anteriormente, el breakpoint es la
dosis correspondiente al mínimo de la curva. Este punto no lo presentan
claramente las aguas con poca materia orgánica o compuestos nitrogenados.
Capítulo II
Marco Teórico
Figura 2.7. Evolución del Cloro Residual en la Cloración de un Agua Natural
Fuente: Ramírez (2005).
2.3.2 Subproductos de Desinfección (SPD)
Subproductos de Desinfección (SPD) es un término usado para describir un grupo
de compuestos orgánicos e inorgánicos formados durante la etapa de desinfección
del agua. Los SPD se forman por la reacción entre la materia orgánica natural
presente en el agua y el cloro u otro desinfectante utilizado durante la etapa de
desinfección.
La clase y cantidad de subproductos formados depende de varios factores como
son el tipo de desinfectante usado, concentración del desinfectante, la naturaleza
de los precursores en el agua, tiempo de contacto, dosis y tipo de coagulante
aplicados, pH, temperatura y concentración de bromuros.
Los subproductos de desinfección relacionados con el cloro se pueden separar en
cinco grupos: los trihalometanos, acetonitrilos halogenados, aldehídos
halogenados, cetonas halogenadas y los fenoles clorados.
2.3.2.1 Precursores de Formación de Subproductos de Desinfección
Los precursores de la formación de SPD provienen de sustancias húmicas que se
originan principalmente por la degradación de sustancias vegetales, por arrastre y
por los procesos biológicos de las algas presentes en el agua.
Capítulo II
ƒ
Marco Teórico
Materia Orgánica Natural (MON)
Es el principal precursor de los SPD, usualmente medida como carbono orgánico
total (COT) o carbono orgánico disuelto (COD). Cerca del 90% del COT se
encuentra en forma de COD.
Según Thurman y Malcolm (1981), la materia orgánica disuelta (MOD) está
compuesta por una mezcla heterogénea de sustancias húmicas y no húmicas. A
pH 1, el precipitado es llamado ácido húmico y la fracción soluble se conoce como
ácido fúlvico (Marhaba y Pipada, 2000)
La fracción húmica es altamente reactiva y removible por coagulación, en cambio,
la fracción fúlvica es menos reactiva. Sin embargo, Lin et al. (2000a) y Krasner et
al. (1996) demostraron que la fracción fúlvica posee también potencial de
formación de THM por unidad de COD comparable a la de la fracción húmica. Así
mismo, Imai et al. (2003) y Owen et al. (1995) reportaron que la fracción no
húmica reacciona con el cloro y produce THM por unidad de COD a un grado
comparable al de la fracción hidrofóbica.
Los efectos del aumento de los niveles de MON puede afectar la formación de
SPD en dos formas. En primer lugar, se aumenta el nivel de precursores de DPBs
y por lo tanto su formación. En segundo lugar, se aumenta la demanda de cloro en
el agua, requiriendo así, una mayor dosis para poder mantener un apropiado cloro
residual, lo que aumentaría la formación de SPD (Xie, 2004).
Los subproductos orgánicos halogenados son formados en el agua cuando la
MON reacciona con el cloro libre (Cl2) o bromo libre (Br2). El cloro libre proviene de
la desinfección; el bromo libre es un producto de la oxidación de desinfectantes
(ozono y cloro libre) del ion bromo presentes en la fuente de agua, formando SPD
bromados como el bromato, bromoformo, bromopicrin y ácido bromoacético.
Reacciones de oxidantes fuertes con MON forman SPD no halogenados,
particularmente cuando los oxidantes no clorados, como ozono y peroxono son
usados. Entre los SPD no halogenados comunes están: aldehídos, cetonas,
ácidos orgánicos, amoníaco y peróxido de hidrogeno.
Capítulo II
ƒ
Marco Teórico
Materia Orgánica Nitrogenada
La materia orgánica natural (MON) contiene aproximadamente 40-60% de carbono
y de 1-5% de nitrógeno en peso.
Westerhoff y Mash (2002) encontraron que la concentración media de nitrógeno
orgánico disuelto es de 0,37 mg l-1 de N en aguas superficiales y en las aguas
subterráneas poco profundas a profundas es de 0,24 y 0,18 mg l-1 de N
respectivamente.
Durante el tratamiento del agua, las moléculas de materia orgánica natural pueden
reaccionar con los desinfectantes para formar productos carcinogénicos, los
subproductos de desinfección nitrogenados (Por ejemplo: Haloacetonitrilos,
halonitrometanos, N- nitroso-dimetilamina) y pueden afectar la especiación de los
subproductos de desinfección regulados tales como los trihalometanos y los
ácidos haloacéticos (Richardson, 2003; Peters et al., 1990).
El nitrógeno orgánico disuelto también reacciona con el cloro libre y con el cloro
combinado para formar cloraminas orgánicas, que tiene poca o ninguna actividad
bactericida. Además, los materiales proteínicos y los polisacáridos se han
considerado como un componente importante de las impurezas orgánicas
adheridas a las membranas durante el tratamiento del agua para consumo. Es
necesario entender y cuantificar la remoción de nitrógeno orgánico disuelto antes
de la cloración, cloraminación o tratamiento por membranas.
Durante la coagulación, la materia orgánica natural es removida mediante la
neutralización de cargas, trampa y adsorción en la superficie de los flóculos; la
fase particulada es removida durante la separación sólido-líquido, sin embargo
Pietsch et al. (2001) y Vilge-Ritter et al. (1999) demostraron que las sales de hierro
o aluminio no remueven eficientemente compuestos orgánicos nitrogenados como
dimetilaminas, ciclohexaminas, etc. y tampoco las proteínas.
2.3.2.2 Trihalometanos
Los trihalometanos constituyen un grupo de compuestos orgánicos, que como su
nombre lo indica, se consideran por su nomenclatura como derivados del metano
(CH4), en cuya molécula, tres átomos de hidrógeno han sido sustituidos por igual
número de halógenos (cloro, flúor, bromo o yodo). Éstos compuestos se forman
Capítulo II
Marco Teórico
debido a una compleja reacción entre el cloro utilizado en la desinfección y la
materia orgánica natural (MON) durante el proceso de potabilización del agua.
El problema principalmente es la presencia de cuatro miembros del grupo, que
son: Cloroformo (CHCl3), Bromodiclorometano (CHBrCl2), Dibromoclorometano
(CHBr2Cl) y Bromoformo (CHBr3) como se presentan en la Figura 2.8. De todos
ellos, el que comúnmente se encuentra, es el cloroformo, razón por la que la
información disponible, se refiere en forma exclusiva a este compuesto.
Cl
l
Cl—C —H
l
Cl
Triclorometano
Br
l
Cl—C—H
l
Cl
Bromodiclorometano
Cl
l
Br—C—H
l
Br
Clorodibromometano
Br
l
Br—C—H
l
Br
Tribromometano
Figura 2.8. Estructura Molecular de las cuatro especies THM
Fuente: Xie (2004).
Dado a que los cuatro SPD mencionados anteriormente se producen
conjuntamente, con frecuencia se consideran como un grupo, denominado
trihalometanos totales (THMT).
2.1.1.2.1 Mecanismos de Formación de Trihalometanos
La formación de trihalometanos durante la desinfección del agua con el cloro libre,
obedece a un complicado mecanismo, por el cual las especies químicas que el
halógeno forma con el agua, reaccionan con la materia orgánica natural presente
para formar cloroformo CHCl3, ácidos haloacéticos (mono, di y tricloroacéticos) y
otros SPD clorados. Si el agua contiene cantidades apreciables de bromuros, o
ácido hipobromoso éste reaccionará con la MON para producir análogos de los
SPD del cloro, como son el Bromoformo (CHBr3) y los demás SPD bromados.
Esquemáticamente, la reacción de producción de trihalometanos se muestra en la
Ecuación 2.12.
Cloro residual libre + ion bromuro + precursores → THM + otros SPD
(2.12)
Capítulo II
Marco Teórico
La formación de THM aumenta al aumentar el pH y la temperatura, así los niveles
tienden a ser mayores en los meses más calurosos del año (Singer, 1999).
Cambios en la temperatura, el pH, el tipo de fuente y concentración del precursor,
la dosis de cloro, los niveles de yoduro o bromuro, así como el tiempo de reacción,
influyen sobre la formación potencial de Trihalometanos.
En la Figura 2.9 se presenta una serie de reacciones que muestran los pasos
básicos para la formación de cloroformo durante el proceso de desinfección del
agua con cloro.
Figura 2.9. Formación de Cloroformo
Fuente: Romero (1985).
Las reacciones (a), (c) y (e), ocurren de forma más rápida a valores de pH altos,
siendo favorecidas en presencia de OH-. No todos los compuestos que tienen el
grupo acetil O=C-CH3 reaccionan con la velocidad requerida para que representen
un problema en el tratamiento del agua con cloro; sin embargo, en el agua puede
existir materia orgánica atacable por el cloro y con capacidad de formar
rápidamente cloroformo. Entre dichos compuestos orgánicos se le atribuye la
mayor importancia a las sustancias húmicas.
Capítulo II
Marco Teórico
2.1.1.2.2 Factores que Influyen en la Formación y Concentración de THM
La rapidez de formación de Trihalometanos y la concentración final de los mismos
depende de los siguientes factores:
ƒ
Temperatura
Al aumentar la temperatura se incrementa la posibilidad de formación de
cloroformo si se mantiene el pH y la dosis de cloro constante. Algunos autores
(Krasner, 1999; Singer, 1999; Williams, 1997; Stevens et al., 1976) han reportado
según sus análisis que la media de formación de THM es más alta en el verano
que en el invierno. Las temperaturas bajas en el invierno sugieren menor
reactividad y un menor nivel de producción de SPD.
ƒ
pH
En general, un pH alto, aumenta la formación de THM debido a la acción catalítica
del haloformo, pero disminuye el nivel de otros SPD halogenados. Muchos SPD
experimentan reacciones de hidrólisis para formar THM. Con frecuencia, aumentar
el pH aumenta las reacciones de hidrólisis, por lo tanto, para muchos de los SPD
que pasan por estas reacciones, aumentar el pH reduce su formación (Xie, 2004).
ƒ
Materia Orgánica
El aumento de los niveles de MON puede incrementar el nivel de formación de
SPD. Cuando en el agua existe gran cantidad de derivados del humus mayor será
la posibilidad de formación de trihalometanos, así mismo, la demanda de cloro en
el agua aumenta, requiriendo una mayor dosis para mantener un apropiado cloro
residual.
ƒ
Concentración de Bromo en el Agua
El bromo es un constituyente natural del agua, reacciona con el cloro para formar
ácido hipobromoso y a su vez éste reacciona con precursores orgánicos. Un
aumento de la concentración de bromuro en la fuente de agua puede incrementar
la formación de las especies bromadas de THM y disminuye la formación de
especies cloradas. Sin embargo, esto puede provocar un incremento en la
concentración de trihalometanos totales.
Capítulo II
ƒ
Marco Teórico
Dosis de Cloro
La dosis de cloro es el factor clave en la formación de SPD clorados. Algunos SPD
son productos intermedios de la reacción de cloración y otros son productos
finales. Adicionalmente, los productos intermedios pueden ser oxidados a
productos finales de desinfección. De acuerdo a Xie (2004) y Bank y Wilson (2002)
aumentar la dosis de cloro incrementa la formación de productos finales de
desinfección, entre los que se encuentran los THM.
ƒ
Tiempo de Contacto del Cloro
El tiempo que el desinfectante está en contacto con un precursor es un factor
importante en la formación de THM. Si el SPD es un producto final, aumentar el
tiempo de contacto incrementará la formación del SPD. Sin embargo, si el SPD es
un producto intermedio, aumentar el tiempo de reacción puede disminuir la
formación del SPD, especialmente si existen altas dosis de cloración (Xie, 2004).
Singer (1999) y Koch et al. (1991) reportaron que la concentración de THM
aumenta rápido durante las primeras horas de contacto. Algunos SPD
experimentan reacciones de hidrólisis, entonces, al aumentar el tiempo de
contacto después de la cloración se beneficia la reacción disminuyendo así la
concentración de SPD como los ácidos haloacéticos (HAA). En el caso de los
THM, que son productos finales de hidrólisis, su formación incrementa al aumentar
el tiempo de reacción.
2.3.2.3 Control de Subproductos de Desinfección
Dado que los subproductos de desinfección se forman cuando la materia orgánica
natural contenida en el agua no se remueve eficientemente en el proceso de
tratamiento y reacciona con el cloro utilizado en la etapa de desinfección, es
necesario reducir las concentraciones de los SPD durante las etapas iniciales del
proceso para no afectar negativamente la calidad microbiológica final del agua.
Si en la etapa inicial del tratamiento se optimiza la remoción de las sustancias
orgánicas bajo las condiciones específicas del tratamiento, se pueden obtener los
siguientes beneficios:
Capítulo II
Marco Teórico
ƒ
Reducir la demanda de cloro.
ƒ
Disminuir la cantidad de sustancias orgánicas oxidadas que pudieran
formarse posteriormente en el proceso.
ƒ
Reducir los efectos perjudiciales sobre el agua tratada causados por los altos
niveles de sustancias orgánicas y de cloro.
Existen varias alternativas para controlar los subproductos de la desinfección,
teniendo en cuenta que la prevención de su formación es más económica y eficaz
que la remoción de los SPD, una vez que se han formado. Los mecanismos de
control mas utilizados incluyen:
ƒ
Protección y control de las fuentes de abastecimiento de agua para disminuir
la cantidad de precursores.
ƒ
La remoción eficaz de los precursores mediante la coagulación mejorada, la
cual se realiza con altas dosis de coagulantes a valores de pH bajos.
ƒ
Reducción de la dosis de cloro y/o el tiempo de contacto al mínimo necesario
para la destrucción de agentes patógenos.
ƒ
Uso de desinfectantes alternativos como las cloraminas, el ozono, radiación
UV, etc.
La aplicación de cada una de las alternativas debe considerar los efectos de
factores físicos y químicos que influyen la formación de los SPD, la modalidad de
reacción de los precursores o los subproductos con los desinfectantes bajo
diferentes condiciones, la complejidad técnica del proceso y el costo del mismo.
Los costos y la complejidad de algunos métodos puede colocarlos fuera del
alcance de países en vías de desarrollo, como es el caso de Nicaragua. Por
ejemplo tecnologías como la filtración con membranas que puede eliminar los
precursores antes de la desinfección son costosas y pueden estar más allá de la
capacidad financiera y técnica del país.
La mejora de los procesos existentes, como la coagulación-floculación y la
sedimentación pueden hacer más eficaz la remoción de la materia orgánica
Capítulo II
Marco Teórico
natural sin necesidad de realizar una inversión significativa. La operación y el
control de la floculación, sedimentación y filtración pueden mejorar la remoción de
precursores y simultáneamente reducir el uso de sustancias químicas para la
desinfección.
2.4 Efectos de los Subproductos de Desinfección en la Salud
La desinfección del agua potable con cloro, reduce dramáticamente el número de
enfermedades transmitidas por el agua, sin embargo, en los últimos treinta años el
riesgo para la salud relacionado con los subproductos de desinfección ha sido
objeto de numerosos estudios, con el fin de evaluar su toxicidad en humanos y
animales.
Los subproductos de desinfección generados por la cloración del agua potable
presentan propiedades mutagénicas y cancerígenas en experimentos realizados
con animales. Desde el descubrimiento del cloroformo en agua clorada, se han
llevado a cabo muchos estudios epidemiológicos y de laboratorio, demostrando
que la exposición a grandes dosis de cloroformo (THM mayormente formado), es
cancerígena en animales.
En 1976 se observó que el cloroformo por vía oral podría causar tumores en el
hígado y los riñones de ratones (NCI, 1976); en dosis menores, en ratas induciría
tumores en los riñones pero no en el hígado (Jorgenson et al., 1985). El
bromodiclorometano puede causar tumores de colon y renales en ratones de
laboratorio (NTP, 1987). Con una exposición prolongada a dosis elevadas, el
bromodiclorometano produciría lesiones en el hígado y los riñones (NTP, 1985).
En cuanto al bromoformo, dosis altas provocarían tumores en el colon en ratas
pero no en ratones (NTP, 1989).
Las principales preocupaciones que existen sobre los subproductos de
desinfección incluye:
ƒ
Daño en las funciones reproductoras, es decir, disminución en la fertilidad.
ƒ
Lesión en el desarrollo fetal dentro del útero e inmediatamente después del
parto.
ƒ
Desarrollo de cáncer.
Capítulo II
Marco Teórico
La exposición de la población a los SPD puede suceder por tres formas: ingestión
por vía oral, absorción cutánea e inhalación a través de las vías respiratorias
(Milot, 1999). La ingestión de THM por vía oral es consecuencia del consumo de
agua potable, de bebidas fabricadas a partir de agua tratada con cloro y de ciertos
productos lácteos (Wallace, 1997). La absorción cutánea tiene lugar en piscinas.
Por otra parte, las duchas o baños calientes (~40ºC) favorecen la absorción de
cloroformo por la piel (Levesque et al., 1994). En cuanto a la inhalación
respiratoria los THM, por ser un componente volátil del agua potable desinfectada
con cloro, están presentes en el aire.
Cualquier forma de exposición representa un riesgo de salud pública, ya que son
considerados potencialmente cancerígenos para el humano. Se han determinado
cuatro tipos de THM (Tabla 2.5) según las categorías de clasificación de la
Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 1996). El
cloroformo, el bromodiclorometano y el bromoformo que pertenecen al grupo B2
(potencialmente cancerígeno para humanos, basado en evidencia suficiente para
animales y sin datos o con datos inadecuados para los humanos), mientras el
dibromoclorometano forma parte del grupo C (cancerígeno posible para humanos,
basado en evidencia limitada para los animales y sin datos para los humanos).
Capítulo II
Marco Teórico
Tabla 2.5. Clasificaciones del Cáncer en relación a los SPD.
Compuesto
Clasificación de Cáncer *
Cloroformo
B2
Bromodiclorometano
B2
Dibromoclorometano
C
Bromoformo
B2
Acido monocloroacético
-
Acido dicloroacético
B2
Acido tricloroacético
C
Dicloroacetonitrilo
C
Bromocloroacetonitrilo
-
Dibromoacetonitrilo
C
2-Clorofenol
D
2,4-Doclorofenol
D
2,4,6-Triclorofenol
B2
Cloropicrin
-
Hidrato de cloral
C
Cloruro de cianógeno
-
Formaldehído
B1
Clorato
-
Clorito
D
Bromato
B2
Amonio
D
Dioxido de cloro
D
Fuente: USEPA (1996).
*Las clasificaciones EPA para el potencial carcinógeno de químicos son: A: Carcinógeno Humano; existe suficiente
evidencia en estudios epidemiológica para apoyar la asociación entre exposición y cáncer. B: Posible carcinógeno
humano; evidencia limitada en estudios epidemiológicos. (B1) y/o suficiente evidencia en estudios de animales (B2).
C: Posible carcinógeno humano; limitada evidencia de estudios en animales y ninguna información o estudios
inadecuados en humanos. D: No clasificable; inadecuada o nula evidencia de carcinogenidad en estudios de
animales y humanos. E: No hay evidencia de carcinogenidad en humanos; no hay evidencia de carcinogenidad en
por lo menos dos pruebas de animales adecuadas o estudios epidemiológicos o de animales inadecuados. Nota: no
todas las clasificaciones de cáncer de la EPA se encuentran en los listados entre desinfectantes y SPD. La EPA está
en proceso de revisar las guías para el cáncer.
Capítulo II
Marco Teórico
Varios estudios epidemiológicos han relacionado el cáncer de vejiga con el
consumo de agua potable clorada (Koivusalo et al., 1997; King y Marrett, 1996;
McGeehin et al., 1993; Cantor et al., 1987). Se han efectuado observaciones
similares respecto del cáncer de colon y el cáncer de recto, pero las pruebas no
son tan uniformes como para el cáncer de vejiga (King et al., 2000a; Doyle et al.,
1997; Koivusalo et al., 1997).
Se han realizado estudios epidemiológicos con el fin de determinar los efectos de
la exposición a los THM sobre las funciones de reproducción y el desarrollo. Hasta
hace poco, las pruebas en este sentido no eran significativas (Santé, 1998). Sin
embargo, se ha identificado una relación entre la exposición a los THM y los
abortos espontáneos (Nieuwenhuijsen, 2005; Hinckley et al., 2005; Swan et al.
1998; Waller et al., 1998; Savitz et al., 1995). El riesgo de abortos espontáneos en
mujeres expuestas a concentraciones altas de THM había crecido ligeramente
pero no era significativo en términos estadísticos.
King et al. (2000b) pusieron en evidencia un aumento del riesgo de mortinatos
después de la exposición a los THM y más específicamente al
bromodiclorometano. Otro estudio ha identificado una relación débil entre la
exposición a subproductos de la cloración durante el embarazo y los partos
prematuros; más fuerte es la relación con el bajo peso al nacimiento, retardos del
crecimiento, malformación del tubo neural y fisura labio-palatina (Bove et al.,
1995).
Algunas investigaciones analíticas han declarado que existe una relación entre la
exposición al agua potable tratada con cloro y el desarrollo de cáncer de vejiga
urinaria así como también cáncer rectal. (McGeehin et al., 1993). Los datos de
toxicidad de cloroformo en personas son sumamente limitados, pero sugieren que
el cloroformo presenta los mismos síntomas de toxicidad en humanos y en
animales de laboratorio. Los resultados en animales han demostrado que el
hígado, riñón e intestino son los órganos mas afectados ante una ingestión crónica
de Cloroformo (Yang et al., 2000; Dodds et al., 1999). Además, se presume de
una relación con el aborto espontáneo así como otros resultados adversos
reproductivos (Waller et al., 1998).
Capítulo II
Marco Teórico
2.4.1 Evaluación de Riesgo por Exposición a Cloroformo
La determinación del límite máximo de concentración aceptable en agua potable
del cloroformo, especie predominante de Trihalometanos, se ha establecido como
línea base para la creación de guías de calidad de agua que puedan ser aplicables
a los cuatro tipos de THM, debido a que existe poca información sobre estos.
La evaluación del riesgo es la actividad científica que valora las propiedades
tóxicas de una sustancia así como las condiciones de exposición humana a dicha
sustancia. (Committee on Risk Assessment of Hazardous Air Pollutants, 1994).
Los métodos de evaluación de riesgos, que actualmente tienen amplia difusión,
son los desarrollados en los Estados Unidos por la Agencia de Protección
Ambiental (USEPA) y por la Agencia para Sustancias Tóxicas y Registro de
Enfermedades (ATSDR). La primera desarrolla un método científico riguroso para
evaluar el riesgo que puedan representar las sustancias en particular. La segunda
desarrolla un método para evaluar una situación particular de riesgo causado por
un lugar o sitio que está contaminado con sustancias potencialmente tóxicas.
2.4.1.1 Componentes de la evaluación del riesgo según la metodología de la
Agencia de Protección Ambiental de EEUU
En la metodología de la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos
(USEPA, 2005), las principales disciplinas científicas que participan son la
toxicología y la epidemiología, cuyos resultados tienen también proyecciones de
importancia hacia el área del manejo de riesgos. Hay cuatro componentes en el
proceso de evaluación del riesgo:
ƒ
Identificación del peligro
Este componente incluye la recolección y la evaluación de datos toxicológico,
especialmente los tipos de daños en los organismos vivos que pueda producir una
sustancia. Además, integra la caracterización del comportamiento de una
sustancia dentro del cuerpo humano y las interacciones que tiene con órganos,
células o incluso parte de éstas. La identificación del peligro no es sinónimo de
evaluación de riesgo; simplemente es determinar científicamente la posibilidad de
inferir los efectos tóxicos observados en una especie.
Capítulo II
ƒ
Marco Teórico
Evaluación de dosis-respuesta
Describe la relación cuantitativa entre la magnitud de la exposición a una
sustancia (dosis) y el grado, frecuencia o intensidad del daño tóxico o enfermedad.
Esta relación se expresa bajo la forma de una curva dosis-respuesta. Los datos
provienen de estudios de preferencia en animales y, menos frecuentemente, de
estudios en poblaciones humanas expuestas. La curva dosis-respuesta sirve de
base para establecer un nivel seguro de exposición humana que se denomina
dosis de referencia (DRf) o ingreso diario admisible (IDA).
ƒ
Evaluación de la exposición en humanos
Detalla la naturaleza y el tamaño de la población expuesta a una sustancia, la
magnitud y duración de su exposición, así como las condiciones habituales en que
se produce la exposición. La evaluación podría considerar exposiciones pasadas o
presentes, o anticipar exposiciones en el futuro. Uno de los objetivos de esta fase
del proceso es determinar cuantitativamente la dosis promedio diaria que la
población está regularmente recibiendo de la sustancia bajo estudio.
ƒ
Caracterización del riesgo
Integra el análisis de datos de los primeros tres componentes para determinar la
posibilidad de que los humanos experimenten cualquiera de las diversas formas
de toxicidad asociadas con la sustancia. Los indicadores de riesgo que de aquí se
derivan se denominan “índice de peligro” y “margen de exposición”.
2.4.1.2 Componentes de la evaluación del riesgo según la metodología de la
Agencia de Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades de EEUU
La Agencia de Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades de EEUU
(ATSDR, 1992) aborda la caracterización de sitios en los que se haya dispuesto
inadecuadamente desechos peligrosos, orientado a evaluar y reducir riesgos a
la salud humana.
La metodología utilizada en estudios de salud permite identificar personas bajo
riesgo y evaluar la relación entre exposición y efectos adversos a la salud.
Además, pueden ser usados para prevenir o reducir los peligros para la salud
Capítulo II
Marco Teórico
humana. En la Figura 2.10 se pueden apreciar las etapas de la evaluación de
riesgo.
Figura 2.10. Etapas de la Evaluación de Riesgo
Fuente: ATSDR (1992).
Se espera que nuevas investigaciones en este campo definan los niveles de
exposición a SPD y los resultados asociados con la salud. Además, aún existen
preguntas con respecto a los efectos tóxicos de la exposición a múltiples SPD a
través del tiempo. Mientras continúan las investigaciones, las agencias de salud
están impulsando un enfoque proactivo sugiriendo niveles seguros de ingestión
para varios SPD, por ejemplo, la USEPA (2003b) recientemente redujo el nivel
máximo contaminante de trihalometanos totales de 100 µg l-1 a 80 µg l-1. La OMS
también ha establecido límites para THM en agua potable, estos se detallan en
Tabla 2.6.
Capítulo II
Marco Teórico
Tabla 2.6. Consumo tolerable por día de SPD selectos
Subproducto de Desinfección
Límite Recomendable (µg l-1)
Cloroformo
Bromoformo
200
100
Dibromoclorometano
100
Bromodiclorometano
6 - 600
Fuente: WHO, (1985).
Las agencias de salud pública advierten que los riesgos a la salud de los THM son
pequeños comparados con los riesgos asociados con las enfermedades
propagadas a través del agua. De tal manera que es importante continuar con el
proceso de desinfección, a menos que éste pueda ser sustituido por una
alternativa efectiva para asegurar un suministro de agua más seguro.
Capítulo III
Área de Influencia al Río Fonseca
CAPITULO III: DESCRIPCION DEL AREA DE INFLUENCIA
AL RIO FONSECA
El presente capítulo describe la situación actual del municipio de Boaco,
Departamento de Boaco, haciendo énfasis en aspectos como el servicio de agua
potable, saneamiento y manejo de los desechos sólidos del municipio que influyen
en las características del Río Fonseca, el cual atraviesa al municipio y es la fuente
principal de abastecimiento de la planta potabilizadora.
3.1 Generalidades del Departamento de Boaco
El Departamento de Boaco se
localiza a los 12o 28 latitud norte
y 85o 39 de longitud oeste.
Ocupa la parte central del país.
Limita al Norte con Matagalpa, al
Sur con Chontales, al Este con la
Región Atlántico Norte y al Oeste
con Managua y Granada. Boaco
también posee una franja costera
con el Gran Lago Cocibolca
hacia el lado Suroeste.
El departamento de Boaco ocupa
una extensión de 4 173,024 km2
conformado por seis municipios:
San José de los Remates,
Camoapa,
Santa
Lucía,
Teustepe, San Lorenzo y Boaco
como cabecera departamental.
Figura 3.1. Ubicación Geográfica del
Departamento de Boaco
Fuente: http://www.alcaldiaboaco.gob.ni/apc-aa-files
Capítulo III
Área de Influencia al Río Fonseca
El Departamento presenta una topografía ondulada, prevalecen las formaciones
basálticas. En la parte occidental hay bajas mesetas, cerros áridos y pedregosos.
La vegetación está representada por un bosque tropical que varía de matorral
seco en Teustepe hacia un tropical húmedo al Norte de Camoapa. La vegetación
de bosque natural ha dado paso a grandes extensiones de pastizales y tacotales.
Las características orográficas e hidrográficas de Boaco, así como su masa
boscosa y áreas deforestadas, le dan un clima que se caracteriza por ser variado,
seco y cálido en los llanos de Malacatoya y Teustepe, algo más fresco y húmedo
hacia Santa Lucía, San José de los Remates y Boaco, alcanzando las
precipitaciones más altas en Camoapa, cercano al límite departamental.
La población total del departamento de Boaco para el año 2005 es de 150 636
habitantes, de ésta el 50,68% corresponde a la población femenina, con un índice
de feminidad de 103 mujeres por cada cien hombres. La densidad demográfica del
departamento es de 36 habitantes por km2 (INEC, 2005).
La población se distribuye ampliamente en el área urbana y rural, encontrándose
que el 31,41% de la población total del departamento se ubica en el área urbana y
el 68,59 % en el área rural, lo cual se asocia a tenencia histórica de la tierra y a las
actividades económicas desarrolladas en el departamento (INEC, 2005).
3.2 Situación Ambiental del Municipio de Boaco
El municipio de Boaco abarca una superficie de 1 086, 81 km2 representando el
26% del área total del Departamento. Presenta una población aproximada de
49 839 habitantes, distribuidos 20 405 en el área urbana y 29 434 en el área rural;
reportando una alta dispersión poblacional. La densidad de población del
municipio es de 46 habitantes por km2 (INEC, 2005).
3.2.1 Agua Potable
En el municipio hay 2 275 abonados con conexiones domiciliares y 26 puestos
públicos, lo que indica una alta demanda de agua potable. Las principales fuentes
de abastecimiento son: 4 pozos perforados y el Río Fonseca.
Capítulo III
Área de Influencia al Río Fonseca
El agua es tratada en una planta potabilizadora que utiliza el método convencional
de tratamiento antes de servirla a la población. Una minoría de la población se
abastece de 48 pozos excavados, sin ningún tratamiento. En la mayoría de ellos
no garantiza su potabilidad (CODEBO, 2004).
3.2.2 Disposición de las Excretas
La ciudad de Boaco tiene dos sistemas de disposición de excretas: Alcantarillado
Sanitario y Letrinas. El primero cubre una parte del casco urbano y sus desechos
son vertidos a tres cauces naturales hasta desembocar en el río Fonseca.
Con respecto a las letrinas, existe una deficiencia en el área urbana ya que las
existentes se llenan de agua en el invierno y son focos potenciales de criaderos de
zancudos. En el sector rural, el uso de letrinas es menor, predominando el
fecalismo al aire libre.
3.2.3 Recolección de Basura
Este servicio consiste en recoger diariamente la basura domiciliar, hospitalaria e
institucional por el camión de la municipalidad. Esta responsabilidad también recae
sobre la participación de la ciudadanía que debe de mantener la basura los días
respectivos de la ruta establecida. La basura, luego de ser recolectada, se separa
controladamente en el Relleno Sanitario o Basurero Municipal, donde el personal
compacta la basura.
En ocasiones, el camión recolector no presta los servicios en tiempo y forma por
encontrarse en mal estado mecánico, y debido a que su vida útil relativamente ya
se agotó y los gastos de mantenimiento son demasiados altos.
Existen sectores poblacionales en los que por su topografía no se brinda el
servicio. La práctica que predomina en el sector rural, es la quema de los
desechos o el depósito en lugares alejados de las viviendas. Actualmente existe
una campaña de concientización ambiental para disponer adecuadamente los
desechos sólidos.
Capítulo III
Área de Influencia al Río Fonseca
3.3 Situación Actual del Río Fonseca
El Río Fonseca atraviesa la ciudad de Boaco de Noreste a Sureste. Nace en el
municipio de Santa Lucía y termina al unirse con el Río Malacatoya en el municipio
de Teustepe. Su principal uso es como fuente de abastecimiento a la población.
El Río Fonseca recibe la mayor carga contaminante al llegar a la ciudad de Boaco,
debido a que las aguas del drenaje pluvial así como las aguas servidas se vierten
al río sin ningún tratamiento. Otro problema que afecta al río son los
asentamientos espontáneos en los márgenes de su cauce natural, lo cual genera
una inadecuada disposición de los desechos sólidos, que en su mayoría son
depositados en el río y sus alrededores.
El Ministerio de Salud asegura que “las viviendas que existen a la orilla del río no
cumplen los requisitos sanitarios mínimos, lo cual sumado al lavado de vehículos y
recipientes de productos lácteos hacen que el agua sea de mala calidad y llegue
contaminada a la planta de tratamiento de ENACAL, repercutiendo en la salud de
la población, con un sinnúmero de enfermedades”, (Martínez 2006).
La Comisión Ambiental Municipal (CAM) de Boaco acordó la realización de
patrullajes de vigilancia y diferentes acciones para evitar que continúe la
contaminación del Río Fonseca. Se acordó la ejecución de un plan de actividades,
en donde se involucrarán de manera coordinada con instituciones del Estado.
ENACAL realiza muestreos de control para asegurar la calidad del agua. En la
Tabla 3.1 se presentan datos de pruebas fisicoquímicas realizadas en los últimos
cinco años de agua cruda del Río Fonseca, en la entrada de la estación de
bombeo de la planta potabilizadora de Boaco.
Se puede notar que los valores medidos de color, turbiedad, sólidos totales
disueltos y la conductividad eléctrica son muy altos debido a que cinco de las seis
mediciones fueron realizados en época seca, período en el cual estos parámetros
deberían de presentar valores más bajos.
Capítulo III
Área de Influencia al Río Fonseca
Sólidos Totales
Disueltos
(mg l-1)
Temperatura
(ºC)
pH
Conductividad
Eléc trica
(µs cm-1)
Alcali nidad
(mg l-1)
Dureza Total
(mg l-1)
Cloruros
(mg l-1)
Sulfatos
(mg l-1)
Nitratos
(mg l-1)
Nitritos
(mg l-1)
(Valores recomendados)
Turbiedad
(NTU)
NORMAS CAPRE
Color
Verdadero
(mg l-1 Pt-Co)
Fecha Captación
Tabla 3.1. Monitoreo de la Calidad de Agua del Río Fonseca.
1
1
1000*
18
32
6,5
8,5
400
-
400
25
25
25
0,1
Río Fonseca
Entrada PTAP
03/02/1998
21,0
3,0
163,16
25,0
7,83
291
128,9
109,2
19,1
4,2
4,68
0,012
Río Fonseca
Entrada PTAP
26/02/2004
20,23
< LDM
138
27,9
6,19
238
106,3
102,7
19,3
<10,0
2,73
0,007
Río Fonseca
Entrada PTAP
26/07/2006
33,0
14,5
104
24,6
6,61
190
67,7
65,2
16,5
< LDM
< LDM
0,029
Captación Entrada PTAP
12/03/2007
< LDM
5,04
136
27,1
7,25
280
103,5
62,7
19,9
< LDM
< LDM
0,028
Río Fonseca
Entrada PTAP
24/04/2007
57,0
5,04
166
24,0
-
306
121,5
82,3
29,9
< LDM
< LDM
0,029
* Valor máximo admisible
LDM: Límite de detección máxima
Fuente: Base de Datos ENACAL
Capítulo IV
Diseño Metodológico
CAPITULO IV: DISEÑO METODOLOGICO
En este capítulo se presenta la metodología utilizada para el cumplimiento de los
objetivos planteados en esta investigación. Se describe el tipo y muestra de
estudio así como el sitio de muestreo seleccionado. Además se detallan las
variables analizadas y la forma en que los resultados fueron evaluados.
4.1 Tipo de Estudio
Según el nivel de profundidad y orientación en el tiempo, la presente investigación
se definió como descriptiva y transversal, logrando determinar las características
organolépticas, fisicoquímicas, orgánicas y de materia nitrogenada presentes en el
agua cruda y potable del Río Fonseca. Asimismo se determinó la concentración de
Trihalometanos en el agua potable y se identificó el posible riesgo en la salud de
los consumidores.
4.2 Universo
Se definió como universo el Río Fonseca, fuente de abastecimiento de la planta
potabilizadora de Boaco. Éste río también es utilizado como cuerpo receptor de las
aguas residuales municipales de la ciudad de Boaco.
4.3 Muestra
Se estableció como muestra el agua de la pila de estabilización de la planta
potabilizadora del Municipio de Boaco, la cual proviene del Río Fonseca, como se
puede aprecia en la Figura 4.1 a y b. El muestreo se realizó en este punto para
obtener mayor uniformidad en las muestras debido a las condiciones de
Capítulo IV
Diseño Metodológico
profundidad y flujo de agua. Por la naturaleza del estudio, la muestra se
caracterizó por ser no probabilística, de tipo dirigido o intencional, la cual, consistió
en elegir unidades muestrales consideradas representativas y facilitadoras de la
información necesaria (Pérez, 2004).
a.
b.
Figura 4.1. Sitio de Muestreo (a. Río Fonseca, b. Pila de Estabilización)
4.4 Diseño de Muestreo
El número de muestras se definió según las pautas establecidas por Rojas (2002)
en la Guía para la Vigilancia y Control de la Calidad de Agua para Consumo
Humano, en la cual se sugiere una frecuencia de muestreo estándar para fuentes
de agua superficial de 12 muestras por año; es decir una mensual.
Se realizaron tres muestreos de agua del Río Fonseca en los meses de Enero,
Febrero y Marzo.
Con el propósito de conocer el comportamiento de la materia nitrogenada
contenida en el ácido húmico, principal componente de la materia orgánica natural
en aguas superficiales y su influencia en la formación de trihalomentanos, se
preparó agua sintética1 con propiedades similares a las de las aguas superficiales
lóticas2. Esta agua se sometió a un proceso de potabilización convencional por
medio de la Prueba de Jarras, determinando sus parámetros organolépticos,
1 Agua Sintética: agua preparada en el laboratorio de la cual se conocen sus componentes principales y su respectiva concentración .
2 Lótico: sistema de agua corriente como ríos, arroyos y manantiales.
Capítulo IV
Diseño Metodológico
fisicoquímicos, materia orgánica y materia nitrogenada antes y después del
tratamiento, al igual que las muestras de agua del Río Fonseca.
4.4.1 Preparación del Agua Sintética
El agua sintética se preparó con el fin de simular las propiedades del agua natural.
Para ello se adicionó Nitrato Potásico (KNO3), Carbonato de calcio (CaCO3),
Cloruro de Amonio (NH4Cl), ácido tánico, ácido húmico y arcilla verde. Las
concentraciones de estas sustancias se variaron durante la fase experimental para
conocer su incidencia en la formación de THM. El ácido húmico se disolvió en una
porción de agua y se filtró la solución al vacío con un filtro Whatman de fibra de
vidrio de 0,47 µm. En total, se realizaron cinco experimentos con agua sintética.
La formulación del agua sintética se detalla a continuación:
Experimento 1 de Agua Sintética:
1 g l-1 de Arcilla verde
1 mg l-1 de Acido húmico
2 mg l-1 de Acido tánico
80 mg l-1 de Nitrato de potasio
249,8 mg l-1 de Carbonato de calcio
Experimento 2 de Agua Sintética:
1 g l-1 de Arcilla verde
2 mg l-1 de Acido húmico
1 mg l-1 de Acido tánico
80 mg l-1 de Nitrato de potasio
60,38 mg l-1 de Bicarbonato de Sodio
Experimento 3 de Agua Sintética:
1 g l-1 de Arcilla verde
4 mg l-1 de Acido húmico
0 mg l-1 de Acido tánico
80 mg l-1 de Nitrato de potasio
60,38 mg l-1 de Bicarbonato de Sodio
Experimento 4 de Agua Sintética:
1 g l-1 de Arcilla verde
5 mg l-1 de Acido húmico
0 mg l-1 de Acido tánico
80 mg l-1 de Nitrato de potasio
60,38 mg l-1 de Bicarbonato de Sodio
Capítulo IV
Diseño Metodológico
Experimento 5 de Agua Sintética:
1 g l-1 de Arcilla verde
6 mg l-1 de Acido húmico
3 mg l-1 de Acido tánico
80 mg l-1 de Nitrato de potasio
60,38 mg l-1 de Carbonato de Calcio
Después de preparada el agua sintética se dejó reposar por una hora para
asegurar la dispersión de todos los compuestos en el agua, luego se ajustó el pH
a 7 con Hidróxido de Sodio (NaOH) 0,5 M o Ácido Sulfúrico (H2SO4) 0,1 M.
4.4.2 Prueba de Jarras
Las plantas potabilizadoras convencionales de filtración rápida requieren de
equipo de prueba de jarras para poder controlar la dosificación de coagulantes.
Este equipo incluye un sistema de seis paletas agitadoras con velocidad variable
de 0 a 100 revoluciones por minuto en los sistemas analógicos y de 0 a 300
revoluciones por minuto en los equipos digitales como se aprecia en la Figura 4.2.
Mediante esta prueba, se determina con suficiente precisión la dosis de
coagulante necesaria para tratar el agua, cada vez que ocurra un cambio de
calidad que se mide sobre la base de la turbiedad y el color.
Figura 4.2. Equipo de Prueba de Jarras
Fuente: http://archivosia.iespana.es/Ing%20Ambiental%20IIa%20Primarios.ppt.
La prueba de jarras permitió controlar bajo condiciones estandarizadas, diferentes
combinaciones de dosis de coagulante, concentración, pH, tiempo de mezcla
rápida, gradiente de velocidad así como el tiempo de sedimentación. La turbiedad
Capítulo IV
Diseño Metodológico
fue el parámetro que facilitó la determinación de las mejores condiciones
obtenidas de los ensayos.
La coagulación-floculación del agua constituye el proceso básico que determina en
gran parte las condiciones de operación de las plantas potabilizadoras, de ella
depende la mayor o menor eficiencia de los procesos siguientes, es decir, la
separación de los sólidos por sedimentación.
Dependiendo del grado de turbiedad del agua, se varió la dosis de coagulante
hasta encontrar la más conveniente para cada tipo de agua. El objetivo de la
determinación de la concentración óptima de la solución de coagulante fue obtener
aquella que ofrece los mejores resultados en planta.
4.5 Variables
Las variables estudiadas en esta investigación se detallan en la Tabla 4.1.
Tabla 4.1. Variables y Métodos.
Lugar de
Medición
Método
Anexo
Color
Laboratorio
"APHA” platino-cobalto
estándar
B.1.1
Turbiedad
In situ
Nefelométrico
B.1.2
Temperatura
In situ
Medir con Termómetro
B.2.1
pH
In situ
Electrometría
B.2.2
Potencial Redox
In situ
Electrometría
B.2.3
Conductividad
In situ
Electrometría
B.2.4
Sólidos Totales
Disueltos
In situ
Electrometría
B.2.5
Alcalinidad
Laboratorio
Dureza
Laboratorio
Sulfatos
Laboratorio
Variable
Organolépticos
Físico Químicos
Fenoftaleína
SM 2320
EDTA
SM 2340
SulfaVer 4,
HACH 8051
B.2.6
B.2.7
B.2.8
Capítulo IV
Diseño Metodológico
Continuación de Tabla 4.1. Variables y Métodos.
Lugar de
Medición
Variable
Bromo
Físico Químicos
Materia
Orgánica
Cloruros
Laboratorio
DQO
Laboratorio
Carbón Orgánico Total
(COT)
Laboratorio
Carbón Orgánico
Disuelto (COD)
Laboratorio
Absorbancia
Ultravioleta (UV254)
Absorción Ultravioleta
Específica (SUVA)
Materia
Nitrogenada
Laboratorio
Laboratorio
Laboratorio
Nitratos
Laboratorio
Amonio
Laboratorio
Amoníaco
Laboratorio
Nitrógeno Orgánico
Disuelto
Subproductos
Desinfección
DPD
HACH 8016
Argentométrico
SM 4500-Cl
Digestión de reactor,
HACH 8000
Oxidación con
Persulfato
HACH 10129
Oxidación con
Persulfato
HACH 10129
HACH 10054
Formula: UV*100/COD
Nitritos
Nitrógeno Total
Método
Trihalometanos
Totales
Laboratorio
Cloro Total
Laboratorio
Cloro Residual
Laboratorio
Sulfato ferroso
HACH 8153
Reducción de cadmio
HACH 8039
Nessler
HACH 8038
Fórmula:
NH3= (17 * NH4+) /18
Nessler con digestión
HACH 10071
Fórmula:
NOD = NT-NO3- -NO2- NH3/NH4+
THM plus
HACH 10132
DPD
HACH 10070
DPD
HACH 8021
Anexo
B.2.9
B.2.10
B.2.11
B.3.1
B.3.2
B.4.1
B.4.2
B.4.3
B.4.4
B.5.3
B.5.1
B.5.2
Capítulo IV
Diseño Metodológico
4.6 Métodos
La metodología utilizada para la determinación de todos los parámetros de estudio
fue la recomendada por Standard Methods (SM) for the Examination of Water and
Wastewater (Clesceri et al., 1998) y por el Manual de Procedimientos HACH DR
2010 (2001) y HACH DR 5000 (2005) indicados anteriormente en la Tabla 4.1.
Para la identificación del riesgo por exposición a THM como cloroformo se utilizó la
metodología recomendada por la Agencia de Protección Ambiental de EEUU (EPA
2005).
4.6.1 Herramientas de Recolección de Datos
4.6.1.1 Recopilación de Información
Se realizó una revisión bibliográfica exhaustiva que permitió tener una perspectiva
completa acerca de las variables y los objetivos considerados en la investigación.
Tuvo como objetivo conocer la información actual generada referente al tema, sus
antecedentes, definiciones, entre otros. También permitió explicar la importancia
del problema de estudio y sus aportes a la sociedad.
4.6.1.2 Ficha de Campo
La Ficha de Campo permitió registrar la información recolectada en el momento de
la toma de muestras. (Anexo C 1)
4.6.1.3 Ficha de Laboratorio
La Ficha de Laboratorio permitió registrar los datos obtenidos de los análisis
realizados en el laboratorio para su debido procesamiento. (Anexo C 2)
4.7 Procedimientos y Técnicas de Medición de Variables
Definido el punto de muestreo, se procedió a la toma de las muestras. Éstas se
recolectaron en recipientes de polietileno con capacidad de cinco galones.
Capítulo IV
Diseño Metodológico
Para evitar la contaminación de las muestras, fue necesario realizar una serie de
pasos previos a la toma de la muestra.
Estos son:
•
•
Esterilización de los recipientes de muestreo con agua desionizada.
Enjuague del recipiente con el agua a analizar.
Los recipientes se llenaron con agua de la pila de estabilización, la cual proviene
del Río Fonseca y posteriormente fueron rotulados con la fecha y hora del
muestreo.
4.7.1 Parámetros in situ
ƒ Turbiedad: Se llenó una celda especial de 15 ml con muestra y se midió en un
turbidímetro HACH DR 2100P. Éste utiliza el método nefelométrico, que
consiste en medir la radiación dispersada por las partículas en suspensión
cuando incide un rayo luminoso. Los resultados se expresan en NTU.
ƒ Temperatura: Se determinó conjuntamente con la conductividad, haciendo uso
de un conductivímetro HACH CO150 que cuenta con un electrodo sensible a la
temperatura. Una vez que se introduce el electrodo en la muestra, éste reporta
su temperatura cuando alcanza el equilibrio térmico. Los resultados se expresan
en °C.
ƒ Conductividad: Se determinó mediante electrometría, haciendo uso de un
conductimétrico HACH CO150, éste posee un electrodo que al introducirse en la
muestra expresa su conductividad en microsiemens cm-1 (µS cm-1).
ƒ pH: Se determinó el pH de las muestras mediante electrometría, haciendo uso
de un pH-Metro VWR Symphony SP70P con electrodo selectivo de iones H+, la
concentración se obtiene en valores comprendidos entre 1 y 14.
ƒ Potencial Redox: Se determinó haciendo uso de un pH-Metro VWR Symphony
SP70P que cuenta con un electrodo estándar de hidrógeno que mide las
propiedades de oxidación o reducción de la muestra. Los resultados se
expresan en mV.
Capítulo IV
Diseño Metodológico
ƒ Sólidos Totales Disueltos: Se determinaron haciendo uso de un conductivímetro
HACH CO150, el cual brinda una medida directa por medio de una relación en
base a la conductividad del agua. Los resultados se expresan mg l-1.
4.7.2 Parámetros en el Laboratorio
ƒ Color Real: Se filtró la muestra de agua haciendo uso de un filtro de fibra de
vidrio Whatman con un diámetro de poro de 0,47 µm. Luego se llenó una celda
de 25 ml con la muestra previamente filtrada y se procedió a su lectura a una
longitud de onda de 455 nm en un espectrofotómetro HACH DR 2010. Éste
utiliza el método APHA Platino-Cobalto, en el cual las unidades de color se
basan en una solución patron donde el color equivale a 1 mg l-1 de platino en
forma de ión cloro platinado.
ƒ Alcalinidad: Se determinó mediante la valoración de 100 ml de la muestra con
ácido sulfurico (H2SO4 al 0,01N), utilizando como indicador fenolftaleina
alcohólica al 1% (2 gotas) y ericromo verde (hasta 5 gotas). Para determinar el
punto final se observaba un cambio de color de azul a amarillo. El objetivo era
determinar los puntos de equivalencia, obteniéndose los valores de alcalinidad.
Se calculó la alcalinidad a la fenolftaleína de acuerdo a la siguiente fórmula:
Alcalinidad en mg de CaCO3 l-1 =
N x V x 50.044 x 1000
ml Muestra
(4.1)
donde:
N: Normalidad del H2SO4 utilizado en la titulacion
V: Volumen del H2SO4 gastados en la valoración (ml)
ƒ Dureza: Se obtuvo a partir de la determinación conjunta del contenido de calcio
y magnesio de la muestra por complexiometría con EDTA (ácido
etilendiaminotetracético). Se tomó 25 ml de muestra y se añadió 1 ml de
solución buffer para dureza con el objetivo de elevar el pH a 10
aproximandamente, luego se adicionó 2 gotas de indicador negro de
eriocromo-T, que cambia de color rosado a azul en el punto final de la
valoración con EDTA. Para calcular la dureza se utilizó la siguiente fórmula:
Dureza en mg de CaCO3 l-1 =
A × B × 1000
ml Muestra
(4.2)
Capítulo IV
Diseño Metodológico
donde:
A: mililitros de EDTA gastados en la valoración
B: mg CaCO3 equivalentes a 1,00 ml de EDTA, en este caso 1ml = 1 mg
CaCO3.
ƒ Sulfatos: Se llenó una celda de 10 ml con la muestra y se añadió un sobre de
SulfaVer 4. Se agitó vigorosamente hasta disolver el polvo y después de 5
minutos de reacción se midió la muestra en un espectrofotómetro HACH DR
5000 a una longitud de onda de 450 nm. El resultado se expresa en mg l-1.
ƒ Bromo: Se llenó una celda con 10 ml de muestra, se agregó el contenido de un
sobre de Reactivo HACH para cloro total y se agitó por 20 segundos. Se
desarrolló una coloración rosada proporcional al contenido de bromo total en la
muestra. Después de 3 minutos de reacción se midió la muestra a una longitud
de onda de 530 nm en un espectrofotómetro HACH DR 5000. Los resultados
se expresan en mg l-1 de Br2.
ƒ Cloruros: Se determinaron potenciométricamente. Para su análisis, la muestra
debía estar a un pH neutro y se titulaba con nitrato de plata (AgNO3 al 0,01 N),
usando como indicador cromato de potasio (K2CrO4 al 5 %). El cloruro de plata
AgCl, precipita cuantitativamente. Cuando los cloruros se agotan, el AgNO3
reacciona con el K2CrO4 formando un precipitado rojo ladrillo de Ag2CrO4.
ƒ DQO: El método de análisis comienza agregando 2 ml de la muestra en un vial
HACH para DQO con un rango de 0 a 150 mg l-1. Luego se digestaba la
muestra (incluyendo el blanco) por un período de 2 horas con el oxidante
contenido en el vial, en este caso, dicromato de potasio. Los compuestos
orgánicos oxidables reducen el ión dicromato (Cr+6) a ión cromo (Cr+3) verde.
La cantidad de dicromato restante se calculó mediante la medición
colorimétrica en un espectrofotómetro HACH DR 5000 a una longitud de onda
de 430 nm.
ƒ Nitritos: Se llenó una celda de 10 ml con la muestra, se agregó el contenido de
un sobre de NitriVer 2 y se agitó. El método utiliza sulfato ferroso en un medio
ácido reduciendo el nitrito en óxido nitroso. Después de 10 minutos de reacción
se midió la muestra en el espectofotometro HACH DR 5000 a una longitud de
onda de 375 nm. El resultado se expresa en mg l-1 de NO2- y N- NO2-.
Capítulo IV
Diseño Metodológico
ƒ Nitratos: Se llenó una celda de 10 ml con la muestra, se agregó el contenido de
un sobre de NitraVer 5 y se agitó por un minuto. El método utiliza cadmio
metálico para reducir el nitrato a nitrito. Después de 5 minutos de reacción se
midió la muestra en el espectofotometro HACH DR 5000 a una longitud de 500
nm. El resultado se expresa en mg l-1 de NO3- y N- NO3-.
ƒ Nitrógeno Total Kjedahl: Se colocaron 40 ml de muestra en un matraz de
digestión de 100 ml, se agregó 3 ml de H2SO4 concentrado y 3 pastillas de
carburo de silicio para controlar la ebullición. Se digestó la muestra a 440 °C
hasta reducir considerablemente su volumen y luego se agregó 10 ml de
peróxido de hidrógeno continuando con la digestión hasta evaporar el exceso
de peróxido. Después de enfriada la muestra, se aforó con agua desionizada a
100 ml. Posteriormente se tomaron 10 ml de muestra digestada y se agregó
KOH 8,0 N gota a gota hasta aparecer una coloración azul. Se aforó a 20 ml
con agua desionizada y se agregó 3 gotas de estabilizador mineral, se agitó y
se añadió 3 gotas de agente dispersante de alcohol polivinílico. Se aforó a 25
ml con agua desionizada y se agregó 1 ml de reactivo Nessler. Después de 1
minuto de reacción se midió la muestra en el espectrofotómetro HACH DR
5000 a una longitud de onda de 460 nm. El resultado se expresa en mg l-1 de
TKN, NH3+ y NH4+.
ƒ Nitrogeno Amoniacal: Se utilizó 25 ml de muestra a la cual se se agregó 3
gotas de estabilizante mineral para disminuir la dureza, luego se agitó la
muestra y se añadió 3 gotas de agente dispersante de alcohol polivinílico para
facilitar la formación del color, agitándose nuevamente. Finalmente se agregó 1
ml de reactivo de Nessler y se agitó hasta mezclar. Después de 1 minuto de
reacción del Nessler con los iones amonio, se llenó una celda de 10 ml y se
procedió a la lectura de la muestra a una longitud de onda de 425 nm en un
espectrofotómetro HACH DR 5000. El color amarillo formado, es proporcional a
la concentración de amoníaco.
ƒ COT: El Carbono Orgánico Total se determinó sometiendo 10 ml de la muestra
a condiciones ácidas agregando 2 ml de solución tampón pH 2,0, con el
objetivo de remover el carbono inorgánico. Luego se tomó 3 ml de la muestra
acidificada y se colocó dentro de un vial HACH para COT para ser digestada
durante 2 horas. El gas producido (CO2) se dispersa y entra en contacto con la
ampolla interna convirtiéndose en carbono ácido, el cual altera el pH de la
solución y por ende, el color de la misma. El cambio de color en relación a la
Capítulo IV
Diseño Metodológico
cantidad inicial se expresa como la cantidad de carbono presente en la
muestra. El equipo utilizado para medir la concentración de COT fue un
espectofotometro HACH CR 5000, a una longitud de onda de 430 nm.
ƒ COD: La determinación del carbono orgánico disuelto es igual al del carbono
orgánico total con la diferencia que la muestra se filtró previamente con un filtro
Whatman de 0,47 µm.
ƒ UV: Se utilizó una celda de cuarzo de 1 cm de ancho para leer la muestra
previamente filtrada. Luego se colocó dentro de un espectrofotometro HACH
DR 5000 para determinar la absorbancia a la luz UV por centímetro de los
constituyentes orgánicos presentes en la muestra a una longitud de onda de
254 nm. Los resultados se expresan en (cm-1).
ƒ SUVA: Es un parámetro calculado igual a la absorción ultravioleta (UV254),
dividida por el carbono orgánico disuelto (COD) contenido en el agua. El
principio del método es la absorción de la luz UV por parte de los
constituyentes presentes en el agua en proporción a su concentración. La
ecuación utilizada es:
SUVA (l mg-1m-1) = 100 (cm m-1) [UV254 (cm-1)/COD mg l-1]
(4.3)
ƒ Cloro Total: Se colocaron 10 ml de agua potable en una celda de 25 ml, se
adicionó un sobre de reacivo HACH para cloro total y se agitó, se desarrolló
una coloración rosada proporcional a la concentración de cloro. Después de 2
minutos de reacción se aforó la muestra a 25 ml con agua desionizada y se
midió la concentración de cloro en un espectrofotómetro HACH DR 5000 a una
longitud de onda de 530 nm.
ƒ Cloro Libre (residual): Se llenó una celda de 10 ml con la muestra de agua
potable, se adicionó un sobre de reacivo HACH para cloro libre y se agitó por
20 segundos, desarrollándose una coloración rosada proporcional a la
concentración de cloro, la que se midió en un espectreofotómetro HACH DR
5000 a una longitud de onda de 530 nm.
ƒ Trihalometanos: Se tomó 10 ml de muestra (agua potable) y y se añadió 3
gotas del reactivo THM Plus 1, se agitó ligeramente, luego se agregó 3 ml de
reactivo THM Plus 2 y se mezcló. Se colocó las muestras en baño María por 5
Capítulo IV
Diseño Metodológico
minutos, luego se colocaron en un baño de agua fría por 3 minutos más, se
añadió 1 ml de reactivo THM Plus 3 y se colocaron las muestras en un baño de
agua fresca por 3 minutos. Finalmente se agregó un sobre de reactivo THM
Plus 4 y se agitó hasta disolverlo completamente, observando el desarrolló de
coloración amarilla. Despues de 15 minutos de reacción se midió las muestras
en un espectrofotómetro HACH DR 5000 a una longitud de 515 nm. El
resultado de THM totales se expresa como ppb de CHCl3.
4.8 Procesamiento y Análisis de Información
Una vez obtenidos los valores de las variables de estudio, antes y después de la
prueba de jarras, se calculó el porcentaje de remoción de las mismas.
Para calcular el porcentaje de remoción de los parámetros analizados en las
diferentes etapas de la fase experimental, se utilizó la siguiente ecuación:
% Remoción =
C inicial − C final
× 100
C inicial
(4.4)
donde:
Cinicial: Concentración Inicial del analito
Cfinal: Concentración Final de analito después del tratamiento
El agua de mejor calidad en cada prueba de jarras, se eligió en base a la remoción
de las características orgánicas, específicamente el carbono orgánico disuelto
(COD) y asimismo se dedujo la dosis óptima de coagulante.
Los datos cuantitativos obtenidos de los tres muestreos de agua del Río Fonseca
se evaluaron estadísticamente mediante valores mínimos, valores máximos,
media aritmética ( X ), y la desviación estándar (S), con el objetivo de generar
un panorama general de la calidad del agua. Los valores se detallan en los
resultados referidos al agua del Río Fonseca, dentro del Capítulo V.
X=
∑X
n
i
(4.5)
Capítulo IV
S=
∑(X i − X) 2
n
Diseño Metodológico
(4.6)
donde:
Xi: Valores puntuales
X : Valor medio
n: Número de datos medidos
Capítulo V
Discusión de Resultados
CAPITULO V: DISCUSION DE RESULTADOS
Este capítulo presenta los indicadores físico-químicos, materia orgánica y materia
nitrogenada correspondiente al agua cruda y sedimentada proveniente del Río
Fonseca durante el período de Enero a Marzo del 2008, asimismo se realiza una
comparación de los resultados obtenidos con la Norma Regional CAPRE, referida
a calidad de agua para consumo humano. Finalmente se muestra la concentración
de trihalometanos (THM) en el agua potable y se identifican los posibles riesgos
por exposición a trihalometanos para la población de la ciudad de Boaco.
El capítulo se divide en dos partes, la primera se refiere a resultados obtenidos de
experimentos realizados con agua sintética, donde se controlaron varios factores
para conocer el tipo de materia orgánica presente y estudiar la formación de
Trihalometanos. En la segunda parte se presenta los resultados obtenidos de los
análisis realizados a muestras de agua proveniente del Río Fonseca, donde
intervienen factores naturales y antropogénicos en la formación de trihalometanos.
5.1 Agua Sintética
Para explicar los resultados obtenidos en los experimentos realizados con agua
sintética, se presentan las características del agua de acuerdo a los parámetros
organolépticos, fisicoquímicos, materia nitrogenada y materia orgánica. Todo esto
con el objetivo de conocer la formación de trihalometanos bajo condiciones
controladas.
Capítulo V
Discusión de Resultados
5.1.1 Calidad del Agua Sintética Cruda
5.1.1.1 Parámetros Organolépticos
Los parámetros organolépticos de los cinco experimentos con agua sintética cruda
se presentan en la Tabla 5.1. El color varió entre 40 y 98 mg l-1 Pt-Co,
considerándose un rango de valores altos, debido a la cantidad de materia
orgánica adicionada en forma de ácido húmico. Sin embargo, este rango está
dentro de la concentración de color que presentan las aguas naturales de ríos en
época lluviosa.
Los valores de turbiedad en el agua sintética cruda fueron altos, superando las 35
NTU, por lo cual se afirma que existe una gran cantidad de materia en suspensión
y disuelta.
El color y la turbiedad son parámetros que determinan la presencia de la materia
orgánica natural (MON). Altas concentraciones de estos parámetros en el agua
cruda, indican que se puede potenciar la formación de Trihalometanos en la etapa
de desinfección.
Tabla 5.1. Parámetros Organolépticos del Agua Sintética Cruda.
Parámetros
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Color
(mg l-1 Pt-Co)
40,00
49,00
60,00
77,00
98,00
Turbiedad (NTU)
35,00
38,00
42,00
49,00
56,00
Acido Húmico
agregado
(mg l-1)
1,00
2,00
4,00
5,00
6,00
120.00
60.00
100.00
50.00
80.00
40.00
60.00
30.00
40.00
20.00
20.00
0.00
1.00
Color
2.00
10.00
Turbiedad
4.00
Turbiedad (NTU)
Discusión de Resultados
Color (mg l-1 Pt-Co)
Capítulo V
5.00
0.00
6.00
Contenido de Ácido Húmico (mg l-1)
Figura 5.1. Comportamiento del Color y Turbiedad según el contenido de ácido húmico en cada
experimento con Agua Sintética Cruda.
La Figura 5.1 ilustra el comportamiento de los parámetros color y turbiedad en
función del contenido de ácido húmico en cada experimento con agua sintética
cruda. Se nota una tendencia ascendente para ambos parámetros, obteniendo
mayores valores de color y turbiedad en el experimento 4 y 5, con contenidos de
ácido húmico de 5 y 6 mg l-1 respectivamente.
5.1.1.2 Parámetros Físico-Químicos
En la Tabla 5.2 se presentan los parámetros físico-químicos del agua sintética
cruda. Los valores de temperatura se mantuvieron entre 23,20 y 24,00 °C. La
temperatura se considera un factor importante debido a su influencia en las
reacciones químicas que se presentan en el agua. El pH se encontró en valores
neutros, entre 7,03 y 7,28 unidades.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.2. Parámetros Físico-Químicos del Agua Sintética Cruda.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Temperatura (°C)
23,70
23,80
24,00
23,20
23,90
pH
7,18
7,15
7,03
7,28
7,21
128,40
142,60
149,90
190,80
220,80
280,00
272,00
270,00
248,00
233,00
140,00
130,00
125,00
118,00
113,00
102,80
70,00
54,00
54,00
90,90
130,00
62,00
44,00
30,00
80,00
Sulfatos (mg l-1)
12,00
10,00
13,00
11,00
12,00
Bromo (mg l-1)
1,12
0,29
0,05
0,05
0,05
Cloruros (mg l-1)
8,93
11,61
12,56
13,40
18,95
DQO (mg l-1)
7,00
10,00
11,00
13,00
15,00
Parámetros
Potencial Redox
(mV)
Conductividad
(µS cm-1)
STD (mg l-1)
Alcalinidad
(mg CaCO3 l-1)
Dureza
(mg CaCO3 l-1)
En relación al potencial redox, los valores se encuentran de 128,40 y 220,80 mV,
indicando la presencia de especies óxido-reducibles en el agua y que las
condiciones son completamente aeróbicas.
Los valores de la conductividad son altos debido a la presencia de iones,
encontrándose valores entre 233 y 280 µS cm-1. Los sólidos totales disueltos se
mantienen entre 113 y 140 mg l-1, presentando un comportamiento similar a los
valores de conductividad, debido a la relación directa que existe entre ambos
parámetros.
Los datos de alcalinidad son relativamente altos, entre 54,00 y 102,80 mg l-1, estas
concentraciones se deben a la adición de carbonato, componente principal de la
alcalinidad. La dureza del agua sintética cruda se encuentra entre 30 y 130 mg l-1,
clasificándose como moderadamente dura al igual que muchas aguas
superficiales.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Los sulfatos se encuentran entre 10 y 13 mg l-1, concentraciones apreciables si se
toma en cuenta que no se adicionó este compuesto en la formulación del agua, sin
embargo la arcilla verde utilizada puede aportar cantidades notables.
El bromo se encontró a nivel de trazas, entre 0,05 y 1,12 mg l-1, estas
concentraciones posiblemente fueron aportadas por el ácido húmico y la arcilla
verde. Altas concentraciones de bromo pueden incrementar formación de
subproductos de desinfección bromados.
Los cloruros se mantuvieron entre los 8,93 y 18,95 mg l-1, estos valores se deben
a la adición de sales de calcio en la preparación del agua sintética, las que
incrementan considerablemente la concentración de cloruros.
Los valores de DQO se encuentran entre 7 y 15 mg l-1, estas concentraciones
incrementan de acuerdo a la cantidad de ácido húmico agregada, que es la
materia orgánica susceptible a ser oxidada por medios químicos.
5.1.1.3 Materia Orgánica
En la Tabla 5.3 se detallan las características orgánicas del agua sintética cruda.
La materia orgánica natural contenida en el agua es difícil de caracterizar, por lo
cual se hace uso de parámetros sustitutos que describen el comportamiento de
ésta, como son el carbono orgánico total (COT), carbono orgánico disuelto (COD),
absorbancia de luz ultravioleta (UV254) y absorbancia ultravioleta específica
(SUVA).
Se puede notar que las concentraciones de carbono orgánico total (COD) son
menores de 3 mg l-1. El contenido de carbono orgánico disuelto (COD) en el agua
sintética cruda fue bajo, sin sobrepasar 1,5 mg l-1. La relación COD/COT es
ligeramente mayor a 0,5 para los experimentos 2 y 3, indicando que la materia
orgánica se encuentra en forma soluble y que para lograr una remoción
significante debe someterse a procesos tales como coagulación, adsorción de
carbón activado granular (GAC) o filtración de membrana. En cambio para los
experimentos 1, 4 y 5 la relación COD/COT es menor a 0,5, lo que indica que la
materia orgánica se encuentra en forma particulada y puede ser removida por
procesos como sedimentación y filtración.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.3. Características Orgánicas del Agua Sintética Cruda.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
COT (mg l-1)
2,12
2,37
2,51
2,65
2,74
COD (mg l-1)
0,70
1,40
1,30
1,20
0,90
Abs UV (cm-1)
0,065
0,346
0,467
0,414
0,430
SUVA (l mg-1 m-1)
9,30
24,70
35,90
34,50
47,80
Acido Húmico
agregado (mg l-1)
1,00
2,00
4,00
5,00
6,00
Parámetros
Los valores de SUVA son altos para todos los experimentos, siendo el valor más
bajo 9,30 l mg-1m-1. Según Edzwald y Tobianson (1999), valores de SUVA
mayores de 4 l mg-1m-1 indican que el agua contiene principalmente ácidos
húmicos de alta hidrofobicidad y alto peso molecular, pudiendo ser tratada
fácilmente por coagulación debido a que la cantidad de MON ejerce una mayor
demanda de coagulante que la que ejerce las partículas en el agua.
Además en la Tabla 5.3 se puede observar que a medida que incrementa la dosis
de ácido húmico utilizado en la preparación del agua sintética, también aumenta la
concentración de COT.
5.1.1.4 Materia Nitrogenada
En la Tabla 5.4 se detallan los parámetros correspondientes a la materia
nitrogenada en sus diferentes formas para el agua sintética cruda. Se puede notar
que los nitritos se encuentran entre 1,10 y 2,50 mg l-1. Estas bajas
concentraciones son esperadas debido a que son compuestos inestables que se
oxidan rápidamente a otras formas de nitrógeno como nitratos.
Los nitratos se encuentran en rangos de 2,10 a 4,60 mg l-1, concentraciones
consideradas pequeñas. La presencia de nitratos en el agua cruda se debe a la
adición de nitrato de potasio en la formulación del agua sintética.
Los valores de amonio y amoníaco reportados para los experimentos con agua
sintética son bajos si se compara con aguas superficiales, en las cuales por
Capítulo V
Discusión de Resultados
causas naturales y antropogénicas las concentraciones de ambos parámetros son
mayores. Los nitritos, nitratos y amonio son sustancias que se pretenden remover
en los procesos de potabilización dado que son sustancias no deseadas en el
agua para consumo humano.
Tabla 5.4. Características de la Materia Nitrogenada del Agua Sintética Cruda.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Nitritos (mg l-1)
2,50
2,00
2,00
1,10
1,90
N-nitritos (mg l-1)
1,80
1,00
1,00
0,50
1,00
Nitratos (mg l-1)
4,50
2,90
4,60
2,10
4,30
N-nitratos (mg l-1)
1,50
1,80
2,80
1,10
2,10
Amonio (mg l-1)
0,039
0,016
0,058
0,017
0,050
Amoniaco (mg l-1)
0,031
0,013
0,040
0,014
0,042
Nitrógeno Total (NT)
(mg l-1)
7,90
5,77
7,42
4,10
7,16
Nitrógeno
Orgánico
Disuelto (NOD) (mg l-1)
0,11
0,06
0,13
0,08
0,12
Parámetros
De igual modo, en la Tabla 5.3 se puede apreciar que la concentración de
nitrógeno orgánico disuelto (NOD) presenta valores entre 0,06 y 0,13 mg l-1 de N,
rango que se encuentra por debajo 0,37 mg l-1, valor de NOD para cuerpos de
agua superficiales (Lee y Westerhoff, 2006). Esto puede deberse a que el agua
analizada es sintética y no agua natural.
5.1.2
Calidad del Agua Sintética Sedimentada
El agua sintética sedimentada es el resultado de someter el agua sintética cruda al
proceso de coagulación, floculación y sedimentación mediante una prueba de
jarras con el objetivo de determinar la dosis de coagulante que permite remover la
mayor cantidad de constituyentes orgánicos y por ende mejorar la calidad del
agua.
Capítulo V
Discusión de Resultados
En la prueba de jarras se adicionó volúmenes de coagulante de 3, 5, 7, 10, 15, y
20 ml de una solución stock de Al2 (SO4)3 18H2O a una concentración de 20 mg l-1
(1 ml = 20 mg) para obtener dosis de 60, 100, 140, 200, 300 y 400 mg l-1
correspondientes a seis jarras para cada uno de los experimentos.
La selección del agua sintética sedimentada con mejor calidad se basó en la
remoción del contenido de COD a diferentes dosis de coagulante para todos los
experimentos.
En la Figuras 5.2 se presenta la remoción de COD respecto a la dosis de
coagulante utilizada. Se puede observar que la dosis de coagulante de 60 mg l-1 es
la que brinda mayor remoción de COD para el experimento de Agua Sintética 1 y
5, preparadas con concentraciones de ácido húmico de 1 y 6 mg l-1
respectivamente, reduciéndose el COD en un 100% para ambos casos. En los
experimentos de Agua Sintética 3 y 4, la dosis de coagulante que remueve el
100% del COD es la de 140 mg l-1, en estos casos se trabajó con concentraciones
de ácido húmico de 4,00 y 5,00 mg l-1 respectivamente. Sin embargo, para el Agua
Sintética 2 correspondiente a 2,00 mg l-1 de ácido húmico no se observa un
comportamiento definido, dado que la línea exhibe dos mínimos y posteriormente,
a una dosis de coagulante de 300 mg l-1 comienza a incrementar la concentración
de COD, debiéndose posiblemente a una reestabilización de las partículas por el
exceso de coagulante adicionado.
1.60
Agua Sintética 1
1.40
Agua Sintética 2
Agua Sintética 3
1.20
Agua Sintética 4
DOC (mg l -1)
Agua Sintética 5
1.00
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
0.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
400.00
-1
Dosis de Coagulante (mg l )
Figura 5.2. Remoción del Carbono Orgánico Disuelto en el Agua Sintética Sedimentada según la
Dosis de Coagulante utilizada.
Capítulo V
Discusión de Resultados
En la Figura 5.3 se detalla el comportamiento de la absorción ultravioleta (UV254)
en función de la dosis de coagulante. La UV254 mide el grado de aromaticidad de
los compuestos orgánicos presentes, y como se puede observar en esta figura la
dosis óptima para la disminución de compuestos orgánicos aromáticos es
60 mg l-1, con excepción del agua sintética 2 (ácido húmico 2 mg l-1), en la cual
disminuyen a una dosis de coagulante de 100 mg l-1.
A pesar de que en la Figura 5.3 se ilustra claramente las dosis de coagulante que
remueve en su mayoría los compuestos orgánicos que absorben la radiación UV,
en la práctica, las dosis óptimas se eligen en base a la remoción de COD debido al
ahorro en el empleo de coagulante que puede representar, dado que los
compuestos aromáticos representados en la figura demandan mayor empleo de
coagulante.
0.500
Agua Sintética 1
0.450
Agua Sintética 2
Agua Sintética 3
0.400
Agua Sintética 4
Agua Sintética 5
UV
254
(cm -1)
0.350
0.300
0.250
0.200
0.150
0.100
0.050
0.000
0.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
400.00
-1
Dosis de Coagulante (mg l )
Figura 5.3. Remoción del Absorción Ultravioleta de los Constituyentes Orgánicos en el Agua
Sintética Sedimentada según Dosis de Coagulante utilizadas.
En la Tabla 5.5 se aprecian las jarras seleccionadas en cada experimento
realizado con agua sintética de acuerdo al porcentaje de remoción de COD y las
dosis de coagulante utilizadas.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Según el porcentaje de remoción del carbono orgánico, el agua sintética
sedimentada con las mejores características en cada muestreo fue: jarra No. 1
para los muestreos 1 y 5; la jarra No. 5 para el muestreo 2, y la jarra No. 3 para los
muestreos 3 y 4, con un rango dosis de 60 a 300 mg l-1 de Al2(SO4)3 . 18H2O
respectivamente (Ver Tabla 5.5).
Tabla 5.5. Selección de Jarra según la Remoción de COD en el Agua sintética Sedimentada.
Experimento
Acido Húmico
Agregado
(mg l-1)
Jarra
Seleccionada
Dosis de
Coagulante
(mg l-1)
Remoción COD
(%)
pH
1
1,00
1
60,00
100,00
6,75
2
2,00
5
300,00
100,00
5,04
3
4,00
3
140,00
100,00
5,34
4
5,00
3
140,00
100,00
5,55
5
6,00
1
60,00
100,00
6,60
En la Tabla 5.6 se presentan los porcentajes de remoción de los parámetros
indicadores de la materia orgánica del agua sintética sedimentada seleccionada
como la de mejor calidad después de ser sometida al proceso de coagulación,
floculación y sedimentación para cada uno de los experimentos.
Se puede notar que los porcentajes de remoción de las concentraciones de color,
turbiedad, COD, UV254 y SUVA son superiores al 80% para todos los
experimentos, lo que indica que la materia orgánica se removió eficientemente.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.6. Porcentajes de Remoción de Parámetros Organolépticos y Orgánicos del Agua Sintética Sedimentada.
Experimento 1
AC*
Después
de la
Prueba
de
Jarras
%
Remoción
Color
(mg l-1 PtCo)
40,00
0,00
Turbiedad
(NTU)
35,00
COD
-1
(mg l )
Experimento 2
AC
Después
de la
Prueba
de
Jarras
%
Remoción
100,00
49,00
9,00
2,00
94,29
38,00
0,70
0,00
100,00
UV254
-1
( cm )
0,065
0,012
SUVA
(l mg-1 m-1)
9,27
0,00
Parámetros
*AC: Agua Cruda
Experimento 3
AC
Después
de la
Prueba
de
Jarras
%
Remoción
81,63
60,00
0,00
0,00
100,00
42,00
1,40
0,00
100,00
81,54
0,346
0,024
100,00
24,71
0,00
Experimento 4
AC
Después
de la
Prueba
de
Jarras.
%
Remoción
100,00
77,00
3,00
1,00
97,62
49,00
1,30
0,00
100,00
93,06
0,467
0,00
100,00
35,92
0,00
Experimento 5
AC
Después
de la
Prueba
de
Jarras
%
Remoción
96,10
98,00
9,00
90,82
2,00
95,92
56,00
1,00
98,21
1,20
0,00
100,00
0,90
0,00
100,00
100,00
0,414
0,036
91,30
0,430
0,023
94,65
100,00
34,50
0,00
100,00
47,78
0,00
100,00
Capítulo V
Discusión de Resultados
A continuación se presentan las características del agua sintética sedimentada en
base a los parámetros organolépticos, físico-químicos, contenido materia
nitrogenada y materia orgánica correspondientes a los cinco experimentos
realizados. De mismo modo se hace una comparación de las concentraciones de
los parámetros medidos con los valores máximos admisibles establecidos en la
Norma Regional CAPRE para agua de consumo humano, se realiza la
comparación aunque el agua sedimentada todavía no presenta las características
finales del agua potable dado que antes debe someterse a un proceso de filtración
rápida y desinfección. También se presentan los porcentajes de remoción de los
constituyentes orgánicos en base a las concentraciones encontradas en el agua
sintética cruda.
5.1.2.1 Parámetros Organolépticos
En la Tabla 5.7 se muestran los parámetros organolépticos correspondientes al
agua sintética sedimentada para los cinco experimentos realizados. El color fue
menor de 9 mg l-1 Pt-Co para todos los casos, estos corresponden a los bajos
valores de turbiedad encontrados (menores de 2 NTU). También se aprecia una
considerable remoción de color y turbiedad respecto al agua cruda, donde los
valores sobrepasaban los 40 mg l-1 Pt-Co y 35 NTU.
De igual modo, se puede notar que los valores de color obtenidos para el agua
sintética sedimentada sobrepasan el valor recomendado, a excepción del
experimento 1 y 3, sin embargo todos se encuentran por debajo del valor máximo
admisible establecido en la Norma Regional CAPRE. En el caso de la turbiedad,
sólo en los experimentos 1 y 4 se sobrepasa el valor recomendado, no así el
máximo admisible, por lo cual se puede decir que el agua obtenida presenta
buena calidad para consumo humano.
Tabla 5.7. Parámetros Organolépticos del Agua Sintética Sedimentada
Norma
CAPRE
VR
MA
Parámetros
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Color
(mg l-1 Pt-Co)
0,00
9,00
0,00
3,00
9,00
1,00
15,00
Turbiedad (NTU)
2,00
0,00
1,00
2,00
1,00
1,00
5,00
Capítulo V
Discusión de Resultados
100.00
90.00
Color (mg l -1 Pt-Co)
80.00
70.00
60.00
50.00
40.00
30.00
20.00
10.00
0.00
1
2
3
4
Experimentos
Agua Sedimentada
Norma CAPRE
5
Agua Cruda
Figura 5.4. Comparación entre los valores de Color del Agua Sintética Cruda, Agua Sintética
Sedimentada y Valor máximo Permisible Establecido en la Norma Regional CAPRE.
La Figura 5.4 ilustra los valores de color obtenidos para el agua sedimentada en
los cinco experimentos realizados con agua sintética. Se puede notar la remoción
de color en más del 81% en comparación con el agua cruda, así mismo se puede
observar que los datos de color se encuentran muy por debajo del valor máximo
admisible establecido en la Norma CAPRE referida a agua para consumo humano.
5.1.2.2 Parámetros Físico-Químicos
Los parámetros físico-químicos del agua sintética sedimentada se detallan en la
Tabla 5.8. En ésta se puede apreciar que los valores de temperatura se
mantuvieron entre 23,60 y 25,30 °C, encontrándose
dentro del rango
recomendado establecido en la Norma Regional CAPRE.
Los valores de pH de agua sintética sedimentada correspondiente a los
experimentos realizados son relativamente bajos, comprendidos entre 5,04 y 6,75
unidades, esto se debe a las altas dosis de coagulante utilizados, lo cual consume
alcalinidad. Se puede notar que algunos valores de pH se encuentran por debajo
de los recomendados por la Norma Regional CAPRE que son de 6,00 a 8,50
unidades.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.8. Parámetros Físico-Químicos del Agua Sintética Sedimentada.
Norma CAPRE
MA
VR
Parámetros
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Temperatura (°C)
24,50
25,30
24,40
23,60
24,80
18 - 30
-
pH
6,75
5,04
5,34
5,55
6,60
6,5 - 8,5
-
234,60
340,30
341,60
301,50
229,90
-
-
357,00
364,00
318,00
325,00
268,00
172,00
173,00
151,00
154,00
128,00
-
1000
100,00
12,00
10,00
10,00
95,00
-
-
80,00
36,00
26,00
30,00
64,00
400
-
Sulfatos (mg l-1)
69,00
69,00
57,00
59,00
40,00
25
250
Bromo (mg l-1)
0,09
0,01
0,04
0,04
0,05
-
-
Cloruros (mg l-1)
8,93
11,61
9,83
9,83
8,24
25
250
DQO (mg l-1)
6,00
0,00
0,00
0,00
5,00
-
-
Potencial Redox
(mV)
Conductividad
(µS cm-1)
STD (mg l-1)
Alcalinidad
(mg CaCO3 l-1)
Dureza
(mg CaCO3 l-1)
-
El potencial redox del agua sintética sedimentada es alto, debiéndose a la gran
cantidad de iones en solución generados por el exceso de coagulante añadido, lo
que causa una re-estabilización de las partículas en forma iónica.
Los valores de la conductividad son altos, sin embargo no sobrepasan los 400 µS
cm-1, valor recomendado por la Norma Regional CAPRE. El incremento en los
valores de conductividad con respecto al agua cruda se debe a la ionización de
sales inorgánicas con la adición de coagulante, lo cual deja más iones en solución.
Los sólidos totales disueltos se encuentran entre 128 y 173 mg l-1. La Norma
Regional CAPRE establece 1 000 mg l-1como valor máximo admisible para STD,
observándose que los valores del agua sedimentada se mantuvieron por debajo
del límite establecido. El aumento de los STD en el agua sedimentada respecto al
Capítulo V
Discusión de Resultados
agua sintética cruda se debe a las mismas razones que la conductividad, dada la
relación directa que existe entre ambos parámetros.
Los datos de alcalinidad se encuentran entre 10 y 100 mg l-1, notándose una
disminución en los las concentraciones con respecto al agua cruda, debido al
consumo de iones carbonatos al adicionar el coagulante, excepto en el
experimento 5, donde se reporta un ligero incremento de la alcalinidad respecto al
agua cruda.
La dureza presenta concentraciones entre 26 y 80 mg l-1, apreciándose una
disminución con respecto al agua sintética cruda. Según Romero (1999) el agua
se clasifica como blanda, excepto en el experimento 1, donde es moderadamente
dura.
Los sulfatos se encuentran entre 40 y 69 mg l-1, observándose un considerable
incremento en comparación al agua cruda, debido a la adición de coagulante
(sulfato de aluminio). El contenido de sulfatos en todos los experimentos excede el
valor recomendado, sin embargo se encuentran por debajo del valor máximo
admisible establecido en la Norma Regional CAPRE.
El bromo se encontró en pequeñas concentraciones, entre 0,01 y 0,09 mg l-1. La
Norma Regional CAPRE aún no establece un valor guía para este parámetro, pero
su estudio es de interés debido al riesgo de formación de subproductos de
desinfección bromados si éste se encuentra en concentraciones apreciables. En
comparación con el agua cruda, los valores de bromo disminuyen, pero se
encuentran en rangos similares.
Los cloruros se mantuvieron entre 8,24 y 11,61 mg l-1, reportándose una
disminución con respecto al agua cruda. La concentración de cloruros es pequeña,
encontrándose por debajo del valor recomendado por la Norma Regional CAPRE,
en la cual es de 25 mg l-1.
El agua sintética sedimentada obtiene valores de DQO de 0 mg l-1, excepto en los
experimentos 1 y 5, donde la concentración es de 6 y 5 mg l-1 respectivamente.
Estos resultados indican que el agua sedimentada es de excelente calidad en
cuanto a este parámetro y si se compara con los valores encontrados en el agua
sintética cruda se logró remover en su mayoría la materia orgánica oxidable por
medios químicos.
Capítulo V
Discusión de Resultados
5.1.2.3 Materia Orgánica
En la Tabla 5.9 se muestran los parámetros que indican las características
orgánicas del agua sintética sedimentada correspondiente a los cinco
experimentos realizados.
Las concentraciones de COT en el agua sintética sedimentada se encuentran
entre 1,30 y 2,00 mg l-1, valores menores a los reportados para agua cruda.
El carbono orgánico disuelto (COD) en el agua sintética sedimentada se removió
por completo en todos los experimentos, obteniendo concentraciones de 0 mg l-1.
Es decir que el porcentaje de remoción de COD en comparación con el agua
sintética cruda es de 100%.
Tabla 5.9. Características Orgánicas del Agua Sintética Sedimentada.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
COT (mg l-1)
1,30
1,30
1,80
2,00
2,00
COD (mg l-1)
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
Abs UV (cm-1)
0,012
0,024
0,00
0,036
0,023
SUVA (l mg-1 m-1)
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
Parámetros
Los valores de UV para todos los experimentos con agua sintética son bajos, es
decir se logró remover casi en su totalidad los compuestos orgánicos aromáticos.
En el caso de la SUVA, se alcanzan valores de 0 l mg-1 m-1 para todos los
experimentos. Si se compara estos datos con los correspondientes al agua
sintética cruda, donde para todos los experimentos se obtuvo datos de SUVA
mayores de 9 l mg-1 m-1, se puede apreciar que se logró remover la en su totalidad
los constituyentes orgánicos que absorben la radiación UV, principalmente el ácido
húmico.
A pesar de que el COD y SUVA se removieron en un 100%, existe otro tipo de
materia orgánica nitrogenada que no se logró remover en su totalidad y puede
Capítulo V
Discusión de Resultados
reaccionar con el cloro en la etapa de desinfección. Así mismo la materia orgánica
aromática de bajo peso molecular y muy soluble no fue removida en su totalidad
como lo indica los UV254 obtenidos después de la etapa de sedimentación, la cual
también reaccionará con el cloro para originar a los trihalometanos.
5.1.2.4 Materia Nitrogenada
En la Tabla 5.10 se presentan los parámetros correspondientes a la materia
nitrogenada en sus diversas formas. Se puede apreciar que las concentraciones
de nitritos son pequeñas, sin embargo en los experimentos 1,4 y 5 se excede el
valor recomendado por la Norma CAPRE, pero no el valor máximo admisible en
agua para consumo humano. Así mismo se nota una remoción de nitritos superior
al 70% en comparación con los valores reportados para el agua cruda en la
mayoría de los experimentos.
Tabla 5.10. Materia Nitrogenada del Agua Sintética Sedimentada.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Nitritos (mg l )
0,70
0,00
0,00
0,60
N-nitritos (mg l-1)
0,30
0,00
0,00
Nitratos (mg l-1)
3,20
1,80
N-nitratos (mg l-1)
0,90
Amonio (mg l-1)
Amoniaco (mg l-1)
Parámetros
-1
Nitrógeno Total
(mg l-1)
Nitrógeno
Orgánico Disuelto
(mg l-1)
Norma
CAPRE
VR
MA
0,20
0,1
1,00
0,00
0,00
-
-
4,00
1,10
2,00
25,00
45,00
1,30
1,90
0,00
1,00
-
-
0,031
0,00
0,00
0,00
0,004
0,05
0,5
0,024
0,00
0,00
0,00
0,001
-
4,70
1,80
4,00
1,70
2,46
0,025
0,01
0,03
0,03
0,03
-
La concentración de nitratos se encuentra en rangos de 1,10 a 4,00 mg l-1,
reportándose una disminución en comparación con el agua sintética cruda. Si los
datos se comparan con la Norma regional CAPRE, donde el valor recomendado
para nitratos en agua potable es de 25 mg l-1 se puede apreciar que todos los
Capítulo V
Discusión de Resultados
experimentos cumplen con el valor guía respecto a este parámetro.
Concentraciones de nitrato superiores al valor guía puede afectar el sistema
digestivo de infantes, es por eso que se controla su concentración en el agua
potable.
Los valores de amonio y amoníaco obtenidos para el agua sintética sedimentada
son muy bajos en comparación con el agua cruda. Si se compara las
concentraciones de amonio con el valor recomendado por la Norma Regional
CAPRE en la cual es de 0,05 mg l-1, se puede notar que ningún valor excede el
límite estipulado. Los nitritos, nitratos y amonio son sustancias no deseadas en el
agua potable.
En la Tabla 5.9 también se puede apreciar remociones superiores al 40.00% de
Nitrógeno Total (NT) respecto al agua cruda en todos los experimentos.
Igualmente, después del proceso de coagulación-floculación-sedimentación, el
Nitrógeno Orgánico Disuelto (NOD) presenta remociones superiores al 60% en
todos los experimentos.
La Figura 5.5 ilustra el comportamiento del nitrógeno orgánico disuelto respecto a
las dosis de coagulante utilizadas en cada experimento con agua sintética. Se
puede notar que el NOD disminuye al incrementar las dosis de coagulante, sin
embargo en algunos casos también se observa un leve incremento del NOD
después de alcanzar el punto mínimo, lo cual puede deberse a una reestabilización de las partículas como sucede en el caso de la turbiedad y en
algunos casos con el COD.
De igual forma se puede notar que el sulfato de aluminio (coagulante) logra
mayores remociones de COD que de NOD, esto se debe a que el NOD presente
puede ser principalmente de origen proteínico y por tanto las sales de aluminio no
remueven eficientemente este tipo de compuestos orgánicos nitrogenados como lo
sugiere Pietsch et al. (2001) y Vilge-Ritter et al. (1999).
Capítulo V
Discusión de Resultados
0.15
0.14
Agua Sintetica 1
0.13
Agua Sintetica 2
0.12
Agua Sintetica 3
Agua Sintetica 4
0.11
Agua Sintetica 5
DON (mg l-1)
0.1
0.09
0.08
0.07
0.06
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0
0.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
400.00
Dosis de Coagulante (mg l -1)
Figura 5.5. Remoción del Nitrógeno Orgánico Disuelto en el Agua Sintética Sedimentada según las
dosis de coagulante utilizadas.
5.2 Agua del Río Fonseca
5.2.1
Calidad del Agua Cruda del Río Fonseca
5.2.1.1 Parámetros Organolépticos
En la Tabla 5.11 se pueden observar los valores de los indicadores organolépticos
obtenidos durante los 3 muestreos realizados en la pila de estabilización de agua
cruda proveniente del Río Fonseca.
El color promedio fue de 35,67 mg l-1 Pt-Co, el cual es un valor relativamente alto,
este se debe a la presencia de materia orgánica (ácidos húmicos procedentes de
la descomposición de vegetales). La remoción de éste parámetro es importante
para la evaluación del proceso de potabilización, ya que al igual que la turbiedad
brinda una medida de la eficiencia de éste.
Los valores de turbiedad encontrados en el agua cruda fueron altos (mayores a 1
NTU) debido a que las aguas superficiales presentan gran cantidad de materiales
en suspensión, principalmente en época seca.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.11. Características Organolépticas del Agua Cruda del Río Fonseca.
Parámetros
Color
(mg l-1 Pt-Co)
Turbiedad
(NTU)
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
35,00
41,00
31,00
35,67
5,03
2,00
3,00
3,00
2,67
0,58
El color y la turbiedad son parámetros sustitutos de la MON, que indican su
presencia. Altas concentraciones de estos parámetros en el agua cruda, pueden
incrementar el riesgo de formación de trihalometanos durante el proceso de
desinfección.
5.2.1.2 Parámetros Físico-Químicos
En la Tabla 5.12 se presentan los parámetros físico-químicos del agua cruda del
Río Fonseca. Como se puede observar, los valores de temperatura se
mantuvieron entre 22,10 y 25,30 °C, reportándose un incremento que corresponde
con el avance de la época de verano. La determinación de la temperatura es
importante debido a que influye en las reacciones químicas que se desarrollan en
el agua y en la formación de trihalometanos.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.12. Parámetros Físico-Químicos del Agua Cruda del Río Fonseca.
Parámetros
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
Temperatura (°C)
22,10
23,50
25,30
23,63
1,60
pH
8,13
7,77
7,33
7,74
0,40
259,10
272,70
283,50
271,77
12,23
367,00
298,00
301,00
322,00
39
141,00
142,00
152,33
18,77
Potencial Redox
(mV)
Conductividad
(µS cm-1)
STD (mg l-1)
174,00
Alcalinidad
(mg CaCO3 l-1)
240,00
250,00
292,50
260,83
27,88
Dureza
(mg CaCO3 l-1)
122,00
110,00
104,00
112,00
9,17
Sulfatos (mg l-1)
3,00
1,00
0,00
1,33
1,53
Bromo (mg l-1)
0,13
0,16
0,28
0,19
0,08
Cloruros (mg l-1)
25,01
20,55
17,87
21,14
3,61
DQO (mg l-1)
10,00
10,00
5,00
8,33
2,89
El pH del agua se mantuvo en valores neutros y medianamente alcalinos,
encontrándose en rangos de 7 a 8 unidades, por lo cual el agua es de buena
calidad como fuente de abastecimiento ya que según Schaefer (1992) el valor guía
de la OMS para el pH en agua potable es de 6,5 a 8,5.
En relación al potencial redox, el agua cruda presenta valores entre 259,10 y
290,00 mV, lo cual corresponde de manera inversa a las variaciones en el pH,
debido a que el potencial redox mide la actividad de los electrones y el potencial
de hidrogeno (pH) mide la actividad de los protones. También indica que las
condiciones en el agua del Río Fonseca son aeróbicas, es decir hay presencia de
oxígeno molecular.
Los valores de la conductividad del agua cruda se encuentran entre 300 y 400 µS
cm-1, lo cual indica la presencia de iones en solución.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Los valores de sólidos totales disueltos se mantuvieron entre 140 y 180 mg l-1.
Presentan la misma variación de los valores de conductividad debido a que existe
una relación directa entre estos parámetros. Según Schaefer (1992), el valor de
los sólidos totales disueltos puede ser estimado multiplicando la conductividad por
un factor de corrección (0,7).
Los datos de alcalinidad se encuentran entre 240 y 292,50 mg l-1. Esta suele
deberse a los carbonatos y bicarbonatos de calcio, magnesio, sodio y potasio. El
bicarbonato es el componente que más contribuye a la alcalinidad.
Los valores de dureza oscilan entre 104 y 122 mg l-1, por lo que el agua se
clasifica como moderadamente dura. Esto puede deberse al contacto con el suelo
y las formaciones rocosas características de la zona.
Los sulfatos se encuentran entre 0 y 3 mg l-1, valores considerados normales ya
que las aguas naturales no tienen altas concentraciones de sulfatos. Este es un
parámetro que hay que vigilar ya que en altas concentraciones representa un
riesgo en la salud.
El bromo se encontró a nivel de trazas, entre 0,13 y 0,28 mg l-1. El bromo es
importante de monitorear ya que contribuye a la formación de subproductos de
desinfección bromados al reaccionar con la materia orgánica presente en el agua
y el cloro utilizado en la desinfección.
Los cloruros se mantuvieron entre los 17,87 y 25,01 mg l-1, lo cual es normal para
aguas superficiales. El anión Cl- representa la mayoría de los componentes de los
sólidos totales disueltos.
Los valores de DQO se encuentran entre 5 y 10 mg l-1, lo cual indica que el agua
está ligeramente contaminada y existe materia orgánica oxidable por medios
químicos.
5.2.1.3 Materia Orgánica
La Tabla 5.13 presenta las características orgánicas del agua cruda proveniente
del Río Fonseca. Dado que la materia orgánica natural es difícil de caracterizar, se
presentan también en función de parámetros que describen su comportamiento.
Capítulo V
Discusión de Resultados
El COT representa el carbono orgánico disuelto en el agua, sin embargo, no indica
la aromaticidad, naturaleza alifática, química de grupo funcional o enlaces
químicos. Los valores obtenidos para el agua cruda no sobrepasan los 3,7 mg l-1.
Tabla 5.13. Características Orgánicas del Agua Cruda del Río Fonseca.
Parámetros
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
COT (mg l-1)
3,70
2,20
1,80
2,57
1,00
COD (mg l-1)
2,15
1,00
0,40
1,18
0,89
Abs UV (cm-1)
0,085
0,073
0,091
0,083
0,01
SUVA (l mg m-1)
3,95
7,30
22,75
11,33
10,03
El contenido de carbono orgánico disuelto en el agua cruda fue bajo, sin
sobrepasar 2,15 mg l-1. Los valores de SUVA son relativamente altos, sobrepasan
los 3,95 l mg m-1, comprobando así la presencia de ácidos húmicos de alta
hidrofobicidad y alto peso molecular (Edzwald y Tobianson, 1999) lo que permite
su separación por sedimentación y filtración, previa coagulación, este tipo de
compuestos son los que alcanzan una mayor remoción de COD.
5.2.1.4 Materia Nitrogenada
En la Tabla 5.14 se presentan los parámetros correspondientes a la materia
nitrogenada en sus diferentes formas, reportada para el agua cruda proveniente
del Río Fonseca. Se puede apreciar que la concentración de nitritos no supera los
2 mg l-1, valor considerado normal en aguas superficiales debido a que son
compuestos inestables que se oxidan rápidamente a nitratos.
Los nitratos se encuentran en rangos de concentración de 2,50 a 3,80 mg l-1. La
presencia de nitratos en el agua cruda del Río Fonseca corresponde al arrastre de
residuos de agroquímicos nitrogenados y a la descarga de aguas residuales sin
tratamiento.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.14. Materia Nitrogenada en el agua Cruda del Río Fonseca.
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
Nitritos (mg l-1)
2,00
1,80
2,00
1,93
0,12
N-nitritos (mg l-1)
1,50
1,00
1,00
1,17
0,29
Nitratos (mg l-1)
2,70
2,50
3,80
3,00
0,70
N-nitratos (mg l-1)
1,70
1,60
1,20
1,50
0,26
Amonio (mg l-1)
0,71
0,48
0,85
0,68
0,19
Amoniaco (mg l-1)
0,54
0,45
0,67
0,55
0,11
Nitrógeno Total (mg l-1)
5,73
5,43
6,94
6,03
0,80
Nitrógeno
Orgánico
-1
Disuelto (mg l )
0,27
0,19
0,35
0,27
0,08
Parámetros
Los valores de amonio y amoníaco reportados para el agua cruda son altos, el
NH4+ es un compuesto que se encuentra principalmente en aguas superficiales
contaminadas, siendo un producto de descomposición de las proteínas. Schaefer
(1992), las aguas superficiales más contaminadas son las que presentan la mayor
concentración de NH4+. Concentraciones de amonio por encima de 0,5 mg l-1
indican que el agua esta contaminada.
De mismo modo, en la Tabla 5.13 se aprecia que la concentración de Nitrógeno
Orgánico Disuelto (NOD) se encuentra entre 0,19 y 0,35 mg l-1 de N, rango
ligeramente menor al valor del NOD para cuerpos de agua superficiales, que es de
0,37 mg l-1 (Lee y Westerhoff, 2006). Esto puede deberse a la presencia de
compuestos nitrogenados, especialmente amonio y amoniaco, que se reportan en
mayor concentración que en el agua sintética cruda, indicando cierto grado de
contaminación. Las concentraciones de nitratos y nitritos en el agua superficial
cruda (Río Fonseca) son similares a las del agua sintética cruda.
5.2.2
Calidad del Agua Sedimentada del Río Fonseca
El agua cruda del Río Fonseca, al igual que el agua sintética cruda, se sometió a
una Prueba de Jarras para simular el proceso de coagulación, floculación y
Capítulo V
Discusión de Resultados
sedimentación utilizado en la Planta Potabilizadora de Boaco, obteniendo así agua
de mejor calidad según sus características fisicoquímicas, organolépticas y
orgánicas.
En la prueba de jarras se aplicó diferentes dosis de coagulante (Al2 (SO4)3 18H2O)
a seis muestras del agua cruda de cada muestreo, con el propósito de determinar
la dosis que brinda mejor remoción de materia orgánica. La selección del agua
que presentaba la mejor calidad se basó en la remoción del contenido de COD.
En la prueba de jarras se adicionó volúmenes de coagulante de 1, 3, 5, 7, 10 y 15
ml de una solución stock de Al2 (SO4)3 18H2O a una concentración de 20 mg l-1
para obtener dosis de 20, 60, 100, 140, 200 y 300 mg l-1 correspondientes a seis
jarras para cada uno de los experimentos. La disminución de las dosis de
coagulante respecto a las utilizadas para el agua sintética se debe a que los
valores de color y turbiedad en el agua cruda del Río Fonseca fueron mucho
menores.
Las Figuras 5.6 y 5.7 ilustran la remoción de COD y UV254 respecto a la dosis de
coagulante utilizada. Se puede observar que las dosis de coagulante que brindan
mayores remociones de COD son las de 20 y 140 mg l-1, acercando las
concentraciones a cero.
2.40
2.20
2.00
1.80
DOC (mg l-1)
1.60
1.40
1.20
1.00
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
0.00
20.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
-1
Dosis de Coagulante (mg l )
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Figura 5.6. Remoción del Carbono Orgánico Disuelto para los Tres Muestreos de Agua del Río
Fonseca según las Dosis del Coagulante utilizadas.
Capítulo V
Discusión de Resultados
En el caso del COD, el mejor comportamiento lo exhibe la línea del muestreo 3,
que a partir de la dosis de 20 mg l-1 no hay reestabilización de las partículas como
ocurre en las líneas de los muestreos 1 y 2. Para el muestreo 1 puede observarse
que los dos mínimos presentan casi la misma remoción de COD a pesar de que se
usó dosis de coagulante muy diferentes, es decir, 100 y 300 mg l-1, sin embargo, la
dosis óptima para este muestreo es la de 100 mg l-1. En cambio para el muestreo
2, la dosis óptima de coagulante es la de 140 mg l-1 si se pretende obtener una
reducción del 100% de COD.
La Figura 5.7 se muestra el comportamiento de UV254 en función de la dosis de
coagulante. Se puede deducir de la figura que las dosis de coagulante difieren a
las seleccionadas en función del COD, ya que en este caso las dosis óptimas son
140, 200 y 300 mg l-1 respectivamente. Esto se debe al carácter aromático de los
compuestos que absorben UV, que necesitan de mayores dosis de coagulante
para ser removidos. Sin embargo, desde el punto de vista económico, en una
planta potabilizadora las dosis encontradas en función del COD representan un
ahorro considerable de dinero destinado a la compra de coagulante y a su vez una
reducción del contenido de aluminio en el efluente que es depositado nuevamente
al Río Fonseca.
0.1
0.09
Muestreo 1
Muestreo 2
0.08
Muestreo 3
UV (cm -1)
0.07
0.06
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0
0.00
20.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
Dosis de Coagulante (mg l-1)
Figura 5.7. Remoción del Absorción Ultravioleta de los Constituyentes Orgánicos para los Tres
Muestreos de Agua del Río Fonseca según las Dosis del Coagulante utilizadas.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Según el porcentaje de remoción del carbono orgánico disuelto, el agua
sedimentada del Río Fonseca que presenta las mejores características en cada
muestreo fue: jarra No. 3 para el muestreo 1, jarra No. 4 para el muestreo 2 y jarra
No. 1 en el muestreo 3, a las cuales corresponden dosis de 100, 140 y 20 mg l-1
de Al2(SO4)3 .18H2O respectivamente (Ver Tabla 5.15).
Tabla 5.15. Selección de Jarra por Muestreo según la Remoción de COD en el Agua sedimentada
del Río Fonseca.
Muestreo
Jarra
Seleccionada
Dosis de
Coagulante
(mg l-1)
Remoción COD
(%)
pH
1
3
100,00
34,88
6,92
2
4
140,00
100,00
6,45
3
1
20,00
100,00
7,17
En la Tabla 5.16 se pueden apreciar los porcentajes de remoción de los
parámetros sustitutos de la materia orgánica del agua seleccionada como la de
mejor calidad después de ser sometida al proceso de coagulación, floculación y
sedimentación.
Los porcentajes de remoción de las concentraciones de color, turbiedad y COD,
son superiores al 30% en todos los muestreos, lo que indica que la materia
orgánica se removió fácilmente. Se alcanzan remociones del 100% para COD,
UV254, SUVA en los muestreos 2 y 3.
Así mismo las remociones de color y turbiedad fueron mayores al 50.00% en todos
los muestreos. Sin embargo, en el muestreo 1 se obtuvieron remociones muy
bajas de COD, UV254 y SUVA, lo que puede deberse al comportamiento variable
del experimento que originó re-estabilización de las partículas que debían ser
removidas en el proceso de coagulación-floculación-sedimentación.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.16. Porcentajes de Remoción de Parámetros Organolépticos y Orgánicos en el Agua
Sedimentada del Río Fonseca.
Muestreo 1
Parámetro
Color
(mg l-1
Pt-Co)
Turbiedad
(NTU)
COD
(mg l-1)
UV254
(cm-1)
SUVA
(l mg m-1)
Muestreo 2
AC
Después
de la
Prueba
de
Jarras
%
Remoción
35,00
14,00
2,00
Muestreo 3
AC
Después
de la
Prueba
de Jarras
%
Remoción
60,00
41,00
4,00
1,00
50,00
3,00
2,15
1,40
34,88
0,085
0,067
3,95
4,78
AC
Después
de la
Prueba
de Jarras
%
Remoción
90,24
31,00
13,00
58,06
1,00
66,66
3,00
2,00
33,33
1,00
0,00
100,00
0,40
0,00
100,00
21,18
0,073
0,067
8,22
0,091
0,084
7,69
-
7,30
0,00
100,00
22,75
0,00
100,00
A continuación se presentan las características del agua sedimentada del Río
Fonseca en base a los parámetros organolépticos; físico-químicos; contenido
materia nitrogenada y materia orgánica, correspondientes a los tres muestreos
realizados. De igual forma, se hace una comparación de las concentraciones de
los parámetros medidos con los valores guías establecidos en la Norma Regional
CAPRE, referida a agua para consumo humano. También se presentan los
porcentajes de remoción de los constituyentes orgánicos en base a las
concentraciones encontradas en el agua cruda del Río Fonseca.
5.2.2.1 Parámetros Organolépticos
En la Tabla 5.17 se pueden observar los valores de los indicadores organolépticos
del agua sedimentada para los 3 muestreos de agua proveniente del Río Fonseca.
El color promedio fue de 10,33 mg l-1 Pt-Co, el cual sobrepasa el valor
recomendado por la Norma Regional CAPRE, pero no el valor máximo admisible.
Este parámetro se removió en más del 50 % respecto a los datos encontrados en
el agua cruda en todos los muestreos.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Los valores de turbiedad en el agua sedimentada sobrepasan el valor
recomendado por la Norma CAPRE en el muestreo 1 y 3, sin embargo no se
excede el valor máximo admisible. En comparación con el agua cruda, se removió
más del 50% de la turbiedad en todos los muestreos.
Tabla 5.17. Características Organolépticas del Agua Sedimentada del Río Fonseca.
Parámetros
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
Color
(mg l-1 Pt-Co)
14,00
4,00
13,00
10,33
Turbiedad
(NTU)
3,00
1,00
2,00
2,00
Norma CAPRE
VR
MA
5,51
1,00
15,00
1,00
1,00
5,00
El color y la turbiedad son parámetros indicadores de la MON que se utilizan para
evaluar la eficiencia de remoción de constituyentes orgánicos en el proceso de
coagulación, floculación y sedimentación.
5.2.2.2 Parámetros Físico-Químicos
En la Tabla 5.18 se presentan los parámetros físico-químicos del agua
sedimentada procedente del Río Fonseca. Se puede notar que los valores de
temperatura se mantuvieron dentro del rango recomendado por la Norma Regional
CAPRE.
El pH del agua se mantuvo en valores neutros, indicando que el agua
sedimentada es de buena calidad ya que valor recomendado por la Norma
Regional CAPRE se encuentra en un rango de 6,5 a 8,5 unidades de pH.
En relación al potencial redox en el agua sedimentada, se reporta un incremento
en comparación con el agua cruda para todos los muestreos, demostrando la
presencia de una alta concentración de iones en solución provocado por el exceso
de coagulante utilizado, lo que causa una re-estabilización de las partículas (en
forma iónica).
Los valores de la conductividad del agua sedimentada son altos, sin embargo no
sobrepasan los 400 µS cm-1, valor recomendado por la Norma Regional CAPRE.
Los valores de conductividad aumentaron en comparación con el agua cruda, lo
Capítulo V
Discusión de Resultados
cual indica que hay mayor presencia de iones disueltos y a la resuspensión de los
flóculos debido al exceso de coagulante añadido.
Los sólidos totales disueltos se mantienen entre 142 y 185 mg l-1, notándose un
incremento en comparación con los valores registrados para el agua cruda. Sin
embargo no exceden el valor máximo admisible establecido en la Norma Regional
CAPRE. El incremento en la concentración de los STD en el agua sedimentada se
debe al exceso de coagulante que causa reestabilización de las partículas.
Tabla 5.18. Parámetros Físico-Químicos del Agua Sedimentada del Río Fonseca.
Parámetros
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
Norma CAPRE
VR
MA
Temperatura (°C)
21,80
23,50
26,30
23,87
2,27
18 - 30
-
pH
7,64
6,45
7,51
7,20
0,65
6,5 - 8,5
-
Potencial Redox (mV)
268,20
287,70
309,20
288,37
16,74
-
-
Conductividad
(µS cm-1)
387,00
338,00
308,00
344,33
39,88
400
-
161,00
142,00
162,67
21,55
-
1000
240,00
123,00
273,60
212,00
78,82
-
-
120,00
58,00
104,00
94,00
32,19
400
-
Sulfatos (mg l-1)
25,00
37,00
5,00
22,33
16,17
25
250
Bromo (mg l-1)
0,63
0,03
0,26
0,31
0,30
-
-
Cloruros (mg l-1)
23,23
18,76
16,08
19,36
3,61
25
250
DQO (mg l-1)
2,00
1,00
3,00
2,00
1,00
-
-
STD (mg l-1)
Alcalinidad
(mg CaCO3 l-1)
Dureza
(mg CaCO3 l-1)
185,00
Los datos de alcalinidad se encuentran entre 123,00 y 273,60 mg l-1, reportándose
una reducción de los valores en comparación con el agua cruda, excepto para el
muestreo 1, donde el agua cruda y el agua sedimentada presentan el mismo valor
de alcalinidad. El bicarbonato es el componente que más contribuye a la
Capítulo V
Discusión de Resultados
alcalinidad, la cual disminuye durante el proceso de coagulación debido al
consumo de bicarbonatos.
Los valores de dureza oscilan entre 58 y 120 mg l-1. En general se aprecia una
reducción de los valores respecto al agua cruda, sin embargo, el agua
sedimentada también se clasifica como agua moderadamente dura, a excepción
del muestreo 2, en el cual se clasifica como agua blanda.
Los sulfatos se encuentran entre 5 y 37 mg l-1, reportándose un notable
incremento en comparación al agua cruda. El aumento en la concentración de
sulfatos en el agua sedimentada del Río Fonseca se debe a la adición de
coagulante (Al3SO4 18H2O), y aunque los valores encontrados en el muestreo 2 y
3 exceden ligeramente el valor recomendado por la Norma CAPRE, se encuentran
por debajo del valor máximo admisible.
El bromo se encontró a nivel de trazas, entre 0,03 y 0,63 mg l-1 y aunque no existe
un valor recomendado por la Norma Regional CAPRE para este parámetro, altas
concentraciones pueden incrementar el riesgo de formación de subproductos de
desinfección bromados.
Los cloruros en el agua sedimentada del Río Fonseca se mantuvieron entre los
16,08 y 23,23 mg l-1, notándose una disminución respecto a los valores
encontrados en el agua cruda. Los niveles de cloruros se mantuvieron por debajo
del valor recomendado por la Norma Regional CAPRE, que es de 250 mg l-1.
Los valores de DQO para el agua sedimentada del Rió Fonseca no sobrepasan
los 3 mg l-1, datos menores que los reportados para el agua cruda, lo que indica
que se logró una buena remoción de la materia orgánica oxidable por medios
químicos.
5.2.2.3 Materia Orgánica
En la Tabla 5.19 se presentan los parámetros que describen el comportamiento de
la materia orgánica en el agua sedimentada del Río Fonseca. Se puede notar que
las concentraciones de COT se encuentran entre 0 y 2,5 mg l-1, valores que en
comparación con el agua cruda presentan una remoción de 32,43%, 100,00% y
88,89% para los muestreos 1, 2 y 3 respectivamente.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.19. Características Orgánicas del Agua Sedimentada del Río Fonseca.
Parámetros
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
Norma
CAPRE
COT (mg l-1)
2,50
0,00
0,20
0,90
1,39
-
COD (mg l-1)
1,40
0,00
0,00
0,47
0,81
-
Abs UV (cm-1)
0,067
0,00
0,084
0,050
0,044
-
SUVA (l mg m-1)
4,78
0,00
0,00
1,59
2,76
-
El carbono orgánico disuelto (COD) en el agua sedimentada del Río Fonseca
presenta concentraciones bajas. Su remoción con respecto a los valores
registrados para el agua cruda es del 100% para los muestreos 2 y 3, sin
embargo, en el muestreo 1 la remoción es de sólo el 34,88%.
Los valores de SUVA son relativamente bajos en comparación con el agua cruda,
obteniéndose valores entre 0 y 4,78 l mg m-1, comprobando así la remoción de los
constituyentes orgánicos, principalmente ácidos húmicos. Para el muestreo 1, el
SUVA aumente lo que se debe a la resuspensión de las partículas, al estar
resuspendidas no ha habido una remoción efectiva y el SUVA aumenta.
5.2.2.4 Materia Nitrogenada
En la Tabla 5.20 se presentan las concentraciones de nitrógeno en sus diferentes
formas para el agua sedimentada correspondiente a los tres muestreos de agua
del Río Fonseca. Se puede notar que la concentración de nitritos no supera 1,50
mg l-1, valores menores en comparación con los datos de agua cruda. Sin
embargo, si se compara los valores de nitritos con el valor recomendado por la
norma CAPRE, se excede el nivel en todos los muestreos, indicando que no se
alcanzó una remoción adecuada de este parámetro.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.20. Materia Nitrogenada en el Agua Sedimentada del Río Fonseca.
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Nitritos (mg l-1)
1,50
0,80
1,00
1,10
0,36
0,1
1,00
N-nitritos (mg l-1)
0,80
0,50
0,70
0,67
0,15
-
-
Nitratos (mg l-1)
2,00
1,30
3,00
2,10
0,85
25,00
45,00
N-nitratos (mg l-1)
1,60
0,20
0,70
0,83
0,71
-
-
Amonio (mg l-1)
0,00
0,00
0,45
0,13
0,23
0,05
0,50
Amoniaco (mg l-1)
0,00
0,00
0,40
0,13
0,23
-
-
3,62
2,17
4,98
3,63
1,46
-
-
0,12
0,07
0,11
0,10
0,02
-
-
Parámetros
Nitrógeno Total
(mg l-1)
Nitrógeno Orgánico
Disuelto (mg l-1)
Desviación
Estándar
Norma
CAPRE
VR
MA
Valor
Promedio
La concentración de nitratos en el agua sedimentada del Río Fonseca para los
tres muestreos no supera los 3 mg l-1, reportándose una disminución en
comparación con los datos de agua cruda. De igual forma, si se compara con la
Norma Regional CAPRE, se puede notar que todos los muestreos se encuentran
por debajo del valor máximo recomendado que es de 25 mg l-1.
En comparación con el agua cruda del Río Fonseca, el amonio y amoníaco en el
agua sedimentada se removieron en un 100% para el muestreo 1 y 2, y el 47,06 %
en el muestreo 3, indicando que el proceso de coagulación-floculaciónsedimentación fue eficiente, sin embargo en el muestreo 3 la concentración
reportada excede el valor recomendado por la Norma Regional CAPRE.
En cuanto al nitrógeno total, se puede notar que los valores en el agua
sedimentada son menores a los encontrados en el agua cruda, siendo la remoción
superior al 30% en la mayoría de los casos.
De igual forma, la Tabla 5.19 muestra que la concentración de Nitrógeno Orgánico
Disuelto (NOD) después del proceso de coagulación-floculación-sedimentación se
encuentra en el rango de 0,07 a 0,12 mg l-1 de N, es decir que la remoción con
Capítulo V
Discusión de Resultados
respecto al agua cruda fue de 55,56%, 63,16% y 68,57% en los muestreos 1, 2 y 3
respectivamente.
0.40
Muestreo 1
0.35
Muestreo 2
Muestreo 3
DON (mg l -1)
0.30
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
0.00
20.00
60.00
100.00
140.00
200.00
300.00
Dosis de Coagulante (mg l -1)
Figura 5.8. Remoción del Nitrógeno Orgánico Disuelto para los Tres Muestreos de Agua del Río
Fonseca según las Dosis del Coagulante utilizadas.
La Figura 5.8 ilustra el comportamiento del nitrógeno orgánico disuelto de acuerdo
al incremento en las dosis de coagulante utilizadas en las pruebas de jarras para
cada muestreo del agua del Río Fonseca. Se puede apreciar que la concentración
de nitrógeno disminuye a medida que se incrementan las dosis de coagulante. Si
se compara la remoción de NOD con la remoción de COD según las dosis de
coagulante, se puede notar que el sulfato de aluminio remueve mayores
cantidades de COD que de NOD, sin embargo la tendencia es similar en ambos
casos. Esto se debe al tipo de materia orgánica que puede ser de origen
proteínico y lo que dificulta que este tipo sea removido significativamente en el
proceso de coagulación con sales de aluminio que fue el coagulante utilizado en
esta investigación.
Capítulo V
Discusión de Resultados
5.3 Trihalometanos Totales en el Agua Potable
5.3.1 Concentración de THM
5.3.1.1 Agua Sintética
El agua sintética sedimentada correspondiente a los cinco experimentos
realizados se sometió a un proceso de cloración haciendo uso de ampollas de
solución dosificadora de cloro 1 190 -1 310 mg l-1 marca HACH. La dosis de cloro
utilizada fue de 2 mg l-1 Cl2.
Los trihalometanos (THM) que pueden estar presentes en el agua tratada con
cloro
son:
Cloroformo
(CHCl3),
Bromodiclorometano
(CHBrCl2),
Dibromoclorometano (CHBr2Cl) y Bromoformo (CHBr3). Sin embargo, en esta
investigación se estudia los THM totales (la suma de las cuatro especies), debido
a que el método utilizado en su determinación solamente permite conocer la
concentración total de los compuestos y no su especiación.
En la Tabla 5.21 se muestra la concentración de THM totales en el agua potable
correspondiente a los experimentos realizados con agua sintética. Se puede notar
que la concentración es baja en todos los casos, obteniéndose mayores
concentraciones según el incremento en el contenido de ácido húmico utilizado en
la formulación del agua. En los casos en que el COD es cero y se formó THM, se
debe a que la materia orgánica que reaccionó con el cloro era la correspondiente a
la determinada por absorción UV254 y el nitrógeno orgánico disuelto (NOD).
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.21. Concentración de Trihalometanos en el Agua Potable correspondiente a los
Experimentos de Agua Sintética.
Experimento
1
Experimento
2
Experimento
3
Experimento
4
Experimento
5
Norma
CAPRE
Ac. Húmico
(mg l-1)
1,00
2,00
4,00
5,00
6,00
-
COD (mg l-1)
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
-
2,00
2,00
2,00
2,00
2,00
-
0,11
0,10
0,09
0,07
0,06
0,50
0,00
0,00
1,00
8,00
15,00
460,00
Dosis de Cloro
(mg l-1)
Cloro Residual
(mg l-1)
THM totales
(µg l-1)
De mismo modo, se puede apreciar que los datos de cloro residual y THM se
encuentran por debajo del valor máximo admisible establecido por la Norma
Regional CAPRE, referida a calidad de agua para consumo humano.
La Figura 5.9 ilustra el comportamiento de los trihalometanos en base a la
remoción de COD para los experimentos 1 y 5, correspondientes al mínimo y
máximo contenido de ácido húmico en el agua sintética. Se puede apreciar que en
el experimento 1, se logró remover el 100% del COD en casi todas las jarras y los
valores de UV254 son muy bajos, no hubo formación de THM.
Sin embargo, en el experimento 5, también se removió el 100% del COD se
forman THM en todas las jarras, aunque en concentraciones pequeñas. La
formación de THM en el experimento 5, puede deberse a la reacción de los
compuestos orgánicos aromáticos detectados en el UV254 y NOD con el cloro.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Agua Sintética 5
Agua Sintética 1
20.00
THM totales (ppb)
1.00
THM totales
DOC (mg/l)
0.70
DOC
0.80
0.40
0.30
0.20
0.60
10.00
0.40
5.00
0.20
0.10
0.00
0.11
0.03
0.13
0.06
0.07
0.05
-1
Cloro Residual (mg l )
0.00
0.00
0.06
0.06
0.04
0.05
0.02
0.09
-1
Cloro Residual (mg l )
Figura 5.9. Formación de THM totales en función del contenido de COD y Cloro Residual en Agua
Potable correspondiente al Experimento 1 y 5 de Agua Sintética.
5.3.1.2 Agua del Río Fonseca
El agua sedimentada correspondiente a los tres muestreos de agua del Río
Fonseca, al igual que el agua sintética sedimentada, se sometió a un proceso de
cloración.
La concentración de THM varió en dependencia de la concentración de COD y
cloro residual en cada muestreo. En Tabla 5.22 se observan los valores de THM
totales para el agua potable correspondiente a la jarra seleccionada en cuanto a
remoción de COD en cada muestreo de agua del Río Fonseca.
-1
THM (ppb)
0.50
DOC (mg l )
15.00
0.60
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.22. Concentración de Trihalometanos en el Agua Potable correspondiente a los tres
Muestreos del Río Fonseca
Desviación
Estándar
Valor Máximo
Admisible
Norma CAPRE
Muestreo 1
Muestreo 2
Muestreo 3
Valor
Promedio
COD (mg l-1)
1,40
0,00
0,00
0,47
0,81
-
Dosis de Cloro
(mg l-1)
1,80
2,00
2,00
1,99
0,12
-
Cloro Residual
(mg l-1)
0,50
0,74
0,19
0,47
0,54
5,00
THM totales
(µg l-1)
83,00
60,00
100,00
81,00
20,07
460,00
Se puede notar que el cloro residual no excede el valor máximo admisible
establecido en la Norma Regional CAPRE, sin embargo en el muestreo 2 excede
ligeramente el valor recomendado que es 0,5 a 1 mg l-1 de cloro residual.
En cuanto a la concentración de THM, se puede apreciar que en ninguno de los
muestreos se excede el valor máximo admisible según la Norma Regional
CAPRE, lo cual se debe a la remoción de los constituyentes orgánicos que
reaccionan con el cloro para formar THM. No obstante, si se compara con el valor
máximo admisible sugerido por la Agencia de Protección Ambiental de los EEUU,
se excede la concentración límite de trihalometanos totales que es de 80 µg l-1
(USEPA, 2003b) en dos de los tres muestreos.
En la Figura 5.10 se ilustra el comportamiento del THM totales en base a la
concentración de COD y cloro residual. Para cada muestreo se presentan las
concentraciones correspondientes a las seis jarras, tomando en cuenta el cloro
residual y el contenido de COD en cada una. Se puede apreciar que en los
muestreos 1 y 2, la concentración de THM disminuye a medida que se remueve
mayor cantidad de COD y el cloro residual aumenta, lo que se debe a que no hay
cantidades considerables de materia orgánica con quien reaccionar y por ende no
se consume. Sin embargo, en el muestreo 3 se observa que a pesar de que el
COD es cero, hay formación de Trihalometanos, debido a la presencia de material
orgánico como el nitrogenado dado que la concentración de amonio para este
muestreo fue de 0,45 mg l-1, además de valores de color de 13 mg l-1 de Pt-Co,
Capítulo V
Discusión de Resultados
turbiedad de 2 NTU y UV254 de 0,084 cm-1, indicando todos estos parámetros
presencia de material orgánico.
Muestreo 2
Muestreo 1
110.00
1.80
120.00
100.00
1.60
110.00
1.00
50.00
0.80
40.00
0.60
30.00
10.00
0.20
0.00
0.00
0.20
0.33
0.49
0.72
0.99
70.00
60.00
0.40
50.00
40.00
30.00
0.40
20.00
0.60
80.00
THM (ppb)
60.00
90.00
DOC (mg l -1)
1.20
70.00
0.20
20.00
10.00
0.00
1.20
0.00
0.30
0.38
-1
THM totales
0.52
0.74
1.06
1.15
Cloro Residual (mg l -1)
Cloro Residual (mg l )
THM totales
DOC
DOC
Muestreo 3
110.00
1.00
100.00
90.00
0.80
70.00
0.60
60.00
50.00
0.40
40.00
DOC (mg l -1)
80.00
THM (ppb)
THM (ppb)
100.00
1.40
80.00
30.00
0.20
20.00
10.00
0.00
0.00
0.19
0.40
0.51
0.76
1.11
1.33
Cloro Residual (mg l-1)
THM totales
DOC
Figura 5.10. Concentración de Trihalometanos totales según el contenido de COD y Cloro
Residual en el agua potable correspondiente a los tres muestreos del Río Fonseca.
5.3.2 Formación Potencial de THM
La formación potencial de trihalometanos permite determinar el potencial que tiene
el agua para formar THM totales bajo condiciones estándares de reacción y
representa la probabilidad de formación de THM en la red de distribución.
Adicionalmente, permite evaluar la efectividad de las dosis de coagulante usadas
en pruebas de jarras para conocer la remoción de constituyentes orgánicos
responsables de la formación de THM.
DOC (mg l -1)
90.00
0.80
Capítulo V
Discusión de Resultados
Para determinar la formación potencial de trihalometanos, se cloraron seis
muestras de agua con dosis incrementales que van de 2 a 12 mg l-1 de Cl2, se
estableció un tiempo de reacción de 24 h a una temperatura de 18 °C y se
almacenaron las muestras en la oscuridad. Posteriormente, se determinó el cloro
residual y THM totales para conocer el comportamiento de su formación bajo
condiciones estándares de reacción, utilizando un tiempo de contacto superior al
que comúnmente se usa en las plantas potabilizadoras.
5.3.2.1 Agua Sintética
La Figura 5.11 ilustra la formación de THM totales en el agua potable
correspondiente a los experimentos realizados con agua sintética para
concentraciones mínimas (1 mg l-1) y máximas (6 mg l-1) de ácido húmico utilizado
en su formulación. El contenido de COD del agua fue de 0 mg l-1 en la mayoría de
los casos, luego de un tiempo de reacción de 24 h, la concentración de cloro
residual va de 1,23 a 11,43 mg l-1 en el experimento 1 y de 0,34 a 6,78 mg l-1 en el
experimento 5, en ambos casos hubo formación de THM. Obteniéndose valores
de THM de 50 a 80 µg l-1 para el agua sintética 1 y de 45 a 120 µg l-1 para el agua
sintética 5, aunque su concentración no sobrepasa los 460 µg l-1 considerados
como valor máximo admisible en la Norma Regional CAPRE. No obstante, si se
compara con el valor máximo admisible establecido por la USEPA (2003b), en
algunos casos las concentraciones de THM sobrepasan los 80 µg l-1. La formación
de THM para estos casos se debe posiblemente a la reacción de la materia
orgánica nitrogenada como el nitrógeno disuelto y amonio, aunque no se reporte
COD. También existe probabilidad del aumento de estas concentraciones en la
red de distribución debido al estado de las tuberías, donde puede ocurrir un
proceso de recontaminación.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Agua Sintética 5
Agua Sintética 1
100.00
0.80
THM totales
140.00
1.00
DOC
THM totales
DOC
120.00
80.00
0.80
40.00
0.20
0.60
80.00
60.00
0.40
40.00
20.00
0.20
20.00
0.00
0.00
1.23
4.88
6.48
8.76
12.12
11.43
-1
Cloro Residual (mg l )
0.00
0.00
0.34
0.99
2.10
2.76
3.36
6.78
-1
Cloro Residual (mg l )
Figura 5.11. Formación Potencial de THM totales en función del contenido de COD y Cloro
Residual en el Agua Potable correspondiente al Experimento 1 y 5 de Agua Sintética.
Adicionalmente, se puede notar que no existe una tendencia clara en la formación
de THM en base al contenido de COD, cloro residual y dosis de coagulante
correspondiente a las jarras.
5.3.2.2 Agua del Río Fonseca
La Figura 5.12 ilustra la formación de THM totales en el agua potable
correspondiente al muestreo 3 del Río Fonseca. El contenido de COD del agua
fue de 0 mg l-1, luego de la cloración y un tiempo de reacción de 24 h a 18 °C, el
cloro residual se encontró en rangos de 0,03 a 4,25 mg l-1, reportándose altas
concentraciones de THM que van de 80 a 130 µg l-1, indicado el que existen
probabilidades de formación de estos compuestos en la red de distribución y
aunque no sobrepasan el valor máximo admisible establecido en la Norma
Regional CAPRE, exceden considerablemente el valor establecido por la USEPA
(2003b), para el cual el límite es de 80 µg l-1. Al igual que en el agua sintética, la
formación de THM posiblemente se debe a la reacción de la materia orgánica
nitrogenada como el nitrógeno disuelto y amonio.
Adicionalmente, se puede apreciar que existe una tendencia en cuanto a la
formación de THM, notándose la distribución máxima y mínima en base a la dosis
de coagulante utilizada en cada jarra y al contenido de cloro residual.
DOC (mg l-1 )
0.40
THM (ppb)
60.00
100.00
DOC (mgl-1 )
THM (ppb)
0.60
Capítulo V
Discusión de Resultados
Agua del Río Fonseca
1.00
140.00
THM totales
DOC
120.00
0.80
0.60
80.00
60.00
0.40
DOC (mg l -1)
THM (ppb)
100.00
40.00
0.20
20.00
0.00
0.00
0.03
0.03
0.81
2.10
3.06
4.26
Cloro Residual (mg l-1)
Figura 5.12. Formación Potencial de THM totales en función del contenido de COD y Cloro
Residual en Agua Potable correspondiente al Muestreo 3 del Río Fonseca.
5.4
Identificación del Riesgo Potencial por Exposición a
Trihalometanos como Cloroformo por Ingestión
La identificación del riesgo es un método sistemático y analítico que determina la
probabilidad de sufrir efectos adversos por exposición a un compuesto tóxico. Uno
de los objetivos planteados en este estudio, es identificar el riesgo potencial por
exposición a Trihalometanos en agua potable de la Ciudad de Boaco.
En este acápite, el análisis de Trihalometanos Totales será referido al cloroformo,
debido a las bajas concentraciones de bromo encontradas, que limitan la
formación de las otras especies de THM. Los resultados de la identificación del
riesgo potencial se interpretan como la condición del posible nivel de impacto de
los Trihalometanos como Cloroformo y sus consecuencias, lo que puede conllevar
a un proceso decisivo para la buena gestión del agua potable.
La exposición se define como el contacto con un compuesto tóxico, en este caso
Trihalometanos, por rutas diferentes. (Lee et al, 2006). El Manual de Datos de
Factores de Exposición (USEPA 1997), la Dirección de Evaluación de Riesgo para
la Salud Humana (USEPA 1989) y el Sistema de Información de Evaluación de
Riesgo (USEPA 2003a) asumen la ingestión como la ruta de exposición máxima
razonable (RME).
Capítulo V
Discusión de Resultados
Para la identificación del riesgo potencial por exposición a Trihalometanos (THM)
como cloroformo y la estimación de la exposición por ingestión en este estudio, se
utilizó la siguiente formula, tomada de Lee et al. (2006):
CDI = (CW x 0.8 x IR x ED) / (AT x BW)
(5.1)
donde:
CDI: Dosis diaria de Trihalometanos como cloroformo [mg (kg*l) -1]
CW: Concentración de Trihalometanos medida en el agua (mg l-1)
IR: Consumo de agua diario (l)
EF: Frecuencia a la Exposición (días año-1)
ED: Duración Promedio de la Exposición (años)
AT: Tiempo promedio a la Exposición (días)
BW: Peso del individuo por Sexo (kg)
En la Tabla 5.23 se presentan los datos utilizados para la estimación de la
exposición por ingestión, siendo los recomendados por la Agencia de Protección
del Ambiente de los Estados Unidos (USEPA, 1989). Cabe mencionar, que el dato
de duración de la exposición es 70 años, asumiendo que es la esperanza de vida
promedio para un individuo que ha residido y consumido agua potable en la ciudad
de Boaco.
Tabla 5.23 Valores de referencia para la evaluación de exposición por ingestión.
IR (l día-1)
AT (días)
ED (años)
EF (días años-1)
BW – MUJER (kg)
BW – MEN (kg)
2,50
25 550,00
70,00
365,00
60,90
70,09
Fuente: Lee et al. (2006)
Previamente en Tabla 5.22 se detallaron los valores de concentración de
trihalometanos como cloroformo generados en el desarrollo de esta investigación,
pudiéndose asociar a la situación actual en la Ciudad de Boaco. Los datos de
peso del individuo por sexo fueron facilitados por la Dirección General de Sistema
de Información del Ministerio de Salud de Nicaragua (MINSA), donde los datos de
peso por sexo se establecen por grupos de edades, seleccionándose el dato para
Capítulo V
Discusión de Resultados
un adulto promedio. Los valores de estimación de la dosis diaria de
Trihalometanos para la ciudad de Boaco se presentan en la Tabla 5.24.
Tabla 5.24 Dosis Diaria de Cloroformo.
CDI Mujeres
[mg (kg día) -1]
CDI Hombres
[mg (kg día) -1]
Muestreo
1
Muestreo
2
Muestreo
3
0,0027
0,0019
0,0032
0,0023
0,0017
0,0028
Valor
Promedio
Dosis Diaria
Tolerable
OMS (2004)
[mg (kg día) -1]
Dosis Diaria
Tolerable
USEPA (2001)
[mg (kg día) -1]
0,015
0,010
0,0026
0,0023
Se puede notar en la Tabla 5.24 que la exposición diaria a trihalometanos como
cloroformo es mayor en mujeres que en hombres, asociándose con el peso del
individuo, ya que en condiciones iguales para hombres y mujeres la absorción del
contaminante esta relacionado con el peso vivo, sabiendo que la exposición se
expresa en mg kg-1 del individuo por día. Sin embargo, los valores de la dosis
diaria de trihalometanos como cloroformo por ingesta tanto para hombres como
para mujeres se encuentran por debajo de la dosis diaria tolerable según la
Organización Mundial de la Salud, por sus siglas en ingles (WHO), indicando que
la exposición actual de la población de la ciudad de Boaco que consume agua
potable no alcanza dosis que incrementen el posible riesgo de cáncer.
ƒ
Identificación del Riesgo Potencial
Según Lee et al. (2006), para efectos carcinogénicos, el riesgo se expresa como la
probabilidad que un individuo experimente efectos adversos por exposición a una
sustancia tóxica.
La ecuación lineal utilizada en este estudio para estimar el riesgo de cáncer a
dosis bajas de trihalometanos como cloroformo, fue tomada de Wang et al. (2007)
y se presenta a continuación:
Riesgo = CDI x SF
(5.2)
Capítulo V
Discusión de Resultados
donde:
Riesgo: Cantidad de individuos que pueden desarrollar cáncer.
CDI: Dosis diaria de trihalometanos [mg (kg día) -1],
SF: Factor de sensibilidad, expresado en miligramos [mg (kg/día)] -1.
Según Wang et al. (2007) el factor de sensibilidad es constante debido a la
relación directa entre la vía de administración y el riesgo. En la Tabla 5.25 se
puntualiza el factor de sensibilidad utilizado para el cálculo del riesgo potencial del
trihalometanos por ingestión.
Tabla 5.25 Factor de sensibilidad para evaluar el riesgo de THM como cloroformo según la ruta de
exposición.
Factor de Sensibilidad (SF) [ (mg/kg día) -1]
Químicos
O ral
Dermal
Inhalación
CHCl3
6,10 *10-3 (*)
3,05*10-2 (**)
8,05*10-2 (*)
CHCl2Br
6,20*10-2 (*)
6,33*10-2 (**)
6,20*10-2
CHClBr2
8,40*10-2 (*)
1,40*10-1 (**)
8,40*10-2
CHBr3
7,90*10-2 (*)
1,32*10-2 (**)
3,85*10-3 (*)
(*) USEPA, 2002.
(**) USEPA, 2003a.
Fuente: Wang et al. (2007).
El riesgo de cáncer por exposición a Trihalometanos como cloroformo en agua
potable de Boaco se detalla en la Tabla 5.26 y la Figura 5.13. Se puede apreciar
que el valor de riesgo en todos los muestreos excede el nivel de riesgo aceptable
según la USEPA (1999c), por lo cual los efectos adversos pueden manifestarse
con mayor frecuencia en la población expuesta. Asimismo, los niveles de riesgo
exceden ligeramente el valor de riesgo aceptable de la OMS (1998), lo que indica
que se puede incrementar la probabilidad de desarrollar algún tipo de cáncer.
Capítulo V
Discusión de Resultados
Tabla 5.26. Valores Calculados del Posible Riesgo de Cáncer por Exposición a Trihalometanos
como cloroformo en la Ciudad de Boaco
RIESGO DE CANCER POR CLOROFORMO
Mujeres
Hombres
Muestreo
1
Muestreo
2
Muestreo
3
Valor
Promedio
Desviación
Estándar
0,000017
0,000012
0,000020
0,000016
0,000004
0,000014
0,000010
0,000017
0,000014
Índice de
Riesgo
Aceptable
USEPA
(1999c)
Índice de
Riesgo
Aceptable
OMS (1998)
0,000001
0.00001
0,000004
Riesgo de Cancer por
Cloroformo
0.000025
0.000020
0.000015
0.000010
0.000005
0.000000
Mujeres
1
Mue
stre
os d
e
Hombres
2
Ag u
a
Pota
bl
Hombres
e
3
Mujeres
Figura 5.13. Probabilidad de Riesgo de Cáncer por Exposición a Trihalometanos como cloroformo
por ingestión.
La Figura 5.13 ilustra el riesgo de cáncer por ingestión de trihalometanos como
cloroformo en los tres muestreos de agua potable realizados. Se puede notar que
en el muestreo 2 el riesgo es menor tanto para hombres como para mujeres,
debiéndose a que en ese muestreo se obtuvieron menores concentraciones de
trihalometanos dada la excelente remoción de materia orgánica natural en el
Capítulo V
Discusión de Resultados
proceso de coagulación, floculación y sedimentación. De mismo modo, se puede
notar que, en general, la probabilidad de riesgo de cáncer es mayor en mujeres
que en hombres lo cual puede estar relacionado con el peso.
Estos índices de riesgo pueden reflejar parte de la situación de salud que enfrenta
la población de Boaco que consume agua con THM, donde existe un registro que
reporta un incremento en casos de enfermedades renales, cáncer en el hígado,
cáncer de vejiga y abortos espontáneos, enfermedades que muchos autores
(Cedergren et al., 2002; Cantor et al., 1987; Cragle et al., 1985) han relacionado
con el consumo de agua potable que contiene trihalometanos.
Sin embargo, no se puede establecer una relación directa entre el consumo de
agua con determinados niveles de THM como cloroformo y la incidencia de
enfermedades cancerígenas en la población. Es necesario realizar un estudio más
completo en el que se tomen en cuenta otros factores como rutas de exposición,
tiempo de residencia del individuo, porcentaje de grasa corporal, nivel educativo,
distribución geográfica, características de la fuentes de abastecimiento de agua,
entre otras.
Capítulo VI
Conclusiones y Recomendaciones
CAPITULO VI: CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
6.1
Conclusiones
El agua cruda del Río Fonseca presenta cierto grado de contaminación por
materia orgánica nitrogenada, principalmente amonio debido a las descargas de
aguas residuales domésticas y al arrastre de residuos de fertilizantes y plaguicidas
en la escorrentía.
Los parámetros indicadores de calidad organoléptica, físico-química, materia
nitrogenada y materia orgánica en el agua potabilizada a escala de laboratorio del
Río Fonseca cumplen con los estándares de calidad establecidos en la Norma
Regional CAPRE.
La concentración promedio de Trihalometanos totales encontrada en el agua
desinfectada del Río Fonseca fue de 81 ± 20,07 µg l-1, valor aceptable según la
Norma CAPRE, sin embargo excede ligeramente el valor máximo admisible de la
USEPA, que es 80 µg l-1.
La formación de THM se debió a la reacción de la materia orgánica nitrogenada
como el amonio y el nitrógeno orgánico disuelto.
Los datos de formación potencial de THM en el agua del Río Fonseca potabilizada
a escala de laboratorio son altos (de 80 a 130 µg l-1), excediendo
considerablemente el valor establecido por la USEPA, para el cual el límite es de
80 µg l-1. Sin embargo, no sobrepasan el valor máximo admisible establecido en la
Norma Regional CAPRE. Esto indica que los niveles de THM en la red de
distribución podrían incrementarse en dependencia del estado de las tuberías y
ocurrir una recontaminación.
Capítulo VI
Conclusiones y Recomendaciones
La dosis diaria de cloroformo por ingestión encontrada para los consumidores de
agua potable en la Ciudad de Boaco [0,0026 mg (kg día)-1 en mujeres y 0,0023 mg
(kg día)-1 en hombres] no excede la dosis diaria tolerable de la OMS [0,015 mg (kg
día)-1] y la USEPA [0,010 mg (kg día)-1]. Sin embargo, los índices promedios de
riesgo potencial de cáncer encontrado por ingestión de agua con cloroformo tanto
para mujeres (0,000016) como para hombres (0,000014), exceden el nivel de
riesgo aceptable establecido por la USEPA (0,000001) y sobrepasan ligeramente
el riesgo aceptable de la OMS (0,00001), indicando que efectos adversos a la
salud pueden manifestarse con mayor frecuencia en la población expuesta.
Aunque los datos de riesgo encontrados indican que pueden presentarse efectos
adversos en la salud, es necesario realizar estudios caso-control en coordinación
con el Ministerio de Salud para relacionar el consumo de agua con determinados
niveles de THM como cloroformo y la incidencia de enfermedades cancerígenas
en la población.
Capítulo VI
Conclusiones y Recomendaciones
6.2 Recomendaciones
Diseñar planes de monitoreo de calidad de agua para las fuentes de
abastecimiento de la Ciudad de Boaco en los cuales se enfatice el grado de
contaminación que presentan y las posibles medidas de protección y recuperación
del acuífero.
Realizar un estudio sobre los niveles de trihalometanos en las llaves de agua
potable domiciliares de la ciudad de Boaco en el que se determine la
concentración de las cuatro especies de THM que pueden estar presentes en el
agua tratada con cloro.
Realizar un estudio más completo para evaluaciones de riesgo por exposición a
subproductos de desinfección en los que se tome en cuenta la naturaleza de las
fuentes de abastecimiento, tiempo de residencia de la población, grupos de
edades, concentración de THM en las llaves domiciliares, entro otros.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
CAPITULO VII: REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
Agency for Toxic Substances and Disease Registry. ATSDR. (1992).
Evaluación de riesgos en salud por la exposición a residuos peligrosos. Centro
Panamericano de Ecología Humana y Salud, ECO/OPS; México.
Bank, J. and Wilson, D. (2002). Low cost solution for trihalomethanes
compliance. Journal of the Chartered Institution of Water and Environmental
Management. 16(4), 264-269.
Bellar, T.A., Lictenberg J. J., and Kroner R.C. (1974). The occurrence of
organohalides in chlorinated drinking water, J. AWWA, 66(12), 703.
Bove, F.J., Fulcomer, M.C., Klotz, J.B., Esmart, J., Dufficy, E.M. and Savrin,
J.E. (1995). Public drinking water contamination and birth outcomes. J. of
Epidemiology. 14, 850-862.
Bull, R.J and Kopfler F.C. (1991). Health effects of disinfectants and disinfection
by-products. 90577. AWWA Research Foundation. Denver, USA.
Cantor, K.P., Hoover, R., Hartge, P, Mason, T.J., Silverman, D.T., Altman, R,
Austin, D.F., Child, M.A., Key, C.R., Marrett, L.D., Myers, M.H., Narayana, A.S,.
Levin, L.I., Sullivan, J.W., Swanson, G.M., Thomas, D.M., West, D.W. (1987)
Bladder cancer, drinking water source and tap consumption: a case-control
study. J. Nat. Cancer Inst. 79: 1269-1279.
CAPRE, Guías de Calidad de Agua. (2000). Comité Regional para la institución
del agua potable y saneamiento de Centro América, Panamá y Republica
Dominicana. Instituto Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillado. Ente
Regulador, INAA. Managua, Nicaragua.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Cedergren, M.I., Selbing, A.J., Lofman, O., Kallen, A.J. (2002). Chlorination byproducts and nitrate in drinking water and risk for congenital cardiac defects. J.
Environmental Research Section. A(89), 124-130.
Clesceri, L., Greenberg, A., Eaton, A. (1998). Standar Methods for the
Examination of Water and Wastewater. 20th edition. American Public Health
Association.
Committee on Risk Assessment of Hazardous Air Pollutants. (1994). Science
and Judgment in Risk Assessment. National Academy Press.
Consejo de Desarrollo Departamental de Boaco (CODEBO). 2004. Plan de
Desarrollo
de
Boaco.
Nicaragua.
Disponible
en:
http://www.pase.gob.ni/documentos/PDDBOACO.pdf
Cragle, D.L., Shy, C.M., Struba, R.J., and Siff, E.J. (1985) A case–control study
of colon cancer and water chlorination in North Carolina. In: Water chlorination:
chemistry, environmental impact and health effects. Vol. 5. Jolley, R.L., Bull,
R.J., Davis, W.P., Katz, S., Roberts, M.H., and Jacobs V.A. Lewis Publishers,
Chelsea, MI. p. 153.
Díaz Delgado, C. (2003). Agua potable para comunidades rurales, reuso y
tratamientos avanzados de aguas residuales domésticas. Red Iberoamericana
de Potabilización y Depuración del Agua (RIPDA- CYTED) y Centro
Interamericano de Recursos del Agua, Facultad de Ingeniería de la Universidad
Autónoma del Estado de México (CIRA-UAEM).
Diehl, A., Speitel, G., Symons, J., Krasner, S., Hwang, C., Barret, S. (2000).
DBP formation during chlorination. American Water Work Association. 87(1),
78-89.
Dodds L, King W, Woolcott C, Pole J. Trihalomethanes in public water supplies
and adverse birth outcomes. Epidemiology 1999; 10(3):233.
Doyle, T.J., Zheng, W., Cerhan, J.R., Hong, C.P., Sellers, T.A., Kushi, L.H. and
Folsom, A.R. (1997). The association of drinking water source and chlorination
by-products with cancer incidence among postmenopausal women in Iowa: a
prospective cohort study. J. of Public Health. 87, 1168-1176.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Droste RL (1997) Theory and practices of water and wastewater treatment.
Willey. Nueva York, EEUU. 800 pp.
Edzwald, J. and Tobiason, J. (1999). Enhanced coagulation: US requirements
and a broader view. J. of Water Science and Technology. 40(9), 63-70.
Graves, C.G., Matanosky, G.M., Tardiff, R.C. (2001). Weight evidence for an
association between adverse reproductive and developmental effects and
exposure to disinfection byproducts: a critical review. J. Regulatory Toxicology
and Pharmacology. 34, 103-124.
Guay, C., Rodríguez, M.J., Sérodes, J.B. (2005) Using ozonation and
chloramination to reduce the formation of trihalomethane and haloacetic acids
in drinking water. Desalination, 176: 229-240.
Hildesheim, M.E., Cantor, K.P., Lynch, C.F., Dosemeci, M., Lubin, J., Alavanja,
M., Craun, G. Drinking water source and chlorination byproducts: IIR Risk of
colon and rectal cancers. Epidemiology 1998; 9:29– 35.
Hinckley, A.F., Bachand, A.M. and Reif, J.S. (2005). Late Pregnancy Exposures
to Disinfection By-products and Growth-Related Birth Outcomes. J. of
Environmental Health Perspective. 113, 1808-1813.
Hsu, Ch.H., Jeng, W.L., Chang, R.M., Chien, L.Ch., Han, B.Ch. (2001).
Estimation of potential lifetime cancer risk for THM from consuming chlorinated
drinking water in Taiwan. J. Environmental Research. A(85), 77-82.
Imai, A., Kazuo, M. and Nagai, T. (2003). Trihalomethane formation potential of
dissolved organic matter in a shallow eutrophic lake. J. of Water Research. 37,
4284-4294.
Ivancev, I., Dalmacija, B., Tamas, Z., Karlovic, E. (1999). The Effect of different
drinking water treatment process on the rate of chloroform formation in the
reactions of natural organic matter with hypochlorite. J. Water Research.
33(18), 3715-3722
Jo, W.K., Weisel, C.P., Lioy, P.J. (1990) Routes of chloroform exposures and
body burden from showering with chlorinated tap water. Risk Anal 10:575–580
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Jorgenson, T.A., Meierhenry, E.F., Rushbrook, C.J., Bull, R.J. and Robinson,
M. (1985). Carcinogenicity of chloroform in drinking water to male OsborneMendel rats and female B6C3F1 mice. J. of Fund. Appl. Toxicology. 5, 760.
King, W.D. and Marrett, L.D. (1996). Case-control study of bladder cancer and
chlorination by-products in treated water (Ontario, Canada). J of Cancer
Causes Control. 7, 596-604.
King, W.D., Dodds, L. and Allen, A.C. (2000b). Relation between stillbirth and
specific chlorination by-products in public water supplies. J. of Environmental
Health Perspective. 108, 883-886.
King, W.D., Marrett, L.D. and Woolcott, C.G. (2000a). Case-control study of
colon and rectal cancers and chlorination by-products in treated water. J. of
Cancer Epidemiology Biomark Prevention. 9, 813-818.
Koch, B., Krasner, S.W., Sclimenti, M.J. and Schimpff, W.K. (1991). Predicting
the formation of DBPs by the simulated distribution system. J. American Water
Work Association. 83(10), 62-68.
Koivusalo, M.T., Pukkala, E., Vartiainen, T., Jaakkola, J.K. and Hakulinen, T.
(1997). Drinking water chlorination and cancer: a historical cohort study in
Finland. J of Cancer Causes Control. 8, 192-200.
Krasner, S.W., McGuire, M.J., Jacangelo, J.G., Patania, N.L., Regan, K.M.,
Marco, A.E. Occurrence of disinfection by-products in US drinking water. J-Am
Water Works Assoc 2001;81(8):41 – 53.
Krasner, S.W. (1999). Chemistry of disinfection by-products formation and
control of disinfection by-products in drinking water. Chapter 2. AWWA.
Krasner, S.W., Croue, J.P., Buffle, J. and Perdue, E.M. (1996). Three
approaches for characterizing NOM. J. of American Water Works Association.
88, 66-79.
Lee W. and Westerhoff, P. (2006). Dissolved organic nitrogen removal during
water treatment by aluminum sulfate and cationic polymer coagulation. Water
Research. 40, 3767-3774
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Lee, H.K., Yeh, Y.Y., Chen, W.M. (2006). Cancer risk analysis and assessment
of trihalomethanes in drinking water. Stochastic Environmental Research and
Risk Assessment, Volume 21, Number 1, Pages 1-13.
Lévesque, B., Ayotte, P., Leblanc, A., Dewailly, É., Prud’Homme, D., Lavoie,
R., Allaire, S. y Levallois, P. (1994). Evaluation of dermal and respiratory
chloroform exposure in humans. J. of Environmental Health Perspective. 102,
1082-1087.
Lin, T.F. and Hoang, S.W. (2000) Inhalation exposure to THMs from drinking
water in south Taiwan. Sci Total Environ 246:41–49
Lin, C.F., Lin, T.Y. and Hao, O.J. (2000). Effects of humic substances
characteristic on UF performance. J. of Water Research. 34(4), 1097-1106.
Manahan, E.S. (2000). Environmental Chemistry. 7th Edition. Lewis Publishers.
Marhaba, T. and Pipada, N. (2000). Coagulation: effectiveness in removing
dissolved organic matter fractions. J. of Environmental Engineering Science.
17(2), 107-115.
Martínez, A. (Septiembre, 2006). Contaminación del río Fonseca, un caso
pendiente.
La
Prensa
[Online].Dirección:http://wwwni.laprensa.com.ni/archivo/2006/septiembre
McGeehin, M.A., Reif, J.S., Becher, J.C. and Mangione, E.J. (1993). Casecontrol study of bladder cancer and water disinfection methods in Colorado. J.
of Epidemiology. 138, 492-501.
Milot, J. (1999). Estimation de la présence de trihalométhanes dans l’eau
potable par différentes approches de modélisation. Thesis. Université Laval.
Québec, Canada. 90 pp.
Mougdal, C.J., Lipscomb, J.C., Bruce, R.M. (2000). Potential health effect of
drinking water disinfection by-products using quantitative structures toxicity
relationship. J. Toxicology. 147, 109-131
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
National Cancer Institute NCI. (1976). Report on the carcinogenesis bioassay of
chloroform. NCI-CG-TR-155.
Nieuwenhuijsen, M.J. (2005). Adverse reproductive health effects of exposure
to chlorination disinfection by products. Global Nest. 7, 1-15.
Nissinen, T.K., Miettinen, P.J., Martikainen, P.J., Vartiainen, T. (2002).
Disinfection by-products in finnish drinking waters. J. Chemosphere. 48, 9-20
National Toxicology Program NTP. (1985). Toxicity and carcinogenesis studies
of chlorodibromomethane in F344/N rats and B6C3F1 mice (gavage studies).
Technical report Nº 282. EEUU. 174 pp.
National Toxicology Program NTP. (1987). Toxicity and carcinogenesis studies
of bromodichloromethane in F344/N rats and B6C3F1 mice (gavage studies).
Technical report Nº 321. EEUU. 248 pp.
National Toxicology Program NTP. (1989). Toxicity and carcinogenesis studies
of bromoform in F344/N rats and B6C3F1 mice (gavage studies). Technical
report Nº 350. EEUU. 194 pp.
Owen, D.M., Amy, G.K., Chowdhury, Z.K., Paode, R., McCoy, G. and Viscosil,
K. (1995). NOM characterization and treatability. J. of American Water Work
Association. 87, 72-78.
Oxenford, J.L. (1996) Disinfection by-products: current practices and future
directions. En Disinfection by-products in water treatment. Ch. 1. CRC. Boca
Raton, FL, EEUU. pp. 3-16.
Pérez, M. (2004). Biodiversidad: Aspectos conceptuales, análisis numérico y
monitoreo. Managua, Nicaragua.
Peters, R.J., Deleer, E.W. and Degalan, L. (1990). Dihaloacetonitriles in Dutch
drinking waters. J. of Water Research. 24, 797–800.
Pietsch, J., Sacher, F., Schmidt, W. and Brauch, H.J. (2001). Polar nitrogen
compounds and their behavior in the drinking water treatment process. J. of
Water Research. 35, 3537–3544.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Ramírez, Q.F. (2005). Desinfección del Agua con Cloro y Cloraminas. Revista
Técnica Industrial. 260, 54-63. Colegio de Ingenieros Técnicos Industriales
(CETILL). España.
Richardson, S.D. (2003). Disinfection by-products and other emerging
contaminants in drinking water. J. of Trends Analytical Chemistry. 22, 666–684.
Rodriguez MJ, Vinette Y, Serodes JB, Bouchard C. Trihalomethanes in drinking
water of Greater Quebec Region (Canada): occurrence, variations and
modelling. Environ Monit Assess 2003; 89:69 – 93.
Rodríguez, M.J. and Rodríguez, G. (2007).Subproductos de la desinfección del
agua potable: Formación, aspectos sanitarios y reglamentación. 32(11), ISSN
0378-1844.
Rojas, R. (2002). Guía para la vigilancia y control de la calidad del agua para
consumo humano. Organización Panamericana de la Salud (OPS). Centro
Panamericano de Ingeniería y Ciencias del Ambiente (CEPIS). Lima, Perú. 4-9.
Romero, J. (1985). Potabilización del agua. 2da Edición. Editorial Alfa Omega.
Colombia.
Romero, J. (1999). Calidad del agua. 2da Edición. Editorial Alfa Omega. Mexico.
Rook, J., Formation of haloforms during chlorination of natural waters, J. Soc.
Water Treat. 1974.
Santé, C. (1998) Eau chlorée et effets sur la santé. Gouvernement du Canada.
Otawa, Canadá. 20 pp.
Savitz, D.A., Andrews, K.W. and Pastore, L.M. (1995). Drinking water and
pregnancy outcome in Central North Carolina: Sources, amount and
trihalomethane levels. J. of Environmental Health Perspectives. 103, 592-596.
Sawyer, C.N., McCarty, P.L. and Parkin, G.F. (2000). Química para Ingeniería
Ambiental. Editorial McGraw Hill. 4ta Edición. Bogotá, Colombia. 532-549.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Schaefer, W. (1992). Public Health Engineering. Delft University of Technology.
Lusaka, Zambia.
Singer, P.C. (1999). Humic substances as precursors for potentially harmful
disinfection by-products. J. of Water Science Technology. 40(9), 25-30.
Stevens, A.A., Slocum, C.J., Seeger, D.R. and Roberts, G.G. (1976).
Chlorination of organics in drinking water. J. of American Water Work
Association. 615-620.
Stevenson, F.J. (1982). Humus Chemistry. Genesis, Composition, Reactions.
New York, John Wiley and Sons. 443-445.
Swan, S.H., Waller, K., Hopkins, B., Windham, G., Fenster, L., Schaefer, C.,
Neutra, R.R. (1998.) A prospective study of spontaneous abortion: relation to
amount and source of drinking water consumed in early pregnancy. J. of
Epidemiology. 9,126-133.
Takanashi, H., Urano, K., Hirata, M., Hano, T., Ohgaki, S. (2001). Method for
measuring mutagen formation potencial (MFP) on chlorination as a new water
quality index. J. Water Research. 35(7), 1627-1634.
Thurman, E.M. and Malcom, R.L. (1981). Isolation of natural organic matter by
resin adsorption. J. of Environmental Science and Technology. 15(4), 463-466.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (1989) Risk assessment
guidance for superfund. USEPA, Washington DC
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (1996). Drinking water
regulations and health advisories. EPA 822-B-96-002.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (1997) Exposure factors
handbook. USEPA, Washington DC.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA (1998). National Primary
Drinking Water Regulations: Disinfectants and Disinfection Byproducts; Final
Rule, Federal Register, 63, 6932, 1998.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA (1999a). Microbial and
disinfection by-product rules - simultaneous compliance guidance manual. US
Environmental Protection Agency. Doc. EPA 815-R-99-015.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (1999b). Enhanced
coagulation and enhanced precipitative softening guidance manual.
Environmental Protection Agency. United States. Office of Water. EPA 815-R99-012.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (1999c) Guidelines for
carcinogen risk assessment. Risk Assessment Forum, U.S. Environmental
Protection Agency, Washington DC. NCEA-F-0644
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (2002) Integrated risk
information system (electronic data base). U.S. Environmental Protection
Agency, Washington DC. Available on Internet at: http://www.epa.gov/iris
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (2003a) Risk assessment
information system (electronic data base). U.S. Environmental Protection
Agency, Washington DC. Available on Internet at: http://www.cfpub.epa.gov/iris
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (2003b) National Primary
Drinking Water Regulations. EPA 816-F-03-016.
U.S. Environmental Protection Agency. USEPA. (2005) Guidelines for
Carcinogen Risk Assessment. Risk Assessment Forum U.S. Environmental
Protection Agency Washington, DC.
Vedat Uyak. (2006). Multi-pathway risk assessment of trihalomethanes
exposure in Istanbul drinking water supplies. Environment International. Volume
32, Issue 1, Pages 12-21
Vilge-Ritter, A., Masion, A., Boulange, T., Rybacki, D. and Bottero, J.Y. (1999).
Removal of natural organic matter by coagulation-flocculation: A pyrolysis-GCMS study. J. of Environmental Science and Technology. 33, 3027–3032.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Vinette, Y. (2001) Évolution spatio-temporelle et modélisation des
trihalométhanes dans les réseaux de distribution d’eau potable de la région de
Québec. Thesis. Université Laval. Canadá. 90 pp.
Visco, G., Campanella, L. and Nobili, V. (2004). Organic carbons and TOC in
waters: An overview of the international norm for its measurements.
Microchemical Journal. 79, 185– 191.
Wallace, L.A. (1997). Human exposure and body burden for chloroform and
other trihalomethanes. J. of Critical Review Environmental Science Technology.
27, 113-194.
Waller, K., Swan, SH., DeLorenze, G.
and Hopkins, B. (1998).
Trihalomethanes in drinking water and spontaneous abortion. J. of
Epidemiology. 9, 134-140.
Wang, Gen-Shuh., Deng, Ya-Chen., Lin, Tsair-Fuh. (2007). Cancer risk
assessment from trihalomethanes in drinking water. Science of the Total
Environment. Volume 387, Issues 1-3, 15, Pages 86-95.
Weisel, C.P., Jo, W.K. (1996) Ingestion, inhalation and dermal exposure to
chloroform andtrichlor oethene from tap water. Environ Health Perspect
104:48–51
Weisel, C.P., Kim, H., Haltmeier, P., Klotz, J.B. (1999) Exposure estimates to
disinfection by-products of chlorinated drinking water. Environ Health Perspect
107:103–110
Westerhoff, P., and Mash, H. (2002). Dissolved organic nitrogen in drinking
water supplies: a review. AQUA 51, 415–448.
Williams, D., LeBel, G.L. and Benoit, F. (1997). Disinfection by-products in
Canadian drinking water. J. of Chemosphere. 299-316.
World Health Organization. WHO. (1998). Drinking Water Guidelines and
Standards. Geneva, Switzerland.
Capítulo VII
World Health Organization.
Switzerland.
Referencias Bibliográficas
WHO. (2004). CHLOROFORM. Geneva,
World Health Organization. WHO. (1985). Guidelines for drinking water quality.
Vol. 2. Health Criteria and Other Supporting Information, Geneva, Switzerland.
Xie, Y.F. (2004). Disinfection by-products in drinking water: Formation, analysis
and control. Lewis Publishers. USA.
Yang, C.Y., Chiu, H.F., Cheng, M.F., Tsai, S.S. (1998). Chlorination of drinking
water and cancer mortality in Taiwan. Environ Res; 78:1–6.
Capítulo VII
Referencias Bibliográficas
Sitios Web Visitados:
Alcaldía de Boaco. Mapa de Boaco. Visitado: 18 de Agosto 2008. Disponible
en: http://www.alcaldiaboaco.gob.ni/mapas.shtml?apc=b1m1--&x=1363758
Instituto Nicaragüense de Estadística y Censo INEC. 2005. VIII Censo de
Población y IV de Vivienda. Resumen Censal. Nicaragua. Visitado: 13 de
Mayo 2008. Disponible en:
http://www.inide.gob.ni/censos2005/ResumenCensal/RESUMENCENSAL.pdf
Instituto Nicaragüense de Fomento Municipal INIFOM.(2007). Ficha Municipal
de Boaco. Nicaragua. Visitado: 05 de Mayo 2008. Disponible en:
http://www.inifom.gob.ni/municipios/documentos/BOACO/boaco.pdf
Leanza, Luis N., Parente, Jorge., Soto, Marisabel. “Evolución del Contenido
De Nitratos En El Agua Subterránea De La Ciudad De Campana”. Situación
Ambiental en Argentina. Revista Avances en Energías Renovables Y Medio
Ambiente De La Asociación Argentina. Visitado: 15 de Marzo 2008.
Disponible en: http://www.dsostenible.com.ar/situacion/nitratoscampana.html
Mineria e Hidrosfera. Visitado: 15 de Abril 2008.
Disponible en: http://www.uclm.es/users/higueras/MAM/MMAM3.htm
Organización Mundial de la Salud. Chemical aspects.
Visitado: 24 de Marzo 2008.
Disponible en: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3_8.pdf
Organización Mundial de la Salud. Guías para la calidad del agua potable.
Visitado: 03 de Mayo 2008.Disponible en:
http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3rev/es/index.html
Puerto Rodríguez, Asela, Sardiña Peña, Olivia., Romero Placeres, Manuel.
Nitritos y Nitratos. Afectación a la salud. Visitado: 22 de Abril 2008. Disponible
en: http://www.inhem.sld.cu/Publicaciones/NITRITOS%20Y%20NITRATOS.pdf
ANEXOS
ANEXOS
ANEXO A
Normas de Calidad del Agua
A.1 Normas para el Consumo Humano del Agua del CAPRE
Tabla A.1 Parámetros Organolépticos.
Parámetros
Unidad
Valor
Recomendado
Valor
Máximo
Admisible
Color Verdadero
mg (Pt-Co)
1
15
Turbiedad
NTU
1
5
Fuente: CAPRE, 2000.
Tabla A.2 Parámetros Físico-Químicos.
Valor
Recomendado
Valor Máximo
Admisible
C
18 a 30
-
pH
Valor pH
6,5 a 8,5
-
C l o r o R e si d u a l
mg/l
0,5 a 1,0
5*
Cloruros
mg/l
25
250
Conductividad
µS/cm
400
-
Dureza
mg/l CaCO3
400
-
Sulfatos
mg/l CaCO3
25
250
Sólidos Totales
Disueltos
mg/l
-
1000
Parámetros
Temperatura
Unidad
0
Fuente: CAPRE, 2000.
*Con base a evidencias científicas, las cuales han demostrado que este valor residual no afecta la salud.
ANEXOS
Tabla A.3 Parámetros para sustancias no deseadas.
Parámetros
Unidad
Valor
Recomendado
Valor Máximo
Admisible
Nitratos (NO3-1)
mg/l
25
50
Nitritos(NO2-1)
mg/l
-
0,1 – 3,0
Amonio
mg/l
0,05
0,5
Fuente: CAPRE, 2000.
A.2 Regla de Subproductos de la Desinfección (DBPR)
Tabla A.4 MCLGs para la Fase 1 DBPR.
Contaminantes
Nivel
Bromoformo
0 mg/l
Cloroformo
0 mg/l
Bromo-di-cloro-metano
0 mg/l
Di-bromo-cloro-metano
0,06 mg/l
Ácido Di-cloro-acético
0 mg/l
Ácido Tri-cloro-acético
0,3 mg/l
Bromato
0 mg/l
Clorato
0,8 mg/l
Fuente: USEPA, 1998.
ANEXOS
Tabla A.5 MRDLGs para el DBPR.
Contaminantes
Nivel
Cloro (como Cl2)
4 mg/l
Cloramina (como Cl2)
4 mg/l
Dióxido del cloro (como
ClO2)
0,8 mg/l
Fuente: USEPA, 1998.
Tabla A.6 MCLs para la Fase 1 y 2 DBPR.
Contaminantes
Nivel
Trihalometanos total
(TTHM)
0,080 mg/l
Ácidos Halo acéticos
(HAA)
0,060 mg/l
Bromato
0,010 mg/l
Clorito
1,0 mg/l
Fuente: USEPA, 1998.
Tabla A.7 MRDLs para el DBPR.
Nivel
Contaminantes
Cloro (como Cl2)
4 mg/l
Cloraminas (como Cl2)
4 mg/l
Dióxido del cloro (como ClO2)
0,8 mg/l
Fuente: USEPA, 1998.
ANEXOS
ANEXO B
Métodos para la Determinación de Parámetros
B.1. Métodos para la Determinación de Parámetros Organolépticos
B.1.1 Color Real
ANEXOS
B.1.2 Turbiedad (0 a 999 NTU)
Este parámetro es determinado usando el Turbidímetro 2010P “HACH”. Este
dispositivo fue previamente calibrado por la fábrica con formazin para la primera
vez que debería ser usado. Se recoge la muestra y se coloca en una celda del
2100P hasta la línea (cerca de 15 ml) teniendo cuidado de manipular la celda por
la parte superior tapando la celda. A continuación se procede con los siguientes
pasos:
1. Limpiar la celda con una tela suave y sin hilachas, para quitar gotas de
agua y huellas digitales.
2. Aplicar una capa fina de aceite de silicona. Limpiar con una tela suave para
obtener una capa más fina en toda la superficie.
3. Presionar el botón 1/0. El instrumento se enciende, se coloca el instrumento
en una superficie plana y firme.
4. Se pone la celda de la muestra en el compartimiento del instrumento de tal
manera que las marcas de la celda y el compartimiento coincidan.
5. Escoger selección de rango manual o automática presionando RANGE,
cuando el instrumento esta en selección automática de rango la pantalla
mostrará: AUTORNG.
6. Se selecciona el modo de señal promedio presionando SIGNAL AVERAGE.
La pantalla mostrará SIG AVG, cuando el instrumento esté usando
ANEXOS
promedio de señal. Usar el modo de señal promedio, si la muestra causa
una señal ruidosa (la pantalla cambia constantemente).
7. Presionar READ. La pantalla mostrará la turbidez en NTU. Apuntar la
turbidez después de que se apaga la luz.
B.2. Métodos para la Determinación de Parámetros Físico-Químicos
B.2.1. Temperatura.
Este parámetro se mide en el momento de la toma de las muestras. Usando un
termómetro o leyendo el valor en el pH metro "HACH”.
B.2.2. pH.
Este parámetro es medido en el momento que la muestra fue tomada usando la
combinación del método pH electrodo y un medidor portátil EC 10 USEPA. El
procedimiento es el siguiente:
1. Presionar el botón dispensador una vez (hasta que haga click).
2. Enjuague bien con agua de desmineralizada y seque. Poner el electrodo
en el contenedor de la muestra.
3. Apuntar el valor del pH cuando la pantalla esté estable.
4. Enjuagar el electrodo completamente con agua desmineralizada y secarlo
bien.
B.2.3. Potencial Redox
Se mide en el tiempo que la toma de muestra. Se utiliza el pH metro con electro de
Potencial Redox EC 10 USEPA. El procedimiento es el siguiente:
1. Presionar el botón dispensador una vez (hasta que haga click).
ANEXOS
2. Enjuague bien con agua desmineralizada.
3. Colocar el electrodo en el contenedor con la muestra.
4. Apuntar el valor del potencial redox cuando la pantalla esté estable.
5. Enjuagar el electrodo completamente con agua desmineralizada y secarlo
bien.
B.2.4. Conductividad.
Este parámetro es determinado usando el Conductivímetro 2010P “HACH”, y es
medido en el momento que la muestra fue tomada. El procedimiento es el
siguiente:
1. Presionar el botón on/off una vez.
2. Enjuague con agua destilada el electrodo y seque bien.
3. Introduzca el electrodo dentro del contenedor de muestra, asegurando que
esté bien sumergido y presione READ.
4. Anote el valor de conductividad cuando la pantalla es estable.
5. Enjuague el electrodo completamente y seque.
B.2.5. Sólidos Totales Disueltos.
Este parámetro es determinado usando el Conductivímetro 2010P “HACH”, y es
medido en el momento que la toma de muestra. El procedimiento es el siguiente:
1. Presionar el botón on/off una vez.
2. Enjuague con agua destilada.
3. Introduzca el electrodo dentro del contenedor de muestra, asegurando que
esté bien sumergido y presione READ.
ANEXOS
4. Anote el valor de STD cuando la pantalla es estable. (La compensación
automática de temperatura corrige los cambios de temperatura)
5. Enjuague el electrodo y seque.
B.2.6. Alcalinidad: Método de Titulación (SM2320).
Discusión general
a) Principio: Los iones hidróxilo presente en una muestra como resultado de la
disociación o hidrólisis de los solutos reaccionan con las adiciones de ácidos
estándar. Por tanto, la alcalinidad depende del pH de punto final utilizado. Para
conocer los métodos de determinación de puntos de inflexión a partir de curvas
de titulación a puntos finales de pH fijados. Para muestra de alcalinidad baja
(menos de 20 mg de CaCO3/l), utilícese una técnica de extrapolación basada
en la proporcionalidad cercana de la concentración de hidrogeniones y el
exceso de reactivo más allá del punto de equivalencia. Se mide con precisión
la cantidad de ácido estándar requerida para reducir el pH exactamente en
0,30 unidades. Como este cambio del pH corresponde a una duplicación
exacta de la concentración de hidrogeniones, puede hacerse una extrapolación
simple para el punto de equivalencia.
b) Puntos finales: Cuando la alcalinidad se debe enteramente al contenido de
carbonato o bicarbonato, el pH en el punto de equivalencia de la titulación se
determina en función de la concentración de dióxido de carbono (CO2) en esta
fase. Esta concentración depende, a su vez, del tipo de carbonato total nativo
existente y de cualquier pérdida que pueda haberse producido durante la
titulación. Como puntos de equivalencia de las concentraciones de alcalinidad
correspondientes, en mg de CaCO3/l, se sugieren los valores de pH que se
expresan a continuación. Alcalinidad de fenolftaleína es un término empleado
tradicionalmente para designar la cantidad medida mediante titulación a pH
8,3, independientemente del indicador de color utilizado en su caso para la
determinación. Las llamativas variaciones de color producidas por el púrpura
de metacresol (pH 8,3) y el verde de bromocresol (pH 4,5) conceden utilidad
estos indicadores para la titulación de alcalinidad.
c) Interferencias: Los jabones, las materias oleosas y los sólidos en
suspensión o precipitados pueden recubrir el electrodo de vidrio y causar una
ANEXOS
respuesta retardada. Déjense un tiempo adicional entre las adiciones del
reactivo para permitir que el electrodo recupere el equilibrio, o límpiese éste en
su caso. No se debe filtrar, diluir, concentrar o alternar la muestra.
d) Selección del método: determínese la alcalinidad de la muestra a partir del
volumen de ácido estándar requerido para titular una porción a un pH
determinado. Titúlese a temperatura ambiente con un medidor de pH
adecuadamente calibrado o un titulador eléctrico, o utilizando indicadores de
color. Infórmese de una alcalinidad menor de 20 mg de CaCO3 solamente si ha
sido determinada por el método de alcalinidad baja. Confecciónese una curva
de titulación para estandarización de loes reactivos. Los indicadores de color
puede utilizarse para titulaciones habituales y de control en ausencia de color y
turbidez que puedan interferir, y en titulaciones preliminares para seleccionar el
tamaño de la muestra y la potencia del reactivo.
e) Tamaño de la muestra: Véase la sección de Acidez. 1e para seleccionar el
tamaño de la muestra que va a titularse y la normalidad del reactivo,
sustituyendo ácido sulfúrico (H2SO4) o clorhídrico (HCl) 0,02 ó 0,1 N por el
álcali estándar de este método. Si se sigue el método de alcalinidad baja,
titúlese una muestra de 20 ml con H2SO4 0,02 N, a partir de una bureta de 10
ml.
f) Toma de muestras y conservación: Recójanse las muestras en botellas de
polietileno o vidrio borosilicato y consérvense a baja temperatura. Llénense las
botellas por completo y tápense herméticamente.
Aparatos.
a) Titulador electrométrico: Utilícese cualquier medidor de pH disponible en el
mercado o un titulador electrolítico provisto de un electrodo de cristal y que
pueda ser leído hasta unidades de pH 0,05. Estandarícese y equilíbrese con
arreglo a las instrucciones del fabricante. Debe presentarse una especial
atención a la compensación de la temperatura y al cuidado del electrodo. Si la
temperatura no se compensa de forma automática, titúlese a 25 ± 5 °C.
b) Vaso de titulación: Su tamaño y forma dependerán de los electrodos y del
tamaño de la muestra. El espacio queda libre sobre la muestra debe ser lo más
reducido posible, dejando sitio para el reactivo y la inmersión completa de la
porción indicadora de los electrodos. Para electrodos de tamaño convencional,
ANEXOS
llénese un vaso Berzelius sin ranuras, de tipo alto con una capacidad de 200
ml. Colóquese un tapón con tres orificios, para ajustar los dos electrodos y la
bureta. Con un electrodo miniatura de combinación vidrio-referencia, empléese
un erlenmeyer de 1250 ó 250 ml con un tapón de dos orificios.
c) Agitador magnético
d) Pipeta volumétricas
e) Matraces volumétricos, 1000, 200, 100 ml
f) Buretas, cristal borosilicato, 50, 25 y 10 ml
g) Botella de poliolefina, 1 l
Reactivos.
a) Solución de carbonato sódico, aproximadamente 0,05 N: Séquense entre 3
y 5 gr de Na2CO3 estándar primario a 250 °C durante 4 h y enfríense en
desecador. Se pesan 2,5 ± 0,2 gr (miligrámicos) y se transfiere a un matraz
volumétrico de 1 litro, llenando hasta la marca con agua destilada y mezclando
el reactivo. No debe conservarse más de una semana.
b) Ácido sulfúrico o clorhídrico estándar, 0,1 N: Prepárese la solución ácida de
normalidad aproximada a la indicada en preparación de reactivos de mesa.
Estandarícese frente a una solución de 40 ml de Na2CO3 0,05 N en probeta,
con unos 60 ml de agua, titulando potenciométricamente a un pH aproximado
de 5. Elévense los electrodos, enjuáguense en la misma probeta y háganse
hervir suavemente durante 3-5 min. cubriendo con un vidrio de reloj. Enfríese a
temperatura ambiente, enjuáguese el cristal en la probeta y conclúyase la
operación titulando en el punto de inflexión de pH. Calcúlese la normalidad.
Normalidad =
AxB
53.00 x C
Donde:
A = g de Na2CO3, pesados en matraz de 1 l.
B = ml de solución de Na2CO3 tomados para titulación.
C = ml de ácido empleados.
(B.1)
ANEXOS
c) Utilícese la normalidad medida en los cálculos o ajústese a 0,1000 N; 1 ml
de solución 0,1000 N = 5,0 mg de CaCO3.
d) Ácido sulfúrico o clorhídrico estándar, 0,02 N: Dilúyanse 200,0 ml de ácido
estándar 0,1000 N hasta 1000 ml de agua destilada o desionizada.
Estandarícese mediante titulación potenciométrica de 15,0 ml de Na2CO3 0,05
N, donde 1 ml = 1,0 mg de CaCO3.
e) Solución indicadora de verde de bromocresol, indicador de pH 4,5:
Disuélvanse 100 mg de púrpura de verde de bromocresol, sal sódica, en 100
ml de agua destilada.
f) Solución indicadora de púrpura de metacresol, indicador de pH 8,3:
Disuélvanse 10 mg de púrpura de metacresol en 100 ml de agua.
g) Solución alcohólica de fenolftaleína, indicada a pH 8,3.
h) Tiosulfato sódico, 0,1 N: Dilúyanse 25 g de NaS2O3 • 5H2O y disuélvanse
hasta 1000 ml en agua destilada.
Procedimiento.
a) Cambio de Color: Selecciónese el tamaño y la normalidad de la muestra
titulando según los criterios indicados en el apartado 1e. Ajústese la muestra a
la temperatura ambiente se es necesario, y vacíese con pipeta en un
erlenmeyer, manteniendo la punta de la pipeta cerca del fondo del matraz. Si
existe cloro residual libre, añádanse 0,05 ml (dos gota) de solución de Na2S2O3
0,1 M, o destrúyase mediante la aplicación de rayos ultravioleta. Añádanse 0,2
ml (cinco gotas) de solución indicadora y titúlese sobre la superficie blanca
hasta conseguir un cambio de color persistente, característico del punto de
equivalente. Puede emplearse las soluciones o los sólidos indicadores que se
encuentran disponibles en el mercado diseñados para margen adecuado de pH
(3,7 u 8,3). investíguese el color de la misma cantidad a una solución tampón
al pH designado.
ANEXOS
Cálculo.
a) Titulación potenciométrica a pH de punto final:
Alcalinidad, mg CaCO3/l=
A × N × 50000
ml de muestra.
(B.2)
Donde:
A = ml utilizados de ácidos estándar.
B = normalidad de ácido estándar.
B.2.7. Dureza: Método de titulométrico de EDTA(SM 2343).
Discusión general.
a) Principio: El ácido etilendiaminotetracético y sus sales de sodio (EDTA)
forman un complejo de quelato soluble al añadirse a las soluciones de algunos
cationes metálicos. Si a una solución acuosa que contenga iones calcio y
magnesio a un pH de 10 ± 0,1 se añade una pequeña cantidad de colorante,
como negro de eriocromo T o calmadita, la solución toma un color rojo vino. Si
se añade EDTA como reactivo de titulación los iones de calcio y magnesio
formarán un complejo, y, cuando todos estos iones estén incluidos en dicho
complejo, la solución cambiará de rojo vino al azul, señalando el punto final de
la titulación. Para obtener un punto final satisfactorio han de estar presente los
iones de magnesio. Para asegurar esta presencia, se añade al tampón una
pequeña cantidad de sal magnésica de EDTA, neutra desde el punto de vista
complexométrico; de este modo se introduce automáticamente una cantidad
suficiente de magnesio y evita la necesidad de una corrección de blanco. La
nitidez de punto final aumento con los incrementos de pH. Sin embargo, el pH
no puede aumentar indefinidamente debido al peligro de precipitación de
carbonato cálcico (CaCO3) o hidróxido magnésico, Mg(OH)2 y porque la
tentación cambia de color a pH alto. El valor de pH especificado de 10 ± 0,1
constituye una solución satisfactoria. Se fija un límite de cinco minutos de
duración para la titulación, a fin de reproducir al mínimo la tendencia a la
precipitación de CaCO3.
b) Interferencia: Algunos iones metálicos interfieren produciendo puntos finales
débiles o indiferenciados, o provocando un consumo estequiométrico de EDTA.
ANEXOS
Redúzcase esta interferencia añadiendo algunos inhibidores antes de la
titulación. El Mg-EDTA secuestra selectivamente a los metales pesados, libera
magnesio en la muestra y puede utilizarse como sustituto de inhibidores
tóxicos o malolientes. Solamente es útil cuando el magnesio sustituido por los
metales pesados no contribuye significativamente a la dureza total. Las
materias orgánicas coloidales o en suspensión también pueden interferir en el
punto final. Elimínese la interferencia mediante evaporación de la muestra por
secado en baño de vapor y calentamiento en horno mufla a 550 °C hasta que
se produzca la oxidación completa de la materia orgánica. Dilúyase el residuo
en 20 ml de ácido clorhídrico (HCl) 1 N, neutralícese pH 7 con hidróxido sódico
(NaOH) 1N y complétese hasta 50 ml con agua destilada; enfríese a
temperatura ambiente y continúese de acuerdo con el procedimiento general.
c) Precauciones en la titulación: Practíquese la titulación a la temperatura
ambiente. El cambio de color se hace demasiado lento a medida que la
muestra se acerca a la temperatura de congelación. La descomposición del
indicador llega a constituir un problema cuando se emplea agua caliente. El pH
especificado puede producir un ambiente propicio a la precipitación del CaCO3.
Aunque el titulante disuelve lentamente estos precipitado, un punto final
desviado suele proporcionar resultados pobres. La realización de la titulación
en cinco minutos reduce el mínimo la tendencia a precipitar el CaCO3.
Reactivos.
a) Solución tampón: Disuélvanse 16,9 gr de cloruro amónico (NH4Cl) en 143
ml de hidróxido de amonio (NH4Cl) conc. Añádase 1,25 gr de sal de magnesio
de EDTA y dilúyase hasta 250 ml de agua destilada.
Si no se dispone de sal de magnesio de EDTA, disuélvase 1,179 gr de sal
disódica de ácido etilendiaminotetraacético dihidrato y 780 mg de sulfato de
magnésico (MgSO4 • 7H2O) o 644 mg de cloruro de magnésico (MgCl2 •
6H2O) en 50 ml de agua destilada. Para alcanzar la máxima exactitud,
ajústese a equivalente exacto por medio de la adición de una pequeña
cantidad de EDTA, MgCl2 o MgSO4. Consérvense las soluciones 1) y 2) en un
recipiente plástico o de vidrio borosilicato, durante un período no superior a un
mes. Tapónese herméticamente para evitar pérdidas de amoníaco (NH3) o
captura de dióxido de carbono (CO2). Manipúlese la solución tampón mediante
una pipeta de bulbo. Se prescindirá del tampón cuando, al añadirse 1 ó 2 ml a
ANEXOS
la muestra, éstos no puedan producir un pH de 10,0 ± 0,1 en el punto final de
la titulación.
También puede adquirirse en el mercado tampones inodoros, los cuales
constituyen una alternativa satisfactoria. Contienen sal de magnesio de EDTA y
tienen la ventaja de ser relativamente inodoros y más estables que los
tampones de NH4Cl-NH4OH. Por lo general, los tampones inodoros no
proporcionan un punto final tan favorable como los de NH4Cl-NH4OH. A causa
de su reacción mas lenta, y pueden resultar inútiles cuando el método está
automatizado. Prepárese uno de esos tampones mezclando 55 ml de HCl
conc. con 400ml de agua destilada y a continuación añádase, lentamente y
agitándolo, 300 ml de 2-aminoetanol (libre de aluminio y metales pesados).
Agréguense 5,0 gr de sal de magnesio de EDTA y dilúyase hasta 1 l de agua
destilada.
b) Indicadores: se han propuesto muchos tipos de soluciones indicadoras, que
pueden utilizarse si el analista demuestra que proporcionan valores exactos. El
principal problema que presentan estas soluciones es que se deterioran con el
tiempo, produciendo puntos finales poco netos. Por ejemplo, las soluciones
alcalinas de negro de eriocromo T son sensibles a los oxidantes, y sus
soluciones acuosas o alcohólicas son inestables. En general, utilícese la menor
cantidad de indicador para obtener un punto final.
c) Negro de eriocromo T: Sal sódica de ácido 1-(1-hidroxi-2-naftilaza)-5-nitro2-naftol-4-sulfónico. Disuélvase 0,5 gr de colorante en 100 gr de 2,2´, 2´´nitrilotrietanol (también llamado trietanolamina) o 2-metoximetanol (también
llamado etilenglicol-monometiléter). Añádanse 2 gotas por 50 ml de solución a
titular. Si es necesario, ajústese el volumen.
d) Titulante EDTA estándar, 0,01 M: Se pesan 3,723 gr de
etilendiaminotetracetato disódico trihidrato, grado de reactivo analítico, también
llamado (etilenodinitrilo) sal disódica del ácido tetraacético (EDTA), a
continuación se disuelve en agua destilada hasta 1000 ml. Estandarícese
frente a solución de calcio estándar (2d) como se describe más adelante
(apartado 3a). El titulante extrae cationes productores de dureza de los
recipientes de vidrio blando, por lo que debe conservarse en frasco de
polietileno (preferible) o vidrio borosilicato. El deterioro gradual se compensa
mediante la reestandarización periódica y la utilización de un factor de
corrección adecuado.
ANEXOS
e) Solución de calcio estándar: Se pesan 1,00 gr de polvo de CaCO3.Anhidro
(estándar principal o reactivo especial, bajo metales pesados, álcalisis y
magnesio) en un erlenmeyer de 500 ml. Colóquese un embudo en el cuello del
matraz y añádase, poco a poco, 1 + 1 HCl hasta la disolución total de CaCO3.
Apándese 200 ml de agua destilada y hágase hervir durante unos minutos para
expeler el CO2. Enfríese, añádanse unas gotas de indicador rojo de metilo y
ajústese al color naranja intermedio por adición de NH4OH 3N o 1 + 1 HCl,
según se requiera. Transvásese cuantitativamente y dilúyase hasta 1000 ml
con agua destilada; 1 ml = 1,0 mg de CaCO3.
f) Hidróxido sódico, NaOH, 0,1 N.
Procedimiento.
a) Titulación de muestras: Selecciónese un volumen de muestra que requiera
menos de 15 ml de reactivo EDTA y realícese la titulación en cinco minutos,
medidos a partir del momento de la adición del tampón. Dilúyanse 25,0 ml de
muestra hasta alrededor de 50 ml de agua destilada en una batea de porcelana
u otro recipiente adecuado. Añádase entre 1 y 2 ml de solución tampón. Por lo
general, 1 ml será suficiente para dar un pH de 10,0 a 10,1. La ausencia de un
cambio de color de punto final neto en la titulación suele significar la necesidad
de un inhibidor en este punto, o que el indicador se ha deteriorado.
b) Añádanse una o dos gotas de solución indicadora o una cantidad adecuada
del reactivo en polvo seco. Poco a poco, añádase titulante EDTA estándar,
removiendo continuamente, hasta que desaparezcan las últimas gotas con
intervalo de 3-5 segundos. En el punto final, la solución suele ser azul. Se
recomienda utilizar luz natura o una lámpara fluorescente de luz día, ya que las
lámparas de incandescencia tiende a producir un matiz rojizo en el azul de
punto final.
Cálculos.
A × B × 1000
Dureza (EDTA) como mg de CaCO3/l = ml de muestra
Donde:
A = ml de titulación para la muestra
B = mg CaCO3 equivalente a 1,0 ml de titulante EDTA.
(B.3)
ANEXOS
B.2.8. Sulfato
ANEXOS
B.2.9. Bromo
ANEXOS
B.2.10.
Cloruros.
Discusión general
a) Principio: En una solución neutra o ligeramente alcalina, el cromato potásico
puede indicar el punto final de la titulación de cloruros con nitrato de plata. Se
precipita cloruro de plata cuantitativamente antes de formarse el cromato de
plata rojo.
b) Interferencias: No interfieren las sustancias en las cantidades encontradas
normalmente en el agua potable. El bromuro, yoduro y cianuro se registran
como las concentraciones equivalentes de cloruro. Los iones sulfuro, tiosulfato
y sulfito interfieren, pero se pueden eliminar con un tratamiento de peroxido de
hidrogeno. El ortofosfato por encima de 25 mg l-1 interfiere por precipitar como
fosfato de plata. El hierro por encima de 10 mg l-1 interfiere por enmascarar el
punto final.
Reactivos
a) Solución indicadora de cromato potásico: Disuélvanse 50 g de K2CrO4 en
un poco de agua destilada. Añádase solución de AgNO3 hasta que se forme un
claro precipitado rojo. Déjese reposar por 12 horas, fíltrese y dilúyase a 1 l con
agua destilada.
b) Titulante de Nitrato de plata patrón 0,0141 M: Disuélvase 2,395 g de AgNO3
en agua estilada y dilúyase a 1000 ml. Estandarícese frente a NaCl por el
procedimiento descrito mas adelante; 1 ml = 500 ug Cl-. Consérvese en frasco
topacio.
c) Cloruro de sodio patrón 0,0141 M: Disuélvanse 824 mg de NaCl (secado a
140°C) en agua destilada y dilúyase a 1 000 ml: 1 ml = 500 ug Cl-.
Reactivos especiales para eliminación de interferencias
a) Suspensión de hidróxido de aluminio: Disuélvanse 125 g de sulfato
alumínico potásico o sulfato alumínico amónico AlK(SO4)2.12H2O o
AlNH4(SO4)2.12H20 en 1 l de agua destilada. Caliéntese a 60° C y añádase 55
ml de hidróxido de amonio concentrado (NH4OH) lentamente y con agitación.
Déjese reposar durante una hora, transfiérase a un frasco grande y lávese el
precipitado por adiciones sucesivas de agua destilada, mezclando bien y
ANEXOS
decantando. Cuando este recién preparada, la suspensión ocupa un volumen
aproximado de 1 l.
b) Solución indicadora de fenolftaleína
c) Hidróxido sódico NaOH 1N
d) Acido Sulfúrico H2SO4 1N
e) Peroxido de hidrogeno H2O2. 30 por 100.
Procedimiento
a) Preparación de la muestra: Utilícese una muestra de 100 ml o una porción
adecuada diluida a 100 ml. Si la muestra tiene mucho color, añádase 3 ml de
suspensión de Al(OH)3, mézclese, déjese sedimentar y fíltrese. Si hubiera
sulfuro, sulfito o tiosulfato presente, añádase 1 ml de H2O2 y agítese durante 1
minuto.
b) Titulación: Valórense directamente las muestras con pH a 7 o 10 con H2SO4
o NaOH, si no estuvieran en esa zona. Añádase 1 ml de solución indicadora de
K2CrO4. Titúlese con AgNO3 patrón hasta un punto final amarillo rosado con un
criterio constante relativo al punto final. Estandarícese el AgNO3 titulante y
establézcase el valor del blanco de reactivos por el método de titulación
descrito anteriormente. Lo usual es un blanco de 0.2 a 0.3 ml.
Cálculos
mg Cl- /l= (A -B) * N * 35,450 / ml de muestra (B.4)
Donde:
A = ml valoración para la muestra
B = ml valoración del blanco
N = normalidad de AgNO3
ANEXOS
B.2.11.
Demanda Química de Oxigeno.
ANEXOS
ANEXOS
B.3. Métodos para la Determinación de Características Orgánicas.
B.3.1. Carbono Orgánico Total
ANEXOS
ANEXOS
B.3.2. UV254 nm: Método de Absorción Ultravioleta (SM 5910).
ANEXOS
B.4. Métodos para la Determinación de Materia Nitrogenada.
B.4.1. Nitritos
ANEXOS
B.4.2. Nitratos
B.4.3. Amonio
ANEXOS
ANEXOS
B.4.4. Nitrógeno Total
ANEXOS
ANEXOS
B.5. Métodos para la Determinación de Subproductos de la Desinfección
(DBP)
B.5.1. Cloro Total
ANEXOS
B.5.2. Cloro Libre
ANEXOS
B.5.3. Trihalometanos
ANEXOS
ANEXOS
ANEXO C
Herramientas de Recolección de Datos
C.1 Ficha de Campo
Fecha:
Hora de Muestreo:
Lugar:
Número de Muestreo:
Parámetros In Situ
Temperatura (°C)
pH
Sólidos Totales Disueltos
(mg l-1)
Conductividad (µsiemens)
Potencial Redox (mV)
Turbiedad (NTU)
Valores Obtenidos
ANEXOS
C.2 Ficha de Laboratorio
Tipo de Agua:
Número de Muestreo:
Fecha:
Hora:
ANTES COAGULACION
Parámetros
DESPUES DE LA COAGULACION
Valores
-1
Parámetros
-1
Color (mg l Pt-Co)
Color (mg l Pt-Co)
Turbiedad (NTU)
Turbiedad (NTU)
Temperatura (°C)
Temperatura (°C)
Conductividad (µsiemens)
Conductividad (µsiemens)
pH
pH
-1
STD (mg l )
STD (mg l-1)
Alcalinidad (mg l-1)
Alcalinidad (mg l-1)
Dureza (mg l-1)
Dureza (mg l-1)
Sulfatos (mg l-1)
Sulfatos (mg l-1)
DQO (mg l-1)
DQO (mg l-1)
Bromo (mg l-1)
Bromo (mg l-1)
Cloruros (mg l-1)
Cloruros (mg l-1)
COT (mg l-1)
COT (mg l-1)
COD (mg l-1)
COD (mg l-1)
Abs UV (cm-1)
Abs UV (cm-1)
SUVA ( l mg-m)
SUVA ( l mg-m)
-1
Nitritos (mg l )
Nitritos (mg l-1)
N-nitritos (mg l-1)
N-nitritos (mg l-1)
Nitratos (mg l-1)
Nitratos (mg l-1)
N-nitratos (mg l-1)
N-nitratos (mg l-1)
Nitrógeno Total (mg l-1)
Nitrógeno Total (mg l-1)
Amonio (mg l-1)
Amonio (mg l-1)
Amoniaco (mg l-1)
Amoniaco (mg l-1)
REDOX (mV)
REDOX (mV)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Dosis Coagulante (mg l-1)
1
2
3
4
5
6
ANEXOS
ANEXO D
TABLAS DE RESULTADOS
D.1 Agua Sintética
Tabla D.1 Experimento 1
Parámetros
Agua Cruda
-1
DESPUES DE LA COAGULACION
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
40,00
0,00
0,00
0,00
1,00
1,00
11,00
Turbiedad (NTU)
35,00
2,00
3,00
3,00
4,00
4,00
4,00
Temperatura (°C)
23,70
24,50
24,10
24,30
24,50
24,40
24,20
pH
7,18
6,75
6,67
5,91
5,17
4,40
4,28
REDOX (mV)
128,40
234,60
252,00
298,40
350,30
387,30
317,60
Conductividad (µsiemens)
283,00
357,00
394,00
503,00
545,00
600,00
665,00
140,00
172,00
191,00
244,00
264,00
290,00
324,00
102,80
100,00
120,00
130,00
140,00
148,00
165,00
130,00
80,00
100,00
150,00
174,00
174,00
179,00
12,00
69,00
94,00
114,00
126,00
220,00
265,00
1,12
0,09
0,06
0,05
0,06
0,07
0,08
8,93
8,93
8,93
8,93
10,72
14,29
18,54
7,00
6,00
5,00
5,00
5,00
1,00
1,00
2,5
0,7
1
1,8
1,7
1,3
2
1,8
0,3
0,4
1
0,9
0,8
1
4,5
3,2
3,5
3,3
3,4
3,3
2,7
1,5
0,9
1,3
1,1
1,2
1
0
0,04
0,03
1,37
1,29
1,33
1,29
1,06
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Dureza (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
0,03
0,02
1,29
1,22
1,26
1,22
1,00
-1
7,9
4,70
5,46
6,07
6,06
5,56
5,66
-1
0,11
0,025
0,02
0,03
0,02
0,02
0,02
-1
2,10
1,30
0,90
0,90
1,10
0,60
1,10
0,70
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,065
0,012
0,009
0,008
0,007
0,007
0,000
9,29
-
-
-
-
-
-
0,00
60,00
100,00
140,00
200,00
300,00
400,00
2
2
2
2
2
2
0,06
0,06
0,04
0,05
0,02
0,09
0
0
0
0
0
0
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
-1
COD (mg l )
-1
Abs UV (cm )
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
-1
Cloro Total (mg l )
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
ANEXOS
Tabla D.2 Experimento 2
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
49,00
35,00
7,00
11,00
0,00
9,00
0,00
Turbiedad (NTU)
38,00
70,00
1,00
1,00
1,00
0,00
0,00
Temperatura (°C)
23,80
25,10
25,00
25,20
25,70
25,30
25,20
pH
7,15
7,10
6,76
6,34
5.85
5,04
4,47
REDOX (mV)
142,40
145,70
183,20
240,60
294,90
340,30
386,74
Conductividad (µsiemens)
274,00
297,00
298,00
301,00
327,00
364,00
407,00
130,00
141,00
142,00
143,00
155,00
173,00
193,00
70,00
46,00
30,00
22,00
18,00
12,00
11,00
Dureza (mg l )
62,00
20,00
16,00
32,00
20,00
36,00
36,00
-1
15,00
17,00
31,00
42,00
48,00
69,00
108,00
130,00
141,00
142,00
143,00
155,00
173,00
193,00
11,61
7,15
5,36
6,25
16,97
11,61
11,00
10,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
2
2
1,9
1,9
1,7
0
1,68
1
1
1
0,9
0,8
0
0,8
2,9
2,8
2,7
2,7
2,5
1,8
2,4
1,8
1,8
1,6
1,6
1,5
1,3
1,5
1,13
1,10
1,06
1,06
0,98
0,00
0,94
Parámetros
-1
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
1,07
1,03
1,00
1,00
0,92
0,00
0,89
-1
5,77
5,78
5,56
5,56
5,15
1,80
5,02
-1
0,06
0,04
0,02
0,02
0,01
0,01
0
-1
2,30
2,20
2,10
1,90
1,40
1,30
0,90
1,40
1,20
1,00
0,50
0,30
0,00
0,30
0,346
0,302
0,030
0,019
0,017
0,024
0,016
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
-1
COD (mg l )
-1
Abs UV (cm )
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
24,71
25,17
3,00
3,80
5,67
-
5,33
0
60,00
100,00
140,00
200,00
300,00
400,00
2
2
2
2
2
2
0,49
0,75
0,88
0,74
0,85
0,90
2
1
1
0
0
0
ANEXOS
Tabla D.3 Experimento 3
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
60,00
10,00
2,00
0,00
0,00
0,00
0,00
Turbiedad (NTU)
42,00
3,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
Temperatura (°C)
24,00
24,60
24,60
24,40
24,20
24,20
24,20
pH
7,03
6,27
5,92
5,34
4,52
4,40
4,23
REDOX (mV)
149,90
283,50
312,10
341,60
377,40
429,90
457,70
Conductividad (µsiemens)
125,00
134,00
141,00
151,00
170,00
194,00
216,00
54,00
30,00
20,00
10,00
8,00
8,00
8,00
44,00
16,00
18,00
26,00
32,00
38,00
40,00
Dureza (mg l )
17,00
33,00
47,00
57,00
78,00
96,00
124,00
-1
17,00
33,00
47,00
57,00
78,00
96,00
124,00
0,05
0,00
0,04
0,04
0,00
0,00
0,03
12,56
7,15
8,04
9,83
13,40
35,73
Mayor de 35
11,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
2
2
2
0
1,79
1,93
1,8
1
0,9
0,9
0
0,6
0,8
0,8
4,6
2,8
2,9
4
2,5
2,6
2,5
2,8
1,6
1,6
1,9
1,4
1,5
1,5
1,80
1,10
1,13
0,00
0,98
1,02
0,98
Parámetros
-1
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
1,70
1,03
1,07
0,00
0,92
0,96
0,92
-1
7,42
5,80
5,89
4,00
5,26
5,48
5,25
-1
0,13
0,06
0,05
0,03
0,03
0,01
0,01
-1
2,50
1,80
1,70
1,80
1,50
1,20
1,00
1,30
0,50
0,30
0,00
0,00
0,00
0,00
Abs UV (cm )
0,467
0,015
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
SUVA ( l mg-m)
35,92
3,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0
60,00
100,00
140,00
200,00
300,00
400,00
2
2
2
2
2
2
0.25
0,33
0,56
0,61
0,88
0,92
5
5
3
3
1
0
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
-1
COD (mg l )
-1
Dosis Coagulante (mg l-1)
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
ANEXOS
Tabla D.4 Experimento 4
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
77,00
8,00
8,00
3,00
2,00
5,00
0,00
Turbiedad (NTU)
49,00
2,00
1,00
2,00
1,00
1,00
1,00
Temperatura (°C)
23,20
23,50
23,80
23,60
23,70
23,60
23,70
pH
7,28
6,44
6,02
5,55
4,62
4,38
4,38
REDOX (mV)
190,80
268,30
283,80
301,50
335,90
343,40
346,30
Conductividad (µsiemens)
248,00
282,00
289,00
325,00
369,00
401,00
403,00
118,00
134,00
137,00
154,00
174,00
191,00
193,00
54,00
24,00
20,00
10,00
8,00
8,00
12,00
Dureza (mg l )
30,00
20,00
20,00
30,00
40,00
40,00
40,00
-1
19,00
32,00
47,00
59,00
88,00
108,00
110,00
0,05
0,03
0,03
0,04
0,04
0,04
0,04
13,40
8,04
8,04
9,83
18,76
41,99
60,75
13,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
1,1
1
1
0,6
1
0,9
0,8
0,5
0,5
0,4
0
0,4
0,3
0,4
2,1
2
2,1
1,1
2
1,8
1,9
1,1
1
1
0
0,9
0,8
0,8
0,82
0,78
0,82
0,00
0,78
0,70
0,74
Parámetros
-1
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
0,78
0,74
0,78
0,00
0,74
0,67
0,70
-1
4,1
3,99
4,08
1,70
3,96
3,64
3,64
-1
0,08
0,05
0,04
0,03
0,02
0
0
-1
2,60
2,10
2,10
2,00
1,90
1,40
1,30
1,20
0,40
0,30
0,00
0,00
0,00
0,00
0,414
0,040
0,037
0,036
0,027
0,032
0,028
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
-1
COD(mg l )
-1
Abs UV (cm )
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
34,50
10,00
12,33
0,00
0,00
0,00
0,00
0
60,00
100,00
140,00
200,00
300,00
400,00
2
2
2
2
2
2
0,10
0,23
0,39
0,51
0,86
0,92
9
8
6
7
3
3
ANEXOS
Tabla D.5 Experimento 5
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
98,00
9,00
4,00
1,00
1,00
0,00
0,00
Turbiedad (NTU)
56,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
Temperatura (°C)
23,90
24,80
25,10
25,00
24,90
24,70
24,70
pH
7,21
6,60
6,33
6,18
6,04
5,79
5,58
REDOX (mV)
220,80
229,90
231,20
232,80
244,10
264,30
269,10
Conductividad (µsiemens)
233,00
268,00
290,00
301,00
325,00
365,00
399,00
113,00
128,00
137,00
143,00
155,00
174,00
192,00
90,90
95,00
103,00
112,00
126,00
145,00
157,00
Dureza (mg l )
80,00
64,00
74,00
80,00
94,00
114,00
128,00
-1
22,00
40,00
45,00
52,00
61,00
80,00
100,00
0,05
0,05
0,04
0,04
0,03
0,03
0,03
18,95
8,24
7.93
7,65
7,44
7,15
5,36
15,00
5,00
2,00
0,00
5,00
5,00
0,00
1,9
0,2
2
2
2
1,9
1
1
0
1
1
1
1
0
4,3
2
2,8
2,7
2,8
2,5
1,5
2,1
1
0
0
1
0
0
1,68
0,78
1,10
1,06
1,10
0,98
0,59
Parámetros
-1
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
1,59
0,74
1,03
1,00
1,03
0,92
0,55
-1
7,26
3,17
5,89
5,78
5,9
5,5
2,8
-1
0,12
0,03
0,03
0,02
0,03
0,02
0,01
-1
2,70
2,00
0,50
0,90
0,60
0,80
0,70
0,90
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,430
0,023
0,022
0,021
0,019
0,018
0,011
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
-1
COD (mg l )
-1
Abs UV (cm )
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
47,78
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0
60,00
100,00
140,00
200,00
300,00
400,00
2
2
2
2
2
2
0,06
0,06
0,06
0,06
0,06
0,06
15,00
15,00
15,00
15,00
15,00
15,00
ANEXOS
D.1 Agua del Río Fonseca
Tabla D.6 Muestreo 1
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
35
14
17
14
12
13
8
Turbiedad (NTU)
2
4
3
3
2
1
1
Temperatura (°C)
30,3
21,8
21,8
21,8
21,8
21,8
21,8
pH
8,13
7,95
7,73
7,64
7,46
7,39
6,92
REDOX (mV)
259,1
245,8
257,1
268,2
277,9
284,3
326,1
367
380
382
387
389
383
386
174
181
178
185
185
183
184
240
240
240
240
240
240
240
122
124
120
120
116
128
116
3
13
22
25
31
38
42
0,13
0,45
0,51
0,63
0,69
0,56
0,5
25,01
23,23
23,23
23,23
23,23
23,23
23,23
10
6
4
2
2
1
0
2
1,85
1,8
1,5
1,71
1,55
1,75
1,5
1,1
1,1
0,8
0,9
0,82
1
2,7
2,5
2,5
2
2,3
2,1
2,4
1,7
1,5
1,6
1,6
1.2
1
1,3
0,71
0
0
0
0
0
0
Parámetros
-1
Conductividad (µsiemens)
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Dureza (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
0,54
0
0
0
0
0
0
-1
5,73
4,55
4,47
3,62
4,15
3,78
4,28
-1
0,27
0,2
0,17
0,12
0,14
0,13
0,13
-1
3,7
3,3
3,1
2,5
2,2
2,2
1,9
-1
2
1,7
1,7
1,4
1,6
1,4
1,2
0,085
0,08
0,069
0,067
0,054
0,045
0,032
4,25
4,71
4,06
4,79
3,38
3,21
2,67
0
20
60
100
150
200
300
2
2
2
2
2
2
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
COD (mg l )
Abs UV
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
-1
Cloro Total (mg l )
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
0,20
0,33
0,49
0,72
0,99
1,20
104,00
98,00
83,00
68,00
55,00
37,00
ANEXOS
Tabla D.7 Muestreo 2
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
41
27
18
11
4
0
5
Turbiedad (NTU)
3 NTU
3
2
1
1
1
2
Temperatura (°C)
23,5
23,5
23,5
23,5
23,5
23,5
23,5
pH
7,77
7,21
7,01
6,81
6,45
5,85
4,62
REDOX (mV)
272,7
225
233
240,1
267,7
274
288,2
298
302
312
325
338
353
363
141
145
148
154
161
167
173
250
122
102
86
123
26
10
110
102
102
104
98
100
102
1
18
26
30
37
56
94
0,16
0
0
0,06
0,03
0,04
0,02
20,55
20,55
19,65
19,65
18,76
17,87
17,87
10
5
6
4
1
4
3
1,8
0,56
0,74
0,75
0,8
0,67
0,61
1
0,2
0,6
0,5
0,5
0,3
0,3
2,5
1,5
1,4
1,37
1,3
1,7
1,52
1,6
0,8
0,72
0,51
0,23
0,4
0,32
0,48
0
0
0
0
0
0
Parámetros
-1
Color (mg l Pt-Co)
Conductividad (µsiemens)
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Dureza (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
0,45
0
0
0
0
0
0
-1
5,43
2,31
2,27
2,22
2,17
2,4
2,18
-1
0,19
0,19
0,13
0,1
0,07
0,075
0,08
-1
2,2
2,1
2,2
2
0
1,4
0,8
-1
0,8
0,6
0,5
0,4
0
0
0
0,073
0,059
0,043
0,008
0
0
0
9,13
9,83
8,60
2,00
0,00
0,00
0,00
0
20
60
100
150
200
300
2
2
2
2
2
2
0,30
0,38
0,52
0,74
1,06
1,15
107,00
96,00
74,00
60,00
51,00
44,00
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
COD (mg l )
Abs UV
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )
ANEXOS
Tabla D.8 Muestreo 3
DESPUES DE LA COAGULACION
Agua
Cruda
1
2
3
4
5
6
Color (mg l Pt-Co)
31
13
14
14
13
12
9
Turbiedad (NTU)
3
2
3
1
1
1
1
Temperatura (°C)
25,3
26,3
26,1
25,7
25,8
25,2
25,1
pH
7,33
7,51
7,92
7,71
7,48
7,18
7,17
REDOX (mV)
72,2
109.2
98,4
92,7
73,4
79,4
98,1
Conductividad (µsiemens)
301
308
318
325
338
349
357
142
142
153
164
175
188
197
292,5
273.6
257,4
247,5
236,7
218,7
181,8
104
104
104
102
100
104
104
0
5
7
13
20
30
42
0,28
0.26
0,06
0,08
0,07
0,19
0
17,87
16.08
16,08
16,08
16,08
16,08
15,19
5
3
2
2
0
0
0
2
1
2
1
1
1
2
1
0.7
1
0
0
0
0
3,8
3
2,3
2,4
1,9
1,5
3,4
1,2
0.7
0,3
0,5
0,4
0
0
0,85
0.45
0,45
0,74
0,45
0,74
1,6
Parámetros
-1
-1
STD (mg l )
-1
Alcalinidad (mg l )
-1
Dureza (mg l )
-1
Sulfatos (mg l )
-1
Bromo (mg l )
-1
Cloruros (mg l )
-1
DQO (mg l )
-1
Nitritos (mg l )
-1
N-nitritos (mg l )
-1
Nitratos (mg l )
-1
N-nitratos (mg l )
-1
Amonio (mg l )
-1
Amoniaco (mg l )
0,67
0.4
0,4
0,7
0,4
0,7
1,5
-1
6,94
5.00
5,31
4,47
3,89
3,55
6,43
-1
0,35
0.11
0,12
0,12
0,1
0,1
0,09
-1
1,8
0.2
0,8
0,2
0,2
0,7
0,6
-1
0,9
0
0
0
0
0
0
0,091
0.084
0,055
0,021
0,019
0
0
10,11
0.00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0
20
60
100
150
200
300
2
2
2
2
2
2
0.19
0,40
0,51
0,76
1,11
1,33
100.00
100,00
79,00
63,00
60,00
49,00
NOT (mg l )
NOD (mg l )
COT (mg l )
COD (mg l )
Abs UV
SUVA ( l mg-m)
-1
Dosis Coagulante (mg l )
Cloro Total (mg l-1)
-1
Cloro Libre (mg l )
-1
Trihalometanos (µg l )