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1
BENEMÉRITA UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE PUEBLA
INSTITUTO DE CIENCIAS
MAESTRÍA EN CIENCIAS AMBIENTALES
ÁREA: TECNOLOGÍA AMBIENTAL
TRATAMIENTO FOTOQUÍMICO APLICADO AL AGUA
RESIDUAL DE UN HOSPITAL DE LA CIUDAD DE PUEBLA
TESIS
Que para obtener el grado de Maestra en Ciencias Ambientales
PRESENTA:
Biol. Claudia Mejía Morales
Director de tesis:
Dr. Fernando Hernández Aldana
COMITÉ TUTORAL:
Dra. Alia Méndez Albores Dr. José Antonio Rivera Tapia Dr. José Víctor Tamariz Flores
Puebla, Pue. Agosto 2016
2
Contenido AGRADECIMIENTO INSTITUCIONAL ........................................................................................................................... 7
AGRADECIMIENTO PERSONAL ................................................................................................................................... 8
1 RESUMEN .......................................................................................................................................................... 9
2 INTRODUCCIÓN .............................................................................................................................................. 10
3 PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA................................................................................................................... 11
4 JUSTIFICACIÓN ................................................................................................................................................ 12
5 HIPÓTESIS ....................................................................................................................................................... 12
6 PREGUNTA DE INVESTIGACIÓN ....................................................................................................................... 13
7 OBJETIVOS ...................................................................................................................................................... 13
7.1 OBJETIVO GENERAL ............................................................................................................................................. 13
7.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ....................................................................................................................................... 13
8 MARCO TEÓRICO ............................................................................................................................................ 14
8.1 AGUA ............................................................................................................................................................... 14
8.1.1 Contaminación del agua ............................................................................................................................ 14
8.1.2 El agua y la degradación natural de la materia orgánica ......................................................................... 16
8.1.3 Problemática del agua............................................................................................................................... 17
8.2 HOSPITALES ....................................................................................................................................................... 21
8.2.1 Hospitales en México ................................................................................................................................. 22
8.2.2 Hospitales en Puebla ................................................................................................................................. 23
8.2.3 Recomendación según la OMS para el saneamiento en hospitales .......................................................... 23
8.3 SISTEMA DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES ..................................................................................................... 25
8.3.1 Tratamiento desarrollado por la planta que opera en el hospital ............................................................. 25
8.3.2 Tratamientos terciarios ............................................................................................................................. 26
9 MATERIALES Y METODOLOGÍA ....................................................................................................................... 32
9.1 SITIO DE MUESTREO ............................................................................................................................................ 32
9.2 REGISTRO HISTÓRICO DE PARÁMETROS DE CALIDAD DE AGUA DEL HOSPITAL (2010-2015) ............................................... 32
9.3 MUESTRAS ........................................................................................................................................................ 32
9.4 CARACTERIZACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA RESIDUAL ANTES Y DESPUÉS DE APLICAR LOS SISTEMAS FOTOQUÍMICOS
(UV/H2O2/O3; UV/H2O2 Y UV/O3) ................................................................................................................................. 33
9.5 CUANTIFICACIÓN E IDENTIFICACIÓN DE LA CARGA BACTERIANA RESISTENTE EN EL PRETRATAMIENTO Y POSTERIOR A LA APLICACIÓN
DE LOS SISTEMAS FOTOQUÍMICOS. ....................................................................................................................................... 34
9.6 DETERMINACIÓN DEL SISTEMA FOTOQUÍMICO QUE PRESENTE UN MEJOR DESEMPEÑO EN TÉRMINOS DE VELOCIDAD DE
DESCONTAMINACIÓN Y CONVERSIÓN. ................................................................................................................................... 35
9.6.1 Fotorreactor: ............................................................................................................................................. 35
9.6.2 Sistema Ultravioleta/Peróxido de hidrógeno (UV/H2O2) ........................................................................... 35
9.6.3 Sistema Ultravioleta/Ozono (UV/O3) ......................................................................................................... 36
9.6.4 Sistema Ultravioleta/ Peróxido de hidrógeno/Ozono (UV/H2O2/O3) ......................................................... 36
9.6.5 Modelado de velocidad de descontaminación y conversión ..................................................................... 38
3
9.6.6 Análisis estadístico: Anova de clasificación simple .................................................................................... 38
9.7 EVALUACIÓN DE TOXICIDAD .................................................................................................................................. 39
9.7.1 Prueba SMART ........................................................................................................................................... 39
9.8 DETERMINACIÓN DE LOS COMPUESTOS ORGÁNICOS, TÓXICOS Y PERSISTENTES ................................................................ 43
10 RESULTADOS Y DISCUSIÓN.............................................................................................................................. 45
10.1 CARACTERIZACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA RESIDUAL ANTES Y DESPUÉS DE APLICAR LOS SISTEMAS FOTOQUÍMICOS
(UV/H2O2/O3; UV/H2O2 Y UV/O3) ................................................................................................................................. 45
10.1.1 Agua residual pretratada en el hospital ................................................................................................ 45
10.1.2 Tratamiento del Agua residual con los tres sistemas fotoquímicos ...................................................... 51
10.2 CUANTIFICACIÓN E IDENTIFICACIÓN DE LA CARGA BACTERIANA RESISTENTE ..................................................................... 53
10.3 DETERMINACIÓN DEL SISTEMA FOTOQUÍMICO QUE PRESENTA UN MEJOR DESEMPEÑO ...................................................... 54
10.3.1 Análisis estadístico: anova de clasificación simple................................................................................ 55
10.3.2 Sistema Ultravioleta/Peróxido de hidrógeno (UV/H2O2) ....................................................................... 56
10.3.3 Sistema Ultravioleta/Ozono (UV/O3) .................................................................................................... 58
10.3.4 Sistema Peróxido de hidrógeno/Ozono/Ultravioleta (UV/H2O2/O3) ..................................................... 58
10.4 EVALUACIÓN DE TOXICIDAD .................................................................................................................................. 60
10.4.1 Marcador de toxicidad: Sobrevivencia .................................................................................................. 60
10.4.2 Marcador de toxicidad reproductiva: Proporción sexual (PS) ............................................................... 61
10.4.3 Marcador de toxicidad – mutación somática ....................................................................................... 62
10.5 DETERMINACIÓN DE COMPUESTOS ORGÁNICOS TÓXICOS Y PERSISTENTES ....................................................................... 66
10.5.1 Razones por las cuales es difícil fotodegradar algunos compuestos orgánicos. ................................... 70
11 CONCLUSIONES ............................................................................................................................................... 76
12 RECOMENDACIONES ....................................................................................................................................... 77
13 ESQUEMA DE LA INCORPORACIÓN DEL SISTEMA FOTOQUÍMICO A LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES DEL HOSPITAL...................................................................................................................................... 78
14 ANEXO 1 ......................................................................................................................................................... 79
15 ANEXO 2 ......................................................................................................................................................... 83
16 ANEXO 3 ......................................................................................................................................................... 85
17 ANEXO 4 ......................................................................................................................................................... 86
18 BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................................................................. 87
4
Nomenclatura principal
UNICEF United Nations Childrens Fund OMS Organización Mundial de la Salud WHO World Health Organization CONAGUA Comisión Nacional del Agua SEMARNAT Secretaria del Medio Ambiente y Recursos Naturales AOP Advanced Oxidation Processes PAOs Procesos Avanzados de Oxidación MOD Materia Orgánica Disuelta EDCs Endocrine disrupting compounds: alteradores endocrinos PPCPs Pharmaceutical and Personal Care Products PTAR Planta de Tratamiento de Aguas Residuales CG-MS Cromatografía de gases acoplado a espectrometría de masas mwh multiple wing hairs (multiples tricomas en las alas) flr3 flare 3 (apariencia de tricoma flameado, mutación en el cromosoma 3) SMART Somatic mutation and recombination test COPs Compuestos orgánicos persistentes UV/H2O2 UV/O3 UV/H2O2/O2
Sistemas fotoquímicos para el presente estudio
5
Lista de Figuras
Fig. 1. Número de plantas instaladas activas y sus tratamientos para el Estado de Puebla. ...................... 19
Fig. 2. Hospitales (en rojo) y centros médicos (en azul aproximadamente 277) distribuidos en el Estado
de Puebla. Fuente: Map data 2016 Google, INEGI; tomado el 5 de febrero de 2016 ................................ 23
Fig. 3. Desactivaciones fotoquímicas posibles de un estado electrónicamente excitado. Fuente: (Aldana,
F. H., & col., 2013)........................................................................................................................................... 28
Fig. 5. Identificación de Coliformes y E.coli, empleando el medio Compact Dry “Nissui” EC –Nissui
Pharmaceutical CO., LTD. .............................................................................................................................. 35
Fig. 6. Sistemas de fotodegradación de agua residual ................................................................................ 37
Fig.7. Procedimiento desarrollado para la evaluación de la actividad genotóxica empleando la Prueba
SMART, versión alas. ..................................................................................................................................... 40
Fig. 8. A) Fenotipo silvestre en alas de D. melanogaster (presencia de 1 pelo o tricoma por célula); B)
Expresión del marcador mwh (presencia de tres o más tricomas por célula); C) Expresión del marcador
flr3, apariencia de pelo o tricoma flameado. ................................................................................................. 41
Fig. 9. Regiones A –E de la superficie de las alas para las determinaciones de las manchas tras la
expresión de los mwh y flr3 ........................................................................................................................... 43
Fig. 10. Registro histórico de los parámetros de calidad del agua obtenidos en el hospital (2010 - 2015) 49
Fig. 11. Registro histórico de los parámetros de calidad del hospital, comparando DBO con otros
parámetros de interés ambiental ................................................................................................................. 50
Fig. 12. Recuento de colonias de bacterias en agua pretratada en el hospital (Muestra inicial) y bajo los
tres sistemas fotoquímicos ........................................................................................................................... 53
Fig. 13. Ajuste de los datos experimentales utilizando el modelo logístico para los 3 sistemas ............... 54
Fig. 14. Comparación de diferencia de medias ............................................................................................. 56
Fig. 15. Sobrevivencia corregida de moscas CS expuestas a agua pretratada (CS MPT) y agua tratada (CS
MT); (Scorr CS) ............................................................................................................................................... 61
Fig. 16. Proporción Sexual de moscas CS expuestas a agua pretratada(MPT) y tratada (MT) ................ 62
Fig. 17. Frecuencia corregida de manchas totales en las alas de moscas de D. melanogaster expuestas a
agua pretratada (MPT) y tratada UV/H2O2/O3 (MT). ................................................................................... 63
Fig. 18. Malformaciones presentes en moscas que consumieron agua residual tratada (MT) con el
sistema UV/H2O2/O3 y moscas que consumieron agua residual pretratada (MPT) en el hospital. ♀:
Hembra ♂: Macho. ........................................................................................................................................ 65
Fig. 19. Biosíntesis de hormonas esteroideas a partir del colesterol. Fuente: Aga, D. S., 2007 ................... 71
Fig. 20. Moscas adultas de Drosophila melanogaster; izq. Macho; der. Hembra. El macho es más
pequeño que la hembra, nótese la diferencia respecto a los segmentos del cuerpo en el macho adulto
cuya coloración es más oscura ..................................................................................................................... 85
6
Lista de Tablas
Tabla 1. Principales plantas de tratamiento ubicadas en el municipio de Puebla. ...................................... 19
Tabla 2. Algunos fármacos que han sido encontrados en aguas residuales de hospitales y su
concentración. ................................................................................................................................................ 21
Tabla 3. Sustancias prioritarias procedentes de efluente de hospitales que se bioacumulan en
organismos acuáticos. Fuente: Jean, J., & col., 2012 ................................................................................... 22
Tabla 4. Desinfectantes usados frecuentemente en el mundo. ................................................................. 26
Tabla 5. Potenciales de oxidación de algunas especies oxidantes ..............................................................27
Tabla 6. Clasificación de los Procesos avanzados de oxidación. Fuente: Litter, M., 2005 ........................ 29
Tabla 7. Ventajas y desventajas de los Procesos de Oxidación Avanzada. Fuentes: Glaze, 1989; ARMY,
1996; Hernández, A., 2013 .............................................................................................................................. 31
Tabla 8. Calidad del agua residual pretratada en el hospital (antes del tratamiento) y su comparación
con las principales normas de calidad de agua residual en México. .......................................................... 45
Tabla 9. Los parámetros de calidad (contaminantes básicos) de la PTAR del hospital durante el periodo
de 2010 a 2015 ................................................................................................................................................. 51
Tabla 10. Estadística descriptiva de contenido de metales de la PTAR del hospital durante el periodo de
2010 a 2015 (valores en mg/L). ....................................................................................................................... 51
Tabla 11. Valor del área bajo la curva para los sistemas fotoquímicos obtenido a partir de los espectros
UV-vis (30 minutos de fotoirradiación). ....................................................................................................... 52
Tabla 12. Comparación de la muestra de agua residual pretratada y bajos los tres sistemas fotoquímicos
(estudios por triplicado) ............................................................................................................................... 52
Tabla 13. Estadística descriptiva para cada factor ....................................................................................... 55
Tabla 14. ANOVA general............................................................................................................................... 55
Tabla 15. Prueba de Tukey para comparación de medias ............................................................................ 55
Tabla 16. Índice de sobrevivencia (IS) para la muestra pretratada (MPT) y la muestra tratada con el
sistema fotoquímico UV/H2O2/O3 (MT) ......................................................................................................... 60
Tabla 17. Promedio de proporción sexual para moscas hembras (♀♀) y machos (♂♂), de los dos
tratamientos: agua pretratada (MPT) y agua tratada (MT) a diferentes concentraciones ....................... 61
Tabla 18. Registro del tipo y número de manchas mutantes ...................................................................... 64
Tabla 19. Registro de compuestos presentes en la muestra de agua residual pretratada (MPT) en el
hospital y tras aplicar UV/H2O2/O3 ................................................................................................................. 66
Tabla 20. Máximos de absorción de algunos grupos cromofóricos ........................................................... 70
Tabla 21. Principales caracteres para identificación de sexos en D. melanogaster .................................... 85
Tabla 22. Detección de metales a sistemas fotoquímicos y dos posibles fuentes de metales (Foam y
Treat) .............................................................................................................................................................. 86
7
Agradecimiento Institucional
Este trabajo se realizó en el Laboratorio de Química
Ambiental del Centro de Química del Instituto de
Ciencias de la Benemérita Universidad Autónoma
de Puebla, bajo la dirección del Dr. Fernando
Hernández Aldana y con la ayuda de una beca
otorgada por el CONACYT registro N° 574902.
8
Agradecimiento personal
Agradezco a Dios por permitirme estar aquí… Me diste la oportunidad de levantarme y caminar, ahora
sólo pienso en todos los sueños que quiero lograr, disfrutando de cada paso que doy... Gracias por
permitirme conocer México …
A mi esposo por su comprensión y apoyo, a mis padres, hermanos, y a toda mi familia, quienes a pesar
de estar lejos me han acompañado en este maravilloso proceso de aprendizaje; de igual manera a mis
amigos.
A mi asesor, el Dr. Fernando Hernández Aldana, gracias por su paciencia y asesoramiento continuo; de
igual modo al comité tutoral por sus grandes aportes para el desarrollo de mi tesis: la Dra. Alia Méndez,
el Dr. Victor Tamaríz y al Dr. José Antonio Rivera.
Al personal del hospital que contribuyó con las muestras y su continua participación en busca de
ofrecer una mejor calidad para sus aguas residuales.
Al Banco de Moscas de la Facultad de Ciencias por el material biológico utilizado.
A las doctoras Patricia Ramos Morales y Adriana Muñoz Hernández por el asesoramiento y por permitir
el desarrollo de dos estancias académicas que contribuyeron con la obtención de uno de los objetivos.
Al Centro Universitario de Vinculación y Transferencia de Tecnología (CUVyTT) de la BUAP por permitir
la realización de mediciones para detección de metales empleando el sistema de espectrometría de
emisión atómica por plasma acoplado inductivamente (ICP- OES), en particular a Mayte.
Centro de investigación en ciencias microbiológicas, en especial al Dr. José Antonio Rivera Tapia por el
asesoramiento en el cultivo bacteriano; y a la Dra. Dolores Castañeda Antonio por el apoyo en la
determinación de compuestos orgánicos persistentes.
9
1 RESUMEN
En el presente estudio se emplearon tres sistemas fotoquímicos ( , , ) con
el objetivo tratar de agua residual de un hospital de la ciudad de Puebla debido a que la combinación de
estos oxidantes y radiación ultravioleta representan una fuente de radicales hidroxilo altamente
oxidantes de la materia orgánica. Se adquirieron muestras de agua residual pretratadas con aireación
extendida; las muestras eran depositadas en un fotorreactor tipo bacht de 1 litro; con entradas
esmeriladas en la parte superior y una entrada en la parte inferior para la corriente de aire o aire/
ozono; dentro del reactor se ubica una lámpara de mercurio de presión media de 1000 watts, su rango
de emisión es de 200 nm a 460 nm, esta permite irradiar la mezcla reaccionante (agua residual) con
radiación ultravioleta. El reactor presenta un sistema de enfriamiento de agua desmineralizada para
regulación de la temperatura. La alimentación de aire es por medio de un compresor Elite 801 mLmin-1.
Se llevó a cabo la degradación de agua residual por 30 minutos, se estableció el nivel de peróxido final
con tiras indicadoras, se obtuvo su espectro UV-vis inicial y final, así como los parámetros de turbidez,
color y pH. Se trataron con cada uno de los tres sistemas fotoquímicos, se llevó a cabo una
caracterización fisicoquímica antes y después de aplicar los tratamientos; se determinó el sistema
fotoquímico con un mejor desempeño en la descontaminación de agua, a este sistema se le evaluó su
actividad genotóxica y la presencia de compuestos tóxicos y persistentes. Mediante este estudio fue
posible reconocer que el sistema con mejor desempeño en el tratamiento de agua residual del hospital
fue el sistema tras 20 minutos de fotoirradiación logrando una descontaminación del
agua en un 73%, empleando una dosis final de1.4*10-3 mol/L de H2O2 y constante de reacción del
tratamiento r: 0.10 min-1.
10
2 INTRODUCCIÓN
Las aguas residuales de los hospitales son fuentes específicas de contaminantes altamente peligrosos
(Kümmerer, K., 2008) que pueden influir en el desequilibrio de las comunidades biológicas y generar un
riesgo para la salud de las personas. La comprensión de esta problemática permite visualizar lo que
puede estar ocurriendo en muchos hogares donde las personas continuamente se automedican o
arrojan contaminantes como fármacos a los cuerpos de agua. En México como en otros países las
aguas residuales que proceden de hospitales no presentan un procedimiento específico para su
tratamiento previo a la descarga (salvo unas pocas excepciones); estas aguas están siendo reguladas
por normas desarrolladas para el sector industrial o municipal (NOM-001-SEMARNAT-1996). La
desinfección predominante es la aplicación de cloro con el fin de destruir microorganismos patógenos,
pero su aplicación genera resistencia bacteriana y formación de subproductos de desinfección (Bram, J.
M., & col., 2015). Actualmente los PAOs (Procesos Avanzados de Oxidación) son alternativas de
desinfección que hacen uso de radiación ultravioleta en combinación con oxidantes como ozono (O3) y
peróxido de hidrógeno (H2O2) para generar potentes oxidantes como el radical hidroxilo (●OH) con el fin
de depurar la materia orgánica (ARMY, D.O., 1996; Litter, M., 2005), tomando como principio básico la
autopurificación de la atmósfera y las capas superficiales de los diferentes cuerpos de agua en la
naturaleza (González, S. O., & col., 2014). Estos procesos de oxidación pueden ser desde específicos
hasta sistemas de amplio espectro de degradación. En este trabajo se emplean tres sistemas
fotoquímicos (UV/H2O2, UV/O3, UV/H2O2/O3) para la degradación de compuestos orgánicos, inorgánicos
oxidables y remoción de la carga bacteriana de aguas residuales provenientes de un hospital de la
Ciudad de Puebla, las cuales han recibido un pretratamiento de aireación extendida previo a la
descarga y es bajo estas condiciones que se adquieren las muestras para fotodegradarlas
posteriormente.
Las caracterizaciones fisicoquímicas basadas en las normas (NOM 001, 002 y NOM-CCA-029 ECOL/1993
(esta última abrogada en el año 1994) para las muestras de agua residual antes y después de aplicar los
sistemas fotoquímicos, así como el ajuste de curvas a un modelo logístico dan a conocer el sistema con
mejor desempeño en la descontaminacion del agua; sin embargo el estudio toxicológico mediante la
Prueba de Recombinación y Mutación Somática (SMART) y utilizando como bioindicador la mosca del
vinagre Drosophila melanogaster aportan nuevas perspectivas sobre la calidad del agua que está siendo
tratada; adicionalmente la determinación de compuestos refleja la persistencia de contaminantes que
requieren tratamientos posteriores o mejorados para su completa remoción y disposición en los
cuerpos de agua.
11
3 PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
El agua no es un recurso que se renueva fácilmente y la escasez de agua dulce impulsa a emplear aguas
residuales para abastecer la continua demanda en los hogares, agricultura, industria etc. (Liu, Z. H., &
col. 2009), pero el inadecuado tratamiento que estas aguas reciben contribuye a la diseminación de
microcontaminantes recalcitrantes como los llamados contaminantes emergentes, dentro de los cuales
se pueden mencionar los fármacos (desde 1970 (Hignite, C., & Anaroff, D., 1977)), los subproductos de
desinfección, los alteradores endócrinos etc. (Gautam, A. K., & col., 2007; Kümmerer, K., 2008;
Verlicchi, P., & col. 2010), que pueden incorporarse en las cadenas alimenticias por medio de riego de
cultivos con aguas residuales o el empleo de biosólidos contaminados (Malchi, T., & col., 2014;
Sabourin, L., & col., 2012; Calderón-Preciado, D., & col., 2011). La prevalencia en aparición de
enfermedades gastrointestinales, incremento en casos de cáncer, feminización o masculinización de
peces (Gross-Sorokin, M., & col., 2006; Howell, W. M., & col. 1980), resistencia microbiana a antibióticos
etc. (Kümmerer, K., 2008; Aga, D. S., 2007), se han visto asociadas con el uso directo o indirecto de
aguas residuales contaminadas (Rogers, J. A & col., 2013; Schug, T.T. & col., 2011). Martin, O. V., &
Voulvoulis, N. (2009) establecen que se debe reconocer el principio ambiental de precaución para
alertar sobre los potenciales riesgos de estas sustancias al persistir en las aguas residuales, y contribuir
con la distribución y ocurrencia de contaminantes emergentes en aguas superficiales, subterráneas e
incluso en agua para consumo humano (Liu, Z. H., & col. 2009). Generalmente los hospitales gastan
entre 400 a 1200 litros de agua por cama al día (Gautam, A. K., & col., 2007) (comparado con el
promedio del consumo doméstico mundial de 100 a 150 litros por persona al día) (Gautam, A., & col.,
2007); y descargan aguas residuales 5 a 15 veces más tóxicas que las aguas residuales domésticas
(Boillot, C., & Pedorrin, Y., 2008; Neri-Cruz, N., & col., 2015). Esa toxicidad depende entre otros
factores, del nivel del hospital, dado que las diversas secciones que presentan constituyen una fuente
de contaminación diferente. Los estrógenos esteroides son ejemplo de alteradores endócrinos que han
sido identificados en aguas residuales de hospitales (Avberšek, M., 2011), tras la excreción tanto en
orina como en heces (Martin, O. V., & Voulvoulis, N., 2009; Avberšek, M., 2011). Estas sustancias se
excretan de forma inactiva, pero la activación posterior se la puede otorgar las enzimas producidas por
bacterias presentes en el sistema de alcantarillado y en los procesos de tratamiento biológico de aguas
residuales (Panter G. H., & col., 1999). En 1993 se aprobó la norma NOM-CCA-029 ECOL/1993 sobre
aguas residuales de hospitales para México, sin embargo, esta norma no considera la presencia de
contaminantes emergentes y persistentes; sin embargo, representó un paso hacia la regulación de las
aguas residuales de hospitales; esta norma ha sido sustituida por la NOM-001 la cual sólo registra
contaminantes basados en DBO5, sólidos, pH, temperatura, grasas y aceites etc. así como metales y
cianuros; las evaluaciones de toxicidad y carga microbiana no se llevan a cabo continuamente salvo que
sea un caso aislado que amerite su evaluación. Por las razones aquí expuestas, es necesario que las
aguas residuales que procedan de hospitales presenten tratamientos específicos y que sean
consideradas como fuentes peligrosas de contaminación por lo que sus descargas no deberían
conducir hacia los ríos.
Principio de Precaución de la Declaración de Río sobre el Medio Ambiente y Desarrollo - Principio 15: Con el fin de proteger el medio ambiente, los Estados deberán aplicar ampliamente el criterio de precaución conforme a sus capacidades. Cuando haya peligro de daño grave o irreversible, la falta de certeza científica absoluta no deberá utilizarse como razón para postergar la adopción de medidas eficaces en función de los costos para impedir la degradación del medio ambiente.
12
4 JUSTIFICACIÓN
Este estudio se basa en un enfoque empirista-realista del método científico, involucra ciencias
naturales (química y biología) y subdisciplinas; contribuye con el reconocimiento del riesgo ambiental
que generen estas aguas procedentes de hospitales; permite la colaboración interdisciplinaria entre
especialistas de las áreas de tecnología ambiental, medio ambiente y salud, desarrollo sustentable y
recursos naturales con la finalidad de conocer y enfrentar la problemática ambiental generada por las
aguas residuales procedentes de hospitales. La importancia de aplicar estos sistemas fotoquímicos
radica en que al emplear estos oxidantes (peróxido de hidrógeno y ozono) en presencia de radiación
ultravioleta se puede obtener otras especies como el radical hidroxilo que reaccionaran con
compuestos orgánicos permitiendo su transformación a compuestos menos tóxicos y en condiciones
óptimas se logrará la mineralización completa hacia productos inocuos para el ambiente, disminuyendo
de este modo la generación de lodos que por otros métodos convencionales se forman; pueden ejercer
actividad oxidante sobre diversidad de compuestos químicos lo que hace que sean especies no
selectivas. Estos sistemas requieren el uso de lámparas de radiación ultravioleta lo que puede
incrementar los costos para su mantenimiento, aunque la posibilidad de emplear radiación solar
permite que estos sistemas disminuyan costos.
5 HIPÓTESIS
Mediante la evaluación de los registros históricos de calidad del agua residual del hospital de estudio y
a través de análisis de laboratorio (caracterización inicial del agua pretratada en el hospital) ha sido
posible verificar que las aguas residual del hospital de estudio cumplen con las NOMs 001 y NOM 002;
pero esta norma no permite la regulación de otras sustancias que generalmente son reportados como
tóxicos y peligrosos para el ambiente (Kummerer, K., 2008).; en busca de una alternativa para esta
problemática, se propone el uso de tres sistemas fotoquímicos (UV/H2O2, UV/O3 y UV/H2O2/O3 ) los
cuales han sido usados hasta para el tratamiento de agua potable gracias a su efectividad en la
transformación de la materia orgánica; sin embargo, cada muestra responde diferente al emplear estos
sistemas, por tanto se propone que:
Los diferentes sistemas fotoquímicos permiten una degradación de los contaminantes
orgánicos, pero el sistema UV/H2O2/O3 alcanza un mejor desempeño respecto a los demás por
incluir dos oxidantes como fuentes que generan una mezcla de especies con alto potencial de
oxidación, contribuyendo a la reducción de la actividad genotóxica de la muestra tratada
fotoquímicamente comparada con la muestra de agua residual pretratada en el hospital.
13
6 PREGUNTA DE INVESTIGACIÓN
¿Los sistemas fotoquímicos propuestos como alternativa permiten la degradación de compuestos
orgánicos, e inorgánicos oxidables y la eliminación de carga bacteriana, además de la disminución de la
toxicidad del agua?
7 OBJETIVOS
7.1 Objetivo General
Evaluar el desempeño de los sistemas fotoquímicos para la degradación de compuestos orgánicos y la
remoción de la carga bacteriana del agua residual de un hospital.
7.2 Objetivos Específicos
Caracterizar la calidad del agua residual antes y después de aplicar los sistemas fotoquímicos
(UV/H2O2/O3; UV/H2O2 y UV/O3).
Evaluar el efecto de las variables tiempo de irradiación, dosificación de oxidantes sobre los parámetros
de calidad de agua DQO, turbidez, color.
Determinar el sistema fotoquímico que presente un mejor desempeño en términos de velocidad de
transformación y porcentaje de agua descontaminada.
Cuantificar e identificar la carga bacteriana resistente en el pretratamiento y posterior a la aplicación de
los sistemas fotoquímicos.
Determinar la actividad genotóxica del agua residual pretratada y bajo el sistema fotoquímico que
presentó un mejor desempeño, empleando la prueba SMART Drosophila melanogaster.
Determinar los compuestos orgánicos y persistentes en el sistema con mejor desempeño en
depuración del agua.
14
8 MARCO TEÓRICO
8.1 Agua
Es el flujo sanguíneo de la biosfera y por lo tanto es crucial para que los ecosistemas puedan brindar a
la humanidad una gran variedad de servicios ambientales ( CONABIO, 2009). Presenta un ciclo en el
cual intervienen procesos como la evaporación, condensación, precipitación, etc. permitiendo que se
almacene agua en diferentes reservorios como la atmósfera, océanos, lagos, ríos, suelos, glaciares,
campos de nieve y aguas subterráneas por diferentes periodos de tiempo, desde días hasta años o
miles de años como en el caso de las aguas subterráneas.
8.1.1 Contaminación del agua
A pesar de que no existe una definición clara de contaminación del agua debido a los diversos usos que
pueda tener como riego agrícola, agua para beber, para producir energía etc.,
Lammers, J. G. (1984) recopila diferentes definiciones de contaminación del agua “la introducción en el
agua, directa o indirectamente de sustancias sólidas, líquidas o gaseosas y calor en cantidades tales que
puedan causar cambios físicos, químicos y biológicos que limiten o impiden la normal utilización de
dichas aguas para las comunidades, agrícultura, pesca entre otros propósitos”.
Los contaminantes pueden ser de origen natural (arrastre de partículas del aire hacia cuerpos de agua,
partículas que se desprenden de las rocas, materia orgánica en descomposición etc.); y de origen
antropogénico debido a subproductos generados por actividades humanas (vertidos de aguas
residuales, productos agrícolas, fugas en conducción y depósitos). Según la naturaleza del
contaminante, pueden ser: físicos, químicos o biológicos.
8.1.1.1 Físicos Temperatura: El incremento exagerado de la temperatura del agua hace que disminuya el contenido de
oxígeno necesario para degradar la materia orgánica, esto repercutirá en el normal desarrollo de los
organismos acuáticos lo que en muchas ocasiones se traduce en su muerte. Las normas oficiales
mexicanas establecen que el límite máximo de temperatura en los cuerpos de agua es de 40°C, siendo
esta una cantidad elevada para que se lleve a cabo procesos como el desove de los peces donde la
temperatura debería oscilar entre 12 y 28°C. La ley federal de E.E.U.U. establece que no debe excederse
los 32°C (Russell, D. L., 2012).
Radiactividad: Los radionucleidos son elementos químicos con configuración inestable que
experimentan una desintegración radiactiva que se manifiesta en la emisión de radiación en forma de
partículas alfa o beta y rayos X o gama; la radiactividad puede proceder de centrales nucleares además
de partículas radiactivas que se usan en actividades industriales o también puede tener un origen
natural. Radionucleidos tales como 131I y 99Tc han sido encontrados en efluentes de aguas residuales de
hospitales los cuales son usados en diagnósticos de carcinoma de tiroides y en medicina nuclear
respectivamente (Gautam, A. K., & col., 2007), estas sustancias se acumulan en organismos acuáticos
15
como mejillones y peces (Malta, M., & col., 2013). En particular el 131I administrado oralmente es
excretado en un 60-70% a través de la orina (Gautam, A. K., & col., 2007).
Partículas en suspensión: De origen, composición y tamaño diverso, no solubles, cuyos indicadores son
la turbidez, color, sabor, olor, espumabilidad, etc. Compuestos orgánicos como taninos y sustancias
húmicas pueden colorear el agua, pero estas sustancias también actúan como cromóforos, capturando
radiación UV, lo que hace que se reduzca la energía necesaria para oxidar los contaminantes (ARMY,
1996).
8.1.1.2 Químicos
Subproductos de desinfección: se generan tras la reacción de desinfectantes (cloro, cloramida etc.)
con otras sustancias permitiendo la formación de bromatos, cloratos, trihalometanos etc.
Contaminantes inorgánicos: como los metales tóxicos, principalmente plomo, mercurio, arsénico y
cadmio (Ochoa, E. P., 2014) provenientes principalmente de industrias mineras, vehículos y nitratos y
nitritos que a nivel mundial proceden en gran medida de la fertilización agrícola.
Contaminantes orgánicos: aquí se encuentran las sustancias que consumen oxígeno, como la materia
orgánica que es bioquímicamente oxidada, además de las grasas y aceites.
Contaminantes orgánicos persistentes: poseen características tóxicas, son persistentes es decir,
pueden durar muchos años e incluso décadas antes de degradarse en compuestos menos peligrosos,
capaces de bioacumularse en tejidos grasos, propensos al transporte atmosférico de largo alcance tras
la evaporación; ejemplo: aldrin, clordano, DDT, dieldrin, endrin, heptacloro, mirex, toxafeno, PCB, HCB,
PCDD y PCDF.
Contaminantes emergentes: Compuestos no regulados, poco estudiados y se cree que son amenazas
potenciales para ecosistemas ambientales y para la seguridad y salud humana (Barceló, D., & Petrovic,
M., 2008); ejemplo: fármacos, medios de contraste radiológico, sustancias hormonales (alteradores
endocrinos (EDCs)), productos de cuidado personal (PPCPs) etc.
8.1.1.3 Biológicos
Materia orgánica: generados de la materia en descomposición que se origina o se introduce en el
caudal y presenta transformaciones al fermentar y desintegrarse.
Microorganismos: pueden ser patógenos o no; presentes en cualquier estadio de desarrollo teniendo
como hábitat agua contaminada. En lo que respecta a la norma oficial mexicana para las aguas
residuales generalmente consideran los coliformes fecales y los huevos de helminto.
16
8.1.2 El agua y la degradación natural de la materia orgánica
En condiciones naturales se lleva a cabo la autopurificación del agua donde se ven involucrados
procesos físicos, químicos y biológicos (Ostroumov, S., 2005; González, & col., 2014). Entre estos
procesos se encuentran las biotransformaciones intervenidas por microorganismos y
fototransformaciones donde interviene la radiación solar. Las fototransformaciones constituyen el
fundamento de los PAOs. Una parte de la energía solar llega a la superficie de nuestro planeta, ésta se
extiende desde 290 nm hasta 2500 nm aproximadamente; parte de la radiación es dispersada por
partículas de polvo, además de la absorción por vapor de agua, oxígeno, ozono y dióxido de carbono
en la atmósfera. La radiación ultravioleta (200 nm - 400 nm) también ingresan al planeta, pero la capa
de ozono y los aerosoles evitan que ingrese radiaciones de la región del UVC (283 a 200 nm) y UVB
(280-320 nm) y deja pasar la mayor parte de UVA (320-400 nm); la UVB es nociva para los seres vivos
pues muchas de las moléculas orgánicas como el ADN y ARN absorben en estas longitudes
(Oppenländer, T., 2003); el deterioro de la capa de ozono ha incrementado el paso de esta radiación
hacia la superficie del planeta en particular en las zonas del Ártico.
De acuerdo al principio de activación fotoquímico de Grotthus-Draper "Sólo la luz que es absorbida por
un sistema es capaz de producir un cambio fotoquímico"; en la naturaleza esta absorción de radiación
ultravioleta y demás radiación solar la llevan a cabo determinados compuestos llamados cromóforos
presentes entre la materia orgánica disuelta (m.o.d); tras la absorción, continúan diversas
fotorreacciones que afectan las propiedades físicas, químicas y biológicas de la m.o.d, conduciendo a
su degradación parcial o completa (mineralización) hasta transformarla en compuestos inorgánicos,
aunque para lograr esto deben pasar varios años; tras una prolongada exposición a radiación solar las
reacciones fotoquímicas inducen la formación de especies reactivas de oxígeno que incluyen radicales
hidroxilo, peróxido de hidrógeno, oxígeno singlete etc., que contribuyen a la degradación completa de
los compuestos cromóforicos hasta formar sustancias con un peso molecular menor como son los
fotoproductos, estos son abundantes en la naturaleza, (CO2, o cualquiera de sus formas iónicas
intercambiables presentes en el agua; H2CO3, HCO3- o CO2-
3) (Oppenländer, T., 2003).
El hierro disuelto en los cuerpos de agua también influye en la fotodegradación mediante la formación
de radicales hidroxilo u otras especies reactivas de oxígeno (fotofenton); la dificultad de este proceso
radica en que si en el medio predominan bacterias u hongos capaces de producir sideróforos
(compuesto quelante de hierro secretado por microorganismos), estos permitirán que el hierro se
convierta en un complejo no fotorreactivo y perderá su capacidad de degradación.
El oxígeno también desempeña un importante papel en la degradación de la m.o., pues al estar
ausente, el color marrón u oscuro permanece en las aguas. Procesos como SODIS (Solar water
disinfection) empleando botellas PET son alternativas que actualmente se usan para desinfectar el agua
en países asiáticos, latinoamericanos y africanos donde la luz solar juega un papel importante en la
oxidación y disminución de la carga bacteriana (McGuigan, K. G., & col., 2012).
17
8.1.3 Problemática del agua
Según la OMS más de 3 millones de personas mueren anualmente a causa de patógenos microbianos
presentes en el agua, seguido del exceso de cargas de nutrientes como el nitrógeno, lo que hace que
las aguas sean insalubres. La diarrea es la segunda causa de muerte de niños menores de 5 años en
todo el mundo (cada 20 segundos muere un niño como consecuencia de la falta de saneamiento -
alrededor de 1.5 millones de muertes al año). Se estima que el 88% de las muertes de diarrea en el
mundo están atribuidas al consumo de agua contaminada, saneamiento inadecuado y malas prácticas
de higiene (UNICEF, 2010). Muchos de los contaminantes no son detectados por los métodos
convencionales de evaluación de calidad de agua, por encontrarse en bajas concentraciones, pero la
posibilidad de bioacumularse en los tejidos de los seres vivos y biomagnificarse a lo largo de las
cadenas y redes tróficas está provocando que las entidades sanitarias busquen medidas para
contrarrestar esta problemática (Kummerer, K., 2008). Las colecciones de bacterias previo al desarrollo
de antibióticos no han mostrado resistencia a éstos; pero a partir del año 2000 una alta cantidad de
poblaciones bacterianas se han tornado resistentes a la mayoría de antibióticos. Las comunidades
científicas recomiendan a las diferentes organizaciones y entidades de salud a nivel mundial que no se
emplean lodos y aguas residuales para abono o riego en especial para cultivo de alimentos hasta tanto
no se haga un adecuado tratamiento. Adicionalmente, continuas investigaciones alertan sobre la
presencia de contaminantes emergentes, persistentes y recalcitrantes que son detectados en aguas
residuales para riego (Calderón-Preciado, D., & col., 2011); aguas superficiales (ej. drogas
anticancerígenas (Besse, J. P., & col., 2012) y hasta agua potable (Heringa & col., 2011) lo que pone en
riesgo no solo los ecosistemas sino también la salud de las personas (Martin, O. V., & Voulvoulis, N.;
2009).
8.1.3.1 En México
La política hídrica nacional establece en uno de sus principios que “el agua es un bien de dominio público
federal, vital, vulnerable y finito, con valor social, económico y ambiental, cuya preservación en cantidad,
calidad y sustentabilidad es tarea fundamental del Estado y la Sociedad, así como prioridad y asunto de
seguridad nacional” (Ley de aguas nacionales, 2014). Los valores del índice de calidad de agua en
México permiten visualizar que este principio no se está teniendo en cuenta, dado que la mayor
proporción de los cuerpos de agua en el país están contaminados (73%) (Sarukhán, J., & col., 2009).
Las aguas residuales en México se clasifican en municipales e industriales. De las municipales alrededor
del 40.5% son tratadas y de las industriales un 15.8%. Actividades como la refinería alteran la calidad del
agua en el país; aunado a esto, no toda el agua que es tratada cumple con la normatividad
correspondiente (Jiménez C. B., 2014). México es el segundo país en el mundo después de china, que
utiliza agua residual sin tratar para riego principalmente de cultivos de caña (Cisneros, B., 2010; Jiménez
C. B., 2014). El órgano encargado de administrar y preservar las aguas nacionales mexicanas es la
Comisión Nacional del Agua - CONAGUA (desde 1989), es un órgano dependiente pero desconcentrado
de la Secretaría de Ecología, Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT), la cual trabaja en
18
colaboración con distintas entidades (Jiménez C. B., 2014). De acuerdo con los informes generados por
esta entidad, el sector agrícola en México, al igual que en gran parte del mundo provoca el mayor uso
del agua, seguido del uso del agua para abastecimiento público (Godínez J., 2014).
Para el 2012 México contaba con 699 plantas potabilizadoras de agua, 2342 plantas de tratamiento de
aguas residuales municipales y 2530 plantas de tratamiento para aguas residuales industriales.
Actualmente la mayoría de los prestadores de servicios de agua potable y plantas de tratamiento de
aguas residuales desarrollan la desinfección por medio de cloración y los procesos más empleados son
los lodos activados y lagunas de estabilización (CONAGUA, 2013). A pesar de que en México los lodos
activados representan el tratamiento más empleado para las aguas residuales, también ha sido una
fuente generadora de residuos peligrosos y gases de efecto invernadero (SEMARNAT, 2007;
SEMARNAT, 2012).
El agua potable es vulnerable a la contaminación por diversos medios, entre ellos por la mezcla de agua
residual o lixiviados que de éstas proceden; un caso particular ocurrió en Tabasco (Villahermosa -
México) durante el 2012 cuando se reportó un brote de enfermedades diarréicas agudas asociadas al
consumo de agua embotellada de diversas marcas (Secretaria de Salud, 2014); estos problemas dejan
ver la vulnerabilidad que tienen las fuentes de agua potable a ser contaminadas y la ineficiencia de los
tratamientos de desinfección. La ausencia de información respecto a la contaminación por sustancias
persistentes o contaminantes emergentes hace que no se tomen medidas al respecto y no se
reconozca la vulnerabilidad hacia las comunidades biológicas y los seres humanos.
8.1.3.2 En Puebla
El día 15 de enero de 2016 se solicitó ante la CONAGUA en el municipio de Puebla información sobre las
plantas de tratamiento del Estado particularmente sobre las descargas de aguas residuales de
hospitales y tras el análisis de todos los registros se obtuvo el siguiente gráfico (figura 1).
Son 143 plantas de tratamiento de aguas residuales que se encuentran registradas ante la CONAGUA
para el Estado de Puebla (todas de carácter público, no se tiene registro de las privadas); solo aparecen
activas 78 plantas de tratamientos (54% en funcionamiento); así, de los 217 municipios presentes en
Puebla, solo 59 municipios realizan algún tratamiento a sus aguas residuales. Como se puede observar
en la figura 1, tanto el tratamiento de reactores anaerobios de flujo ascendente (RAFA o WASB), así
como las lagunas de estabilización y los lodos activados son los que más se emplean en el Estado de
Puebla para el tratamiento de las aguas residuales. Algunas de las razones por las cuales todas las
plantas no se encuentran en funcionamiento están: el vandalismo y robo de instalaciones eléctricas;
imposibilidad de cubrir los gastos de operación; falta de conexión ante la Comisión Federal de
Electricidad, los usuarios no se conectan al alcantarillado, ausencia de drenajes en algunas localidades,
abandono de PTARs, requerimientos de reingeniería y problemas de desazolve etc.
19
Fig. 1. Número de plantas instaladas activas y sus tratamientos para el Estado de Puebla.
Fuente: Obtenido a partir de datos suministrados por la CONAGUA – Subdirección Técnica, Departamento de Calidad del Agua. Municipio de Puebla - 8 de febrero de 2016.
Para el municipio de Puebla se registran 8 plantas de tratamiento de las cuales solo 5 permanecen
activas:
Tabla 1. Principales plantas de tratamiento ubicadas en el municipio de Puebla.
Nombre de la PTAR Proceso Capacidad instalada
(L/s)
Caudal tratado
(L/s)
Cuerpo receptor
Atoyac Sur 1° avanzado 400 436 Rio Atoyac
Parque Ecológico Discos biológicos 80 80 Río Alseseca / riego de áreas verdes
Puebla Alseseca 1° avanzado 700 758 Río Alseseca
Barranca del Conde 1° avanzado 340 209 Río Atoyac
San Francisco 1° avanzado 1.100 1.292 Río Atoyac
Fuente: Obtenido a partir de datos suministrados por la CONAGUA – Subdirección Técnica, Departamento de
Calidad del Agua. Municipio de Puebla - 8 de febrero de 2016.
De estas la Planta San Francisco es la que trata más agua residual (1.100 L/s) desarrollando procesos de
desarenado, desengrasado y clarificado; produce 80 m3 de lodo deshidratado al día para mejorar más
de 100 hectáreas de suelos erosionados; trata el 40% del volumen total generado en la zona
metropolitana de Puebla (Gil, M., 2010, CONAGUA, 2011). Como subproducto del tratamiento de agua
residual a través de las 5 plantas tratadoras se obtienen diariamente en promedio 150 m3 de biosólidos,
los cuales representan una fuente importante de materia orgánica y nutrientes para la siembra de maíz
en localidades de San Francisco Totimehuacan, San Baltazar Tetela, Santa María Malacatepec, San
Andrés Azumiatla y la Paz Tlaxcolpan. (Gil, M., 2010). Tanto el río Atoyac, como el río Alseseca, recorren
28
17 13
7 4 3
1 1 1 1 1 1
Número de plantas instaladas Activas y sus tratamientos para el
Estado de Puebla - 2015
20
gran parte del territorio de Puebla, actuando como cuerpos receptores de las aguas residuales. A raíz
de esto, ambos ríos se encuentran fuertemente contaminados; el río Atoyac ha superado su capacidad
de carga 8 veces más al límite de lo que la CONAGUA clasifica como aceptable (CONAGUA LFD, 2014);
este río desemboca sus aguas (69 Ton/día de contaminante) a la presa Valsequillo "Manuel Ávila
Camacho", de igual modo, pero en menor caudal (28 Ton/día), el río Alseseca (Díaz R., 2008). El uso del
agua de la presa de Valsequillo es para riego agrícola del Distrito de Riego 030 Valsequillo que abarca
los valles de Tecamachalco, Tlacotepec, Tepanco y Tehuacán – Puebla (Díaz R., 2008); esta actividad
representa un riesgo para la salud de las personas, así como para el medio ambiente.
21
8.2 Hospitales
Un hospital es todo aquel establecimiento público o privado, cualquiera que sea su denominación y que
tenga como finalidad la atención de enfermos que se internen para su diagnóstico, tratamiento o
rehabilitación, puede también tratar enfermos ambulatorios y efectuar actividades de formación y
desarrollo de personal para la salud y de investigación (NOM-CCA-029 ECOL/1993).
Estas entidades generan aguas residuales que han sido clasificadas como fuentes peligrosas de
contaminación (Boillot, C., & Perrodin, Y., 2008) debido a la mezcla compleja de sustancias, que
proceden de la excreción por orina o heces, de la eliminación de fluidos corporales como sangre y
vómito, además de sustancias que son eliminadas al realizar los aseos de rutina, entre otras actividades
como las de laboratorio y demás servicios, que se llevan a cabo en cada una de las salas y secciones del
hospital (los quirófanos, salas de parto, laboratorios de radioterapia y radiología, salas de exploración,
secciones de esterilización, lavanderías, secciones de desinfección, cocinas e instalaciones de
calefacción).
Cuando se ingieren fármacos, algunos son ampliamente metabolizados, otros parcialmente y otros
excretadas completamente intactos, a continuación algunos ejemplos.
Tabla 2. Algunos fármacos que han sido encontrados en aguas residuales de hospitales y su concentración.
Tipo de fármaco Fármaco µg/L
Analgésicos Acetaminofén 3.3- 5.9
Diclofenaco 0.17–0.46
Ibuprofeno 1.0–2.5
Ácido salicílico 0.90–1.9
Naproxeno 1.2–3.2
Antibióticos Ciprofloxacina 10–15
Eritromicina 0.06–0.32
Metronidazol 0.33–1.64
Norfloxacino 0.04–0.10
Sulfadiazina 0.029–0.033
Β - bloqueadores Atenolol 3.5–6.2
Metoprolol 0.58–0.99
Anticancerígenos Ciclofosfamida 0.02–4.5
Ifosfamida 0.03–0.9
Daunorubicina 0.26–1.35
Fuente: Verlicchi & col., 2010; Besse, J. P., & col., 2012.
Jean, J., & col., (2012) establecieron un listado de sustancias con tendencia a bioacumularse sobre
organismos acuáticos, dichas sustancias han sido encontradas en efluentes de aguas residuales; de 960
sustancias que se emplean continuamente en la segunda estructura hospitalaria más grande de Francia
(HCL - 5200 camas en el hospital); 14 de ellas tienen los peores impactos sobre los ecosistemas
acuáticos basados en su fácil bioacumulación; y de éstas las 4 primeras (tabla 3 - cursiva) tienen el
mayor potencial de bioacumulación; constituyendo un importante factor de riesgo del cual se
22
requieren estudios. Del total de las sustancias estudiadas 15% de ellas tenían una vida media de más de
48 horas y por lo tanto se considera como acumulable en humanos.
Tabla 3. Sustancias prioritarias procedentes de efluente de hospitales que se bioacumulan en organismos acuáticos. Fuente: Jean, J., & col., 2012
Amiodarona (agente antirrítmicos) Mitotano (droga antineoplásica)
Dextropropoxifeno (analgésico) Mifepristona (anti-progestageno)
Etinilestradiol (estrógeno) Telitromicina (droga sistémica antibacterial)
Tamoxifeno (antiestrógeno) Ritonavir (droga antiviral de acción directa)
Hexetidina (Drogas anti-infeccioso) Itraconazol (droga sistémica antifúngica)
Desloratadina (antihistamínicos) Norgestimato (progestágeno)
Amitriptilina (antidepresivo) Nicardipina (calcio antagonista, bloqueador del canal
lento)
Los hospitales son fuente de contaminación(Kummerer, K., 2008) que necesitan de tecnologías de
tratamiento de punta para la transformación de sustancias biológicamente activas.
8.2.1 Hospitales en México
Las aguas residuales de hospitales en México se deberían regular bajo la norma NOM-CCA-029
ECOL/1993 que establece los límites máximos permisibles de contaminantes presentes en estas aguas
previas a su descarga; sin embargo, un acuerdo en 1994 (Secretaria de Medio Ambiente, Recursos
Naturales y Pesca, 1995) considera que estas aguas forman parte de las aguas residuales industriales
por lo que actualmente son tratadas como tal; hoy día esta norma ha sido sustituida por la NOM-001.
Neri-Cruz, N., & col., (2015) establecen que los hospitales en México no tienen sistemas de tratamiento
de aguas y los residuos son dirigidos hacia las aguas residuales; sin embargo, algunos hospitales en
Puebla de carácter privado sí presentan tratamiento de aguas contrario a la mayoría de los hospitales
públicos. Sanchez M., (1995) llevó a cabo un estudio de saneamiento ambiental en un hospital de
Nuevo León; evaluando el abastecimiento de agua potable y sistemas de aguas residuales,
reconociendo cada una de las áreas y servicios que ofrece la entidad y determinando cuáles de ellas
generan más riesgos; destaca la importancia del manejo de residuos líquidos; al igual que la falta de
conocimiento de la normativa por parte del personal del hospital lo que disminuye las posibilidades de
brindar un óptimo servicio en cada área del hospital.
En México no existe legislación encargada de regular los contaminantes emergentes que ingresan a los
cuerpos de agua. Las drogas antiinflamatorias (paracetamol, naproxeno, ibuprofeno y diclofenaco)
representan a los fármacos más prescritos en la mayoría de los hospitales del país, estas sustancias se
han detectado en aguas residuales de hospitales en rangos desde 0.4 a 123.5 ng/L; adicionalmente los
desinfectantes, detergentes y metales (Neri-Cruz, N., & col., 2015) también generan preocupación tras
su continua presencia en las aguas residuales de hospitales.
23
8.2.2 Hospitales en Puebla
En el estado de Puebla según registro de la secretaría de salud, existen alrededor de 52 entidades
hospitalarias de carácter público, clasificadas en 11 hospitales comunitarios de urgencias las 24 horas
(código verde); 12 hospitales generales resolutivos (código naranja), 19 hospitales comunitarios de
mediana resolución (código amarillo) y 6 hospitales de alta capacidad resolutiva (código rojo); 3
unidades de alta especialidad y un hospital psiquiátrico. Cada uno de estos aporta determinadas
cantidades de aguas residuales tratadas y sin tratamiento a los cuerpos de agua.
Fig. 2. Hospitales (en rojo) y centros médicos (en azul aproximadamente 277) distribuidos en el Estado de Puebla.
Fuente: Map data 2016 Google, INEGI; tomado el 5 de febrero de 2016
En el municipio de Puebla, no se tiene un registro del tratamiento que reciben estas aguas residuales de
hospitales.
8.2.3 Recomendación según la OMS para el saneamiento en hospitales
Pacientes con enfermedades como cólera, tifoidea y hepatitis A, deben tener sus propios baños.
Pequeños centros de salud no pueden llevar a cabo la instalación de plantas de tratamiento, pero se
recomienda que las excretas y aguas sucias se desechen de forma segura donde no puedan contaminar
el suministro de agua o áreas de actividad humana, como los campos. Los hospitales deberían utilizar
soluciones ácidas que se mezclan con los residuos para bajar su pH hasta 4,5, después de 15 minutos,
los residuos se podrán disponer por el inodoro o letrina. (World Health Organization, 1996). Emplear
trampas de grasa que serán retiradas cada 2 a 4 semanas. Si la sangre a descargar está contaminada se
requiere previamente desinfectarla por método térmico o tratamientos en tanques sépticos; el
hipoclorito de sodio al 5% (NaOCl - lejía) no se recomienda emplear en la desinfección de líquidos con
una alta cantidad de materia orgánica como son la sangre y las heces. Las aguas residuales radiactivas
procedentes de la radioterapia (por ejemplo, la orina de los pacientes sometidos a tratamiento de la
24
tiroides) deben ser recogidas por separado y almacenados en un lugar seguro hasta que el nivel de
radiactividad haya disminuido.
25
8.3 Sistema de tratamiento de aguas residuales
Las aguas residuales se caracterizan de acuerdo a los parámetros físicos, químicos y biológicos
(Oppenländer, T., 2003); tales como: demanda química y biológica de oxígeno, pH, color, alcalinidad,
oxígeno disuelto, coliformes, carbono orgánico total, etc. Estos parámetros son útiles al ser
determinados en cada uno de los tratamientos de aguas para indicar la calidad del agua obtenida.
Existen diferentes tratamientos de aguas denominados preliminares (separación de solidos de gran
tamaño y grasas), primarios (procesos de sedimentación o eliminación de sólidos), secundarios
(procesos biológicos y químicos) y terciarios los cuales merecen interés para este estudio al tratarse de
procesos que buscan la desinfección y mejoramiento de la calidad de las aguas residuales.
8.3.1 Tratamiento desarrollado por la planta que opera en el hospital
8.3.1.1 Aireación extendida
En la Ptar del hospital se lleva a cabo el proceso de aireación extendida, el cual es un proceso biológico
o de digestión aeróbica que involucra los tres tipos de tratamiento, primario, secundario y terciario;
contiene los siguientes pasos:
Pretratamiento: se emplean cribas de acero inoxidable que permiten separar grandes objetos.
Aireación o digestión aeróbica: las aguas residuales pretratadas entran a cámaras de aireación; con
ayuda de difusores de aire se inyecta esta mezcla de gases; los difusores se ubican en el fondo de las
cámaras, para que las aguas se mezclen y aireen.
Cámaras de clarificación: no hay circulación ni movimiento y los sólidos suspendidos se asientan en el
fondo de las cámaras, luego son reintroducidos con el mismo soplador a las cámaras de aireación por
medio de retorno de lodos.
Desnatadores: son tuberías de entrada y elevadores neumáticos que ayudan a remover grasas
flotantes.
Cloración: se lleva a cabo por medio de pastillas de tricloro formuladas a base de hipoclorito de calcio
puro y alrededor de 65% de cloro activo disponible. Al final de este paso el agua se conduce por una
cisterna a la descarga final que lleva el agua al alcantarillado y finalmente esta agua culmina en el rio
Atoyac.
Es necesario balancear las capacidades variables de la planta como el mezclado, aireación y tiempos de
operación contra carga biológica para el óptimo funcionamiento de la planta. Esta planta requiere de
continuas inspecciones y su ciclo de proceso es de máximo 48 horas, tras este tiempo se realiza
mantenimiento para evitar obstrucciones o disminución de la eficiencia del tratamiento; el empleo de
carbón activado, suavizador de olores etc. son alternativas adicionales que también se emplean.
26
Rojas-R, R., & Mendoza-E. L., (2015) desarrollaron un estudio reconociendo las plantas de tratamiento
de aguas residuales como sistemas complejos, este documento sirve de base para establecer actores,
externalidades positivas y negativas que conforman este sistema; basado en esto es posible establecer
que el hospital de estudio presenta externalidades negativas tales como: formación de gases; y
generación de malos olores; presencia de tejidos humanos, ausencia de normativa para el control de
emisión de gases etc. dentro de las externalidades positivas está el tratamiento que reciben las aguas
para evitar la contaminación de los cuerpos de agua; así como el uso del agua residual pretratada para
el riego de jardines del hospital etc.
8.3.2 Tratamientos terciarios
Consisten en procesos biológico-químicos que permiten la remoción de nutrientes, metales pesados,
sales, reducción final de la DBO y la desinfección. Son tratamientos terciarios los procesos de
membranas (microtamizado, ultrafiltración, osmosis inversa, electrodiálisis etc.); intercambio iónico;
adsorción con carbón activado; precipitación química (eliminación de metales y aniones inorgánicos);
arrastre aire/vapor; procesos de oxidación (tradicionales: usando oxidantes como ozono, peróxido de
hidrógeno, permanganato de potasio, hipoclorito de sodio, cloro y oxígeno; avanzados: combinaciones
de oxidantes y adición de luz UV); procesos de alta temperatura y presión; procesos de desintoxicación
solar con algún catalizador y procesos de reducción.
8.3.2.1 Desinfección del agua
Se usa para inactivar o degradar patógenos presentes en el agua. A continuación, se establecen los
principales oxidantes empleados en las plantas de tratamiento de agua potable y residual a nivel
mundial.
Tabla 4. Desinfectantes usados frecuentemente en el mundo. Fuentes: (Xie, Y., & col. 2016; Oppenländer, T. 2003; Litter, M. 2005; Glaze, W. W., 1989).
Características Cloro libre Cloraminas Dióxido de cloro Ozono Radiación UV
Estabilidad + ++ + - -
Bactericida ++ + ++ +++ ++
Costos - + ++ - ++
Subproductos + + + + +
8.3.2.1.1 Inactivación de organismos por cloro El gas cloro y el agua reaccionan para formar ácido hipocloroso (HOCl) (ecuación 1 y 2 ) (Russell, D.,
2012). El cloro es electronegativo (le falta un electrón por lo que tiende a captar electrones de otros
compuestos) y por tanto oxida enlaces peptídicos y desnaturaliza las proteínas; provocando la
inactivación de bacterias y virus, aunque en quistes, huevos de helmintos y protozoos se ha
demostrado poca efectividad. La eficiencia del cloro en el agua depende del pH y del tiempo de
contacto (ejemplo; cloro residual de 2 mg/L tras 30 minutos puede degradar quistes amebianos). Este
27
oxidante ha contribuido con degradación de disruptores endócrinos (BPA y E2) pero su reacción es
incompleta y difícilmente decrece la actividad estrogénica de estos compuestos (Liu, Z. H. & col. 2009).
La exposición de las cepas de Escherichia coli, Pseudomonas spp. y Staphylococcus spp. a dosis letales de
ácido hipocloroso causa una disminución en la producción de ATP. El dióxido de cloro (ClO2) actúa en la
permeabilidad de la membrana externa de E. coli a través de un fenómeno letal que consiste en una
fuga sustancial de iones K+. Dosis subletales inhiben la respiración celular debido al efecto oxidante no
específico.
8.3.2.2 Oxidación
Corresponde a la transferencia o pérdida de uno o más electrones de un elemento, ion o compuesto
por la acción del oxígeno u otro agente oxidante (NOM-127-SSA1-1994). Los agentes oxidantes (como
H2O2, O3 etc.) ganarán electrones es decir se reducirán, mientras que la sustancia oxidada
(contaminante), perderá electrones, este intercambio de electrones afecta el estado de oxidación
(valencia) de las especies químicas involucradas; se romperán los enlaces de carbono y los compuestos
orgánicos pasarán a ser especies menos tóxicas o peligrosas (ARMY, 1996).
La habilidad de un oxidante para iniciar una reacción química es medida en términos de su potencial de
oxidación (tabla 5), que es su habilidad para alterar, romper y transformar moléculas; un incremento en
dicho potencial permite mejores resultados de oxidación de la materia orgánica (Liu, Z. H. & col. 2009).
Tabla 5. Potenciales de oxidación de algunas especies oxidantes
Agente oxidante Potencial de
oxidación (E°/V,25°C) Agente oxidante
Potencial de oxidación (E°/V,25°C)
Flúor 3.03 Ión permanganato 1.67
Radical hidroxilo 2.80 Dióxido de cloro 1.57
Oxígeno atómico 2.42 Ácido hipocloroso 1.49
Ozono 2.07 Cloro 1.36
Peróxido de hidrógeno 1.78 Bromo 1.09
Radical perhidroxilo 1.70 Yodo 0.54
Radical hidroxilo (●OH): no es selectivo y presenta alta velocidad de oxidación de la materia orgánica
(Glaze, W. W., 1989); su vida media es del orden de microsegundos (Russell, D., 2012); se puede generar
por medios fotoquímicos (reacciones que inician con la absorción de luz) o por otras formas de energía
como el calor (fotofísicos). Ha sido empleado para transformar organoclorados, alifáticos, aromáticos,
fenoles (clorados y sustituidos), plaguicidas, fármacos, hormonas etc. Existen especies químicas que
consumen radicales y hacen que éstos sean menos disponibles para oxidar la materia orgánica, por el
contrario contribuyen a formar subproductos, dentro de estas especies están los materiales húmicos,
28
ion cloruro, iones carbonato y bicarbonato, nitritos, sulfitos, sulfuros, bromuros, cianuros, grupos
alquilo y alcoholes terciarios (ARMY, 1996).
Radiación Ultravioleta: Generalmente se usan lámparas de mercurio de presión media (200 – 400 nm –
involucrando UV-A, UV-B y UV-C esta última con un efecto germicida (200 nm a 280nm)) y también se
emplean lámparas de mercurio de presión baja (254 nm). Estas lámparas han sido empleadas en el
tratamiento de aguas. Al aplicar estas fuentes de radiación UV ocurre la inactivación de
microorganismos por dimerización de las bases de timina en el ADN; también se degradan
contaminantes orgánicos por efecto de fotólisis. En concentraciones de DQO superiores a los 5000
mg/L (ARMY, 1996), no se logra una completa transmitancia de la radiación UV lo que emplearía altas
dosis de radiación y tiempo de exposición, económicamente no es una alternativa viable por lo que
estas fuentes de transformación de contaminantes se emplean en etapas terciarias cuando se haya
disminuido la DQO. La fotooxidación es la oxidación promovida por radiación UV; estas reacciones
provocan la activación de un contaminante orgánico capaz de absorber radiación ( ), seguido de la
transferencia de electrones desde un estado excitado del contaminante ( ó en reacción
directa con oxígeno molecular ( ó ), formando un par de iones radicales. (Legrini, o. E.,
1993).
→
Desactivaciones fotoquímicas: Si la energía del estado excitado es mayor o igual a la energía del enlace
de la molécula entonces este enlace sufre un desdoblamiento homolítico formando radicales libres. En
presencia de moléculas de oxígeno estos radicales libres reaccionan para formar radicales peroxi y
estos últimos entran en reacciones en cadena que culminan con la formación de CO2 y agua. Las
moléculas al tratar de regresar a su estado basal buscan disipar el exceso de energía produciendo
especies estables, esto se le conoce como desactivación; estas desactivaciones pueden ser fotofísicas o
fotoquímicas; las de interés para el presente trabajo son las fotoquímicas o transformaciones químicas
de una molécula excitada a una(s) nueva(s) moléculas(s). Estos nuevos compuestos pueden ser no
tóxicos, biodegradables, polares etc. (Aldana, F. H., & col., 2013).
→
→
→
→
→
→
Fig. 3. Desactivaciones fotoquímicas posibles de un estado electrónicamente excitado. Fuente: (Aldana,
F. H., & col., 2013).
29
8.3.2.3 Procesos avanzados de oxidación PAOs para el tratamiento de aguas
También denominadas Tecnologías Avanzadas de Oxidación - TAOs, corresponden a la
fotodegradación homogénea empleando oxidantes como H2O2 y O3 en presencia de radiación UV para
generar radicales libres altamente oxidantes como el radical hidroxilo (●OH) en busca de la
transformación de la materia orgánica; estos procesos se han usado desde 1970 en países
industrializados para el tratamiento de aguas contaminadas, ejemplo de ellos es el uso de estos
procesos en el tratamiento de aguas subterráneas e industriales por parte de la armada
estadounidense para la eliminación de diferentes compuestos (ARMY, 1996). A continuación, se
presenta la clasificación de los PAOs (tabla 6).
Tabla 6. Clasificación de los Procesos avanzados de oxidación. Fuente: Litter, M., 2005
No fotoquímicos Fotoquímicos (uso de radiación)
Ozonización en medio alcalino (O3/OH-) Fotolisis del agua en ultravioleta vacio (VUV)
Ozonización con peróxido de hidrógeno (O3/H2O2) Peróxido de hidrógeno/UV
Procesos Fenton (Fe2+/H2O2) y relacionados Ozono/UV
Oxidación electroquímica Fotofenton y procesos relacionados
Radiólisis ϒ y procesos con haces de electrones Fotocatálisis heterogénea
Plasma no térmico Periodato/UV
Sonólisis y descarga electrohidráulica - Ultrasonido
Oxidación en agua sub-/y supercrítica
8.3.2.3.1 Ultravioleta Peróxido de Hidrógeno UV H2O2
El H2O2 se forma naturalmente como resultado de las descargas en las tormentas, de radiólisis de las
aguas subterráneas, por sonólisis en el océano; forma parte de los oxidantes primarios que se generan
durante el smog fotoquímico, lluvia y la degradación de materia orgánica en los cuerpos de agua;
contribuye en las reacciones de fotooxidación de la atmósfera y agua y puede tener efectos biológicos
significativos. En la atmósfera desempeña un papel importante en la oxidación de compuestos
inorgánicos como SO2. El tipo de reacción que desarrolla el peróxido es la desproporción o
dismutación, un tipo específico de reacción redox en la que una especie se reduce y se oxida para
formar dos productos diferentes de forma simultánea (Larson, R. A., 1994).
La disociación del H2O2 por fotones con energía superior se produce en longitudes de ondas entre 200 a
254 nm para lo cual se emplean lámparas UV, produciendo una ruptura homolítica del enlace O-O,
dando lugar a la formación de dos radicales hidroxilo ( ) por cada molécula de H2O2 (reacción 12)
(ARMY, 1996).
→
Emplear este oxidante en procesos de desinfección tiene ventajas al ser muy accesible en el comercio y
no tiene problemas de generación de gases. Sin embargo, este método no es efectivo para degradar
alcanos fluorados o clorados, que no son atacados por tiene baja eficiencia para tratar aguas de
alta absorbancia a λ < 300 nm y debe establecerse la dosis óptima de H2O2 para evitar la
sobreproducción de radicales que permitan la formación de reacciones que consumen este radical
30
(reacciones 13 y 14) y disminuyan la oxidación de la materia orgánica. Para este sistema (UV/H2O2) la
temperatura no es un factor que afecte por lo que se considera termoestable (ARMY, 1996).
(14)
Las dosis que generalmente se emplean de H2O2 para el tratamiento de aguas van de 5 mg/L (Russell,
D., 2012) a 300 mg/L de H2O2 y concentraciones aún más altas (ARMY, 1996; Heringa & col., 2011).
8.3.2.3.2 Ultravioleta Ozono UV O3
El ozono es un poderoso oxidante y bactericida. Se produce naturalmente por descargas eléctricas en
corrientes de aire. Cuando se incorpora ozono en agua y se irradia con luz ultravioleta (λ<310nm)
permite la formación de H2O2, posteriormente el H2O2 se fotoliza y genera radicales hidroxilo
(reacciones 15 y 16), reaccionado a su vez con el exceso de ozono (reacción 17); de esta manera se
genera H2O2 y posteriormente ( ) (reacción 18) (Merouani, D. R., 2011). Es ligeramente soluble en
agua (a diferencia del H2O2 que es altamente soluble), por lo que usarlo requiere la transferencia de la
molécula gaseosa a la fase acuosa. El incremento de la temperatura en este proceso trae varias
desventajas, inicialmente la formación de compuestos volátiles y la reducción de la velocidad de
disolución del ozono en el agua (ARMY, 1996). Ha sido reportado como generador de subproductos de
desinfección, ejemplo de ello son las aguas que contienen bromuro tras la ozonización generan
bromatos (Bram, J., & col., 2015; Larson, R.A., 1994).
El sistema UV/O3 ha sido empleado en la potabilización de agua, en el tratamiento de aguas residuales,
decoloración de aguas de la industria del papel, en la degradación de hidrocarburos alifáticos clorados,
organofosforados, organosulfurados y en la remoción de cianuro (ARMY, 1996).
8.3.2.3.3 Ultravioleta Peróxido de hidrógeno Ozono UV H2O2 O3
Cuando se incorpora luz ultravioleta a la mezcla de H2O2/O3 se incrementa la eficiencia del sistema y las
reacciones ocurren más rápido. Este método ha sido eficiente en la remoción de ciprofloxacino y
ciclofosfamida en matrices simuladas (2 mg/L de H2O2, 0.5 mg/L de O3 y pH de 7; por 1 y 6 minutos
respectivamente) (Lester, Y. & col. 2011); de fenol en matriz simulada (10 mM de H2O2, 0.15L min-1 de O3 y
pH de 7; por 30 minutos) (Kusic, H., & col. 2006); de colorantes durante 90 minutos (Azbar & col. 2004;
Al-Kdasi, A. & col. 2004) etc.
31
8.3.2.3.4 Ventajas y desventajas de los procesos avanzados de oxidación
Una de las desventajas que presentan estos procesos, es que en ocasiones es necesario llevar a cabo
un control del pH y de turbidez, puesto que el radical hidroxilo además de oxidar un determinado
sustrato, al tener una alta reactividad también puede reaccionar con una variedad de sustancias como
compuestos carbonados (bicarbonatos y iones carbonato) permitiendo la formación de otras especies
no oxidantes que comúnmente se pueden encontrar en la naturaleza (Glaze, W.W., 1989). A
continuación ventajas y desventajas de los PAOs (tabla 7).
Tabla 7. Ventajas y desventajas de los Procesos de Oxidación Avanzada. Fuentes: Glaze, 1989; ARMY, 1996; Hernández, A., 2013
VENTAJAS DESVENTAJAS
Nuevas tecnologías limpias Requiere pretratamiento de las aguas
Tiene una amplia aplicación en remoción de contaminantes
Tiempo corto de vida de las lámparas
Conducen a la mineralización completa de la materia orgánica (CO2 y H2O)
La turbidez afecta el ingreso de radiación UV en las muestras de agua, se requiere filtración
No se suelen generar lodos Radicales hidroxilo reaccionan con compuestos carbonatados y consumen agentes oxidantes
Actúan en presencia de contaminantes en muy baja cantidad (μg/L)
Alto costo de instalación
Se consume generalmente menos energía después de su instalación que en otros tratamientos
Generación de peróxido de hidrógeno residual, que es un posible tóxico.
Se producen compuestos de mayor biodegradabilidad Se requiere un adecuado control de las características del agua para lograr una mineralización completa
Mejora las propiedades organolépticas
Disminuye el riesgo ante posibles enfermedades causadas por diversas sustancias y microorganismos
32
9 MATERIALES Y METODOLOGÍA
La observación activa que se lleva a cabo en esta investigación permite catalogar este trabajo como
diseño de investigación de tipo experimental; incluye variables respuesta tanto cualitativas como
cuantitativas; este estudio es parcialmente comparativo; debido a que se tiene en cuenta las
condiciones iniciales que presenta el agua en la caracterización bajo lo estipulado en las normas (NOM-
001-SEMARNAT-1996 para las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales; NOM-002-
ECOL-1996 para descarga de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado urbano o municipal; y
NOM-CCA-029 ECOL/1993 para las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes de
hospitales).
9.1 Sitio de muestreo
Este estudio involucra el uso de agua residual de un hospital de tercer nivel que se ubica en la ciudad de
Puebla; el hospital cuenta con 144 camas de las cuales 96 son censables y 60% de éstas se encuentran
en ocupación. Alrededor del 10% (10.92 m3/día, y 2,107.53 m3/año (información obtenido del permiso de
descarga de aguas residuales del hospital)) de sus aguas tratadas son conducidas por el alcantarillado
para ser descargadas al río Atoyac, el 90% restante se usa para riego de los jardines del hospital.
9.2 Registro histórico de parámetros de calidad de agua del hospital (2010-
2015)
Se tuvo acceso a los registros de calidad del agua del hospital, con lo cual fue posible determinar el
comportamiento desde 2010 hasta 2015, encontrando de este modo las variables que pueden explicar
fácilmente la carga contaminante en la cual se encuentra el agua residual previa a la descarga
(información adicional requerida por el hospital).
9.3 Muestras
Las muestras fueron obtenidas bajo autorización del personal encargado del tratamiento de aguas en
el hospital; se adquirieron 10 muestras compuestas de agua residual del hospital (cada muestra
constituye 6 muestras simples colectadas en 24 horas); 2 muestras compuestas para aplicar el sistema
UV/H2O2; 2 para el sistema UV/O3; 2 para el sistema UV/H2O2/O3 y 3 muestras compuestas para ajuste al
modelo de eficiencia de degradación; cabe destacar que se requirieron muestras adicionales para
análisis de toxicidad y compuestos. Las muestras de agua reciben tratamiento continuo de aireación
extendida. Los sólidos que se encuentran en estas aguas se extraen y son almacenados en bolsas las
cuales reciben tratamientos por compañías externas. La procedencia de descarga es de los procesos
del hospital y servicios sanitarios. El funcionamiento de la planta es de 24 horas; con una capacidad de
tratamiento diario de 884 m3 aproximadamente basado en la capacidad de las cisternas. Las
condiciones para la toma de muestra fueron de acuerdo a lo establecido en la NMX-AA-003-1980; el tipo
33
de muestreo fue muestreo en el colector con flujo turbulento, las muestras fueron tomadas por el
técnico de la planta de tratamiento, se almacenaban en un recipiente con tapa hermética de
polietileno, inerte con capacidad de 4 litros aproximadamente; se etiquetaba el recipiente y fue
necesario tener en cuenta las medidas de precaución de seguridad e higiene, dentro de éstas el uso de
bata de laboratorio, zapatos cerrados, tapabocas, guantes, lentes etc.; que establecen tanto las
normas de muestreo de aguas residuales, así como el protocolo de seguridad del Laboratorio de
Química Ambiental de la BUAP.
9.4 Caracterización de la calidad del agua residual antes y después de aplicar los
sistemas fotoquímicos (UV/H2O2/O3; UV/H2O2 y UV/O3)
Las muestras fueron filtradas (papel de 1.5 µm), y se caracterizaron midiendo los siguientes
parámetros:
DQO - Demanda Química de Oxígeno: cantidad de materia orgánica e inorgánica en un cuerpo de agua
susceptible de ser oxidada por un oxidante fuerte (dicromato de potasio (K2Cr2O7)). Se usó un
Termorreactor TR320 para digestión o calentamiento de las muestras y luego se midió la DQO
mediante el test en cubetas N°: 14541 del Fotómetro SQ118. La DQO es siempre mayor que la DBO y la
DQO determina la cantidad de oxígeno necesario para oxidar a todos los compuestos químicos
presentes (Russell, D., 2012). Rango de medición 25 a 1500 mg/L.
Metales: se midieron empleando espectrometría de emisión atómica por plasma acoplado
inductivamente (ICP- OES), que permite la identificación y cuantificación de los metales presentes en el
agua residual. Esta identificación se llevó a cabo en el Laboratorio de llama de metales ICP, ubicado en
los laboratorios de investigación aplicada del Centro Universitario de Vinculación y Transferencia de
Tecnología (CUVyTT) de la BUAP. 100 mL de muestra de agua residual tratada en el hospital y tratadas
con los sistemas fotoquímico fueron acidificados con ácido nítrico al 10% y refrigerados a 4°C para la
posterior medida en ICP. Entre los metales que se evaluaron están: arsénico, cadmio, cobre, cromo,
níquel, plomo, zinc, (total 12 metales evaluados) etc. El límite de medida del equipo es hasta 60 ppm
(60 mg/L).
Turbidéz: depende de los materiales en suspensión (sedimentos, microorganismos etc.) que atenúen o
absorban luz incidente. Este método se basa en la comparación entre la intensidad de la luz dispersada
por la muestra bajo condiciones definidas y la intensidad de luz dispersada por una suspensión de
referencia bajo las mismas condiciones; a mayor dispersión de luz corresponde una mayor turbiedad
(NMX-AA-038-SCFI-2001). El método empleado fue el N° 113 con un intervalo de medida 10-400 UNF en
una cubeta 50 mm, medida en el fotómetro SQ118 de Merck.
Color: depende tanto de las sustancias que se encuentran disueltas, como de las partículas que se
encuentran en suspensión. El método se basa en medir la transmisión de la luz producida a través de
una muestra de agua, la cual se compara con un testigo (iluminante patrón), generalmente agua
34
destilada cuya transmitancia es de 100% (NMX-AA-017-1980). (N° de método 139 intervalo de medida 0.5-
50.0 1/m, cubeta 50 mm), medido en el fotómetro SQ118 de Merck.
pH: valores muy altos o muy bajos son tóxicos para organismos acuáticos. Se midió usando un
potenciómetro marca Conductronic modelo PC-18.
Absorbancia: Se empleó un espectrofotómetro Perkin Elmer serie Lambda 20 para obtener los
espectros tanto de la muestra pretratada como de las que recibieron tratamiento fotoquímico; para
estas últimas, se obtuvieron cada 5 minutos espectros hasta completar una hora.
Nota: Los parámetros de Demanda Bioquímica de Oxígeno, sólidos suspendidos totales sólidos
sedimentable, temperatura y grasas y aceites se evaluaron adicionalmente para la muestra de agua
residual pretratada con la colaboración del hospital en esta determinación.
9.5 Cuantificación e identificación de la carga bacteriana resistente en el
pretratamiento y posterior a la aplicación de los sistemas fotoquímicos.
Se adquirieron 20 mL de muestras de agua residual pretratada en el hospital y de muestras de agua
tratadas bajo los tres sistemas fotoquímicos. Posteriormente se adquirió el medio Compact Dry
¨Nissui¨ EC ( E. coli y coliformes) sobre el cual se crecieron las colonias de coliformes (P. aeruginosa y E.
aerogenes) además de E. coli. El medio contiene dos sustratos enzimáticos cromógenos: Magenta-GAL
y X-Gluc. Este medio está certificado para su uso por la Association of Official Agricultural Chemists
(AOAC) - Performance Tested Methods (PTM).
Inoculación: se retiró la placa que contiene el medio, y con ayuda de una pipeta se adicionó 1 mL de la
muestra de agua residual pretratada en el hospital, esta cantidad se adicionó en el centro del medio,
cerrando la placa e incubándose por 24 horas a 35 ±2°C llevándose a cabo el conteo de las colonias por
el revés de las placas. De igual modo para las muestras de agua residual tratadas bajo los tres sistemas
fotoquímicos. Las coliformes presentes en la placa fueron las que desarrollaron una coloración roja,
mientras que E. coli presentó coloración azul o azul violeta. En caso de más de 300 colonias, el número
de colonias fue estimado. El número promedio de colonias en la rejilla (1 cm2) fue cuantificado, y luego
se calculó el número total de colonias multiplicando el número medio por 20.
35
Fig. 4. Identificación de Coliformes y E.coli, empleando el medio Compact Dry “Nissui” EC –Nissui Pharmaceutical CO., LTD.
9.6 Determinación del sistema fotoquímico que presente un mejor desempeño
en términos de velocidad de descontaminación y conversión.
Los oxidantes empleados fueron: peróxido de hidrógeno (H2O2) y ozono (O3); con el fin de obtener
radical libre hidroxilo (●OH - 2.80 E° V,25°C), en presencia de luz ultravioleta como fuente de alta energía
proporcionada por una lámpara de mercurio de presión media que provoca la ruptura de sus enlaces. A
continuación se explican los sistemas evaluados para depurar las muestras de agua residual.
9.6.1 Fotorreactor:
Se empleó un fotorreactor batch de vidrio pyrex; el cual consta de dos entradas esmeriladas en la parte
superior y una entrada en la parte inferior para la corriente de aire o aire/ ozono; dentro del reactor se
ubica una lámpara de mercurio de presión media modelo PUV-1022, Heraeus, Frankfurt, Germany, de 11
cm de longitud de arco, 1000 W, tensión de 145 volts y corriente de 7.5 amperes; la lámpara se
encuentra protegida por una cubierta de cuarzo; su rango de emisión es de 200 a 460 nm, ésta permite
irradiar la mezcla reaccionante con radiación ultravioleta (este tipo de lámparas tiene el espectro muy
cercano al rango de 257 nm donde la desinfección es más efectiva (Russell, D., 2012)). El reactor
presenta un sistema de enfriamiento de agua desmineralizada para regulación de la temperatura, sin
embargo, no se logra un completo control de la misma. La alimentación de aire es por medio de un
compresor Elite 801 fabricado por ROLF C. HAGEN (USA) CORP.
9.6.2 Sistema Ultravioleta/Peróxido de hidrógeno (UV/H2O2)
Se tomó 1 L de agua residual pretratada a la cual se le agregó 1.75*10-3 mol/L de peróxido de hidrógeno
(H2O2) al 50% empleando una jeringa de vidrio, dicha mezcla se depositó en el fotorreactor. La cantidad
de aire suministrada es de 2000 mLmin-1 y no pueden variarse los niveles de aireación, correspondiendo
así a una alimentación de 400 mLmin-1 de O2. Tras depositar la mezcla se cubre completamente el
montaje empleando una cámara de aluminio elaborada de tal manera que evite la fuga de luz
ultravioleta y afecte al operario; luego se enciende la lámpara que suministra luz ultravioleta y a partir
de entonces se registra el tiempo transcurrido en la fotodegradación con ayuda de un cronómetro; se
deja estabilizar por un periodo de tres minutos para alcanzar la máxima luminosidad. A partir de los 8
minutos y durante cada 5 minutos se inicia la toma de muestra hasta completar una hora; la muestra se
extrae por la misma manguera que conduce aire al fotorreactor, se extraen aproximadamente 10 mL. A
cada muestra extraída se le mide el contenido de peróxido de hidrógeno con ayuda de tiras indicadoras
(Peroxid-test (O.5-25mgL-1) de Merck), debido a que si la concentración inicial de H2O2 paso a ser cero,
se le agrega nuevamente una concentración de 7*10-4 mol/L de H2O2; finalmente se determina su
espectro UV-Vis después de cada 5 minutos a cada muestra extraída con el fin de evaluar el
seguimiento de la fotodegradación. Si al culminar la fotodegradación; aún queda peróxido de
36
hidrogeno residual, éste se elimina empleando reflujo por calentamiento, esto debido a que el H2O2 es
un fuerte agente oxidante que puede afectar el comportamiento bacteriano o inducir estrés oxidativo
en los organismos expuestos a dichas aguas.
9.6.3 Sistema Ultravioleta/Ozono (UV/O3)
El ozono usado en la reacción es producido por un generador marca King Ozono modelo Hydrozon K-
40 (Puebla, México) que produce 8.3*10-4 mol de O3/h y no existe posibilidad de controlar y cambiar las
condiciones de trabajo. El ozono se incorpora por medio de una manguera que presenta una válvula
difusora de aire al final, la manguera se ubica en la parte inferior del reactor. El procedimiento es igual
que el primer tratamiento excepto que el oxidante es ozono.
9.6.4 Sistema Ultravioleta/ Peróxido de hidrógeno/Ozono (UV/H2O2/O3)
Se combina la acción de los dos oxidantes en presencia de la luz ultravioleta, se lleva a cabo igual
procedimiento que los sistemas anteriores, disminuyendo la cantidad de peróxido (H2O2) de 1.75*10-3
mol/L a 7*10-4 mol/L de H2O2.
A continuación se esquematiza el sistema de fotodegradación.
37
Fig. 5. Sistemas de fotodegradación de agua residual
38
9.6.5 Modelado de velocidad de descontaminación y conversión
Una vez determinados los espectros en diferentes intervalos de tiempo para cada muestra, se
procedió a determinar la velocidad de descontaminación y conversión. Para ello se calculó el
área bajo la curva de los espectros de absorción electrónica en el rango de 200 a 800 nm como
una medida de la cantidad de contaminante presente en la muestra. Los valores obtenidos de
las áreas, se normalizaron respecto al tiempo inicial, es decir, sin exposición a la radiación UV–
vis, la cual se le dio un valor de 100. De esta manera la curva obtenida de cantidad de
contaminante normalizada en función del tiempo corresponde a la Concentración del
contaminante remanente en la muestra ( ) en términos de porcentaje (%). En orden de modelar
P en función del tiempo ( ) de exposición a la radiación para cada tratamiento, se empleó al
modelo cinético logístico de Verhulst (Sanz, E., & col., 2007), representado por:
(
) (15)
Donde r se interpreta como la velocidad de descontaminación o constante de reacción del
sistema fotoquímico (mins-1) del tratamiento fotoquímico y k la concentración residual (%) del
sistema fotoquímico. La solución a la ecuación diferencial presentada en la ecuación (15), es:
(
)
(16)
Donde P0 es la cantidad inicial de contaminante ( ) y t0 es el tiempo inicial de máxima
concentración de contaminante.
9.6.6 Análisis estadístico: Anova de clasificación simple
Se llevó a cabo un ANOVA de clasificación simple para un factor, donde es posible comparar las
medias de los tratamientos: 1) aireación, 2) UV/H2O2/O3, 3) UV/H2O2 y 4) UV/H2O2/O3. El factor de
interés es el tipo de tratamiento con cada uno de los 4 diferentes niveles o tratamientos (se
incluye el agua que no fue tratada o nivel 1). La variable dependiente correspondió a las áreas
bajo la curva, obtenidos a partir de los espectros UV/vis para cada tratamiento en un rango de
longitud de onda de 200 nm a 800 nm. Todos las absorbancias para los tratamientos
fotoquímicos fueron las obtenidas al cabo de 20 minutos por ser el tiempo óptico en el cual se
alcanza la depuración del agua de acuerdo al modelo logístico para el tratamiento fotoquímico
del agua. Se realizó la contrastación de las siguientes hipótesis: Ho: las medias de todos los
tratamientos son iguales; Ha: las medias de todos los tratamientos no son iguales. Se usó el programa
OriginPro 8.5.1; nivel de significancia de 0.05; se empleó el estadístico de prueba F (Fisher) que
refleja el grado de parecido existente entre las medias que se están comparando; finalmente la
comparación de medias entre los tratamientos se estableció usando la prueba Tukey.
39
9.7 Evaluación de Toxicidad En el presente estudio se empleó la versión ala para la mosca Drosophila melanogaster de la
prueba Recombinación Mitótica y Mutación Somática (SMART, por sus siglas en inglés). Anexo
2
Muestras de agua residual pretratada y bajo sistema fotoquímico UV/H2O2/O3: se utilizaron dos
muestras de agua para la evaluación de la toxicidad, una muestra 250 mL de agua residual
compuesta extraída de la etapa previa a la cloración en la planta de tratamiento del hospital; y
una segunda muestra de 250 mL de agua residual tratada con el sistema UV/H2O2/O3 durante 1
hora; siendo éste el sistema con el cual se obtuvo mayor porcentaje de degradación de la carga
contaminante respecto a los otros dos sistemas. Ambas muestras de agua fueron congeladas y
trasladadas en una hielera al Laboratorio de Genética y Toxicología Ambiental de la Facultad de
Ciencias de la UNAM, a cargo de la doctora Patricia Ramos Morales, quien con el apoyo técnico
de la doctora Adriana Muñoz Hernández permitieron la realización de dos estancias en su
laboratorio para cumplir este objetivo de evaluación de toxicidad de las muestras. Anexo 2
9.7.1 Prueba SMART Se emplearon larvas transheterocigotas de tercer estadio (72 horas) para dos mutaciones
autosómicas recesivas que modifican el fenotipo de los pelos de las alas (mwh o flr3). Durante la
metamorfosis, cada célula de las alas forma un pelo tipo silvestre, en el desarrollo, alteraciones
en la calidad o integridad del DNA pueden llevar a que se pierda la heterocigosis, lo que
producirá un pelo mutante y este efecto se observará en todas las células descendientes de la
célula afectada (mancha mutante). Larvas de tercer estadio de desarrollo se alimentaron con
medio instantáneo hidratado con agua destilada, pretratada o bajo sistema fotoquímico
UV/H2O2/O3; el testigo (negativo) también correspondió a agua destilada. Los adultos se
cuantificaron y se hicieron laminillas con las alas, las cuales se revisaron con un
estereomicroscopio a 40X para registrar el tipo y número de manchas mutantes. Se comparó la
sobrevivencia, la proporción de sexos, la frecuencia de manchas por ala y de manchas por
mosca de las moscas tratadas (Fig. 7).
40
Fig.6. Procedimiento desarrollado para la evaluación de la actividad genotóxica empleando la Prueba SMART, versión alas.
41
A B C Fig. 7. A) Fenotipo silvestre en alas de D. melanogaster (presencia de 1 pelo o tricoma por célula); B) Expresión del marcador mwh (presencia de tres o más tricomas por célula); C)
Expresión del marcador flr3, apariencia de pelo o tricoma flameado.
Si los fenotipos mutantes se encuentran de modo independiente estos corresponden a
manchas simples que se forman debido a eventos como no disyunción, mutación puntual,
recombinación mitótica y pérdida de cromosomas etc.; y al encontrar los fenotipos de
modo adyacente uno del otro, éstas corresponderán a manchas dobles generadas por
eventos de recombinación entre el marcador y el centrómero ( Graf U. , Wurgler, Katz, Frei,
& Juon, 1984). Las larvas de esta cepa corresponden a la línea Smart. También se empleó
una línea de moscas silvestres denominada línea Canton-S como referencia para la curva
de toxicidad.
Cruza smart: Las larvas fueron obtenidas a partir de la cruza de hembras vírgenes que
presentaban el marcador flr3/TM3, Ser y machos mwh,e; el cromosoma TM3 fue necesario
para balancear a flr3 pues este marcador es letal en homocigosis en la línea germinal más no
en las células somáticas ( Graf U. , Wurgler, Katz, Frei, & Juon, 1984); esta cruza dio como
resultado dos tipos de progenie que correspondían a larvas libres de inversión(+ flr3/ mwhe
+) y larvas portadoras de inversión porque presentan el cromosoma balanceador TM3
(mwhe/ TM3,Bds) (Fig. 7 etapa 1), estas larvas no presentan una diferenciación de modo que
se trataron de igual manera hasta completar su etapa de imago (mosca adulta) en la cual
fue posible separar las libres inversión (fenotipo silvestre) de las portadoras de cromosoma
balanceador que tienen el cuerpo oscuro (ebony) y muescas en las alas (Serrata).
Cruza Canton S: esta cruza se llevó a cabo con moscas de fenotipo silvestre con el fin de
obtener moscas para posteriormente hacer el conteo de sobrevivencia; de igual modo que
las moscas de la cruza smart, pero las libres de inversion. Las moscas silvestres sirven como
línea de referencia para determinar la toxicidad y descartar que la respuesta recobrada se
deba a los marcadores involucrados.
Mantenimiento de cepas: Los huevos se ubicaron en recipientes que contienen medios de
cultivos que constaban de agua (1250 mL), agar-agar o carragenina (15 g); azúcar (70g);
harina de maíz (105g); levadura en polvo anhidra (66g); ácido; este medio de cultivo es
elaborado en el laboratorio de Genética de la Facultad de Ciencias de la UNAM, hasta que se
desarrollaran las larvas de tercer estadio. Tras 72 horas, las larvas resultantes se alimentan
del medio Carolina hidratado con los tratamientos y controles previamente diluidos hasta
que inicie su etapa de pupación (Fig. 7, pasos 3 y 4)
A continuación los marcadores que permitieron definir la toxicidad de las muestras:
42
1. Marcador de toxicidad: Índice de sobrevivencia: la estimación de este índice se
relaciona con la toxicidad de los tratamientos (Arellano, 2002). Las moscas de ambas líneas
(Canton-S y SMART) en estado adulto (Fig. 7, etapa 5) se sometieron a eterización para ser
sacrificadas, luego se almacenaron en alcohol al 70%, y se analizaron empleando un
microscopio estereoscópico. El análisis estadístico consistió en la determinación de la
sobrevivencia promedio inicial, seguido de aplicación de la prueba de t de student.
2. Marcador de toxicidad reproductiva: Proporción sexual: A medida que se estimaba
la sobrevivencia se identificaba el sexo de cada una de las moscas, esto fue posible gracias
al conocimiento previo sobre los caracteres que permiten la diferenciación entre moscas
machos y hembras (primera estancia desarrollada). Adicional a esto se registraron las
anomalías que pudieran presentarse a nivel fenotípico para las moscas de los diferentes
experimentos. Ver anexo 3, características de diferenciación sexual de las moscas.
3. Marcador de genotoxicidad: Mutación somática: se procedió a realizar el montaje de
las alas. Para el montaje de alas solo se emplean las moscas libres de inversión ((+ flr3/ mwhe
+), es decir, con apariencia de mosca silvestre. Se llevó a cabo la disección para extraer las
alas de modo individual, por tratamientos y de acuerdo a su respectiva concentración; se
fijaron empleando resina faure y fueron ubicadas en portaobjetos, prensadas y almacenas
para llevar a cabo la lectura de las mismas (Fig. 7, paso 7). Para el análisis microscópico de
las alas y registro de manchas en las alas: las microdiapositivas de las alas fueron leídas
empleando un microscopio óptico con una ampliación de 40X; las regiones de las alas
fueron establecidas de acuerdo a ( Graf U. , Wurgler, Katz, Frei, & Juon, 1984) (Fig. 9); se
llevó a cabo la observación de cada una de las regiones en busca de la expresión de los
marcadores mwh y flr3; estos podrían estar presentes en forma de manchas sencillas
(fenotipos mwh o flr3 encontrados de modo independiente) y de manchas dobles (fenotipo
mwh cercano al fenotipo flr3) (Fig. 8 y Fig. 7, etapa 8).
Análisis estadístico Los datos obtenidos fueron procesados empleando el programa
Cómputo SMART PC-Versión (no publicado) 2.1 elaborado el 27 de junio del 89, por F.E.
Würgler and H. Frei; Institute of Toxicology ETH-Z University of Zurich, Schwerzenbach,
Switzerland; y empleando el procedimiento de decisión múltiple de Frei y Wungler 1988,
con un nivel de significancia del 5%, ambos métodos se basan en la prueba no paramétrica
de X2; El procedimiento de decisión está basado en la contrastación de hipótesis. La
hipótesis nula (H ) establece que no hay diferencias entre la frecuencia de manchas en la
serie testigo y la experimental; si se incrementa la frecuencia de manchas en las muestras
experimentales se rechaza la hipótesis nula. La hipótesis alternativa (H ) establece que la
frecuencia de manchas en la serie experimental es “m” veces la frecuencia de manchas en
la serie testigo; esta magnitud “m” se elige de acuerdo a la ocurrencia espontánea de una
mancha en particular y significa el incremento mínimo en la frecuencia de manchas a ser
considerado como un diagnóstico positivo. Así, m=2 será para manchas pequeñas y totales;
y m=5 para manchas grandes y gemelas. Si no se rechaza la hipótesis nula y se rechaza la
alternativa el resultado es negativo (-); si se rechaza la hipótesis nula y no se rechaza la
hipótesis alternativa el resultado es positivo (+); si las dos hipótesis se rechazan el resultado
43
se considera débil positivo (w); y si ambas hipótesis no se rechazan el resultado es
indeterminado (i).
Fig. 8. Regiones A –E de la superficie de las alas para las determinaciones de las manchas tras la
expresión de los mwh y flr3
9.8 Determinación de los compuestos orgánicos, tóxicos y persistentes
Se colectaron 2 galones con muestras compuestas de agua residual obtenida durante el
transcurso de 24 horas. 6 frascos ámbar de 1 litro fueron necesarios para depositar las
muestras; 3 muestras contenían un litro de agua residual pretratada en el hospital y 3 con
agua residual tratada con el sistema UV/H2O2O3 que se obtuvo después de fotodegradar por
30 minutos de irradiación, la dosis de peróxido de hidrogeno al 50 % empleada fue de 1.4*10-
3 mol/L de H2O2. Se llevó a cabo la extracción empleando un solvente moderadamente polar
(cloroformo) y uno no polar (hexano). Posteriormente a la extracción líquido-líquido (ELL)
obtenido se llevó a cabo el análisis el cual se realizó utilizando un cromatógrafo de gases
7890 Agilent Technologies, acoplado a un espectrómetro de masas 5975 (CG-MS), se realizó
un filtrado con sulfato sódico anhídrido, seguido de una limpieza con sílica gel, se
concentraron las muestras evaporándolas usando un rotavapor hasta obtener 2 mL, se
inyectó 1 µL de cada extracto bajo las siguientes condiciones cromatográficas: columna DB-
5MS de 0.5um*30m*0.25um DI, temperatura del inyector 180°C, temperatura del detector
220°C, con una rampa que inicia 56°C/1min, 10°C/min, 196°C/1 min, 20°C/1min, 260°C/5 min.,
Inyector en modo Split/spitless.
Una vez obtenidos los cromatogramas, se compararon con la biblioteca NIST08
Normalización del área para estimaciones de concentración en porcentaje: Se mide el área
bajo cada pico individual. Sumando todas estas áreas de los picos se obtiene el área total
calculada. El porcentaje en volumen de los componentes individuales se obtiene
multiplicando el área calculada individual por 100 y luego dividiéndola entre el área total
calculada.
La identificación de los compuestos se llevó a cabo empleando las siguientes bases de
datos:
National Center for Biotechnology Information. PubChem Compound Database; CID=11635,
https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/compound/11635 (consultado febrero 28, 2016).
U.S. National Library of Medicine, 8600 Rockville Pike, Bethesda, MD 20894 – TOXNET
Home; https://toxnet.nlm.nih.gov/ (consultado febrero 29, 2016)
44
Sistema Integrado de Información de Riesgos (EPA's Integrated Risk Information System
(IRIS - http://www.epa.gov/iris consultado febrero 2, 2016)
Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR): http://www.atsdr.cdc.gov/
45
10 RESULTADOS Y DISCUSIÓN
10.1 Caracterización de la calidad del agua residual antes y después de
aplicar los sistemas fotoquímicos (UV/H2O2/O3; UV/H2O2 y UV/O3)
10.1.1 Agua residual pretratada en el hospital
La tabla 8 registra los parámetros de calidad obtenidos para una muestra compuesta
pretratada en el hospital; en general la muestra presenta buena calidad para la mayoría de
los parámetros en comparación; sin embargo estos valores no permiten la protección de la
vida acuática (DBO y SST); y según lo establecido en la NOM-CCA- 029 (norma que deberían
cumplir las descargas de hospitales) esta agua presenta dos compuestos rgánicos tóxicos
(tetracloroetileno y ftalato de dibutilo).
Tabla 8. Calidad del agua residual pretratada en el hospital (antes del tratamiento) y su comparación
con las principales normas de calidad de agua residual en México.
Parámetros Muestra
pretratada NOM 002
NOM 001
NOM-CCA- 029
Resolución Nº 0631
(Colombia)
Uso en riego
agrícola (A)
Protección de vida acuática
(C)
DQO (mg/L) 145 - - - 80-120 200
DBO (mg/L) 45 150 150 30 40-60 150
SSE (mg/L) 0.3 5 1 1 1.0 – 2.0 5.00
SST (mg/L) 41.11 150 150 40 40-60 50
Grasas y aceites (mg/L)
12.04 50 15 15 15 -20 10
Turbidez (UNF) 37 - - - - -
Color (1/m) 7.0 - - - - -
pH 8 5 – 10 5 – 10 5 – 10 6-9 6-9
Temperatura (°C) 19.2 40 40 40 40 -
Materia flotante (mg/L)
ausente ausen
te Ausente ausente Ausente -
Arsénico (mg/L) <0.05 0.5 0.2 0.1 - -
Cadmio (mg/L) <0.05 0.5 0.2 0.1 - 0.05
Cobre (mg/L) 0.026 10 4.0 4.0 - -
Cromo (mg/L) 0.004 0.5 1 0.5 - 0.50
Níquel (mg/L) 0.011 4 2 2 - -
46
Plomo (mg/L) 0.051 1 0.5 0.2 - 0.10
Zinc (mg/L) 0.077 6 10 10 - -
Estroncio (mg/L) 0.620 - - - - -
Azufre (mg/L) 65.143 - - - - -
Calcio (mg/L) + satur. - - - - -
Sodio (mg/L) + satur. - - - - -
Hierro (mg/L) 0.061 - - - - -
fosfatos (mg/L) 3.74 - - - - -
nitratos (mg/L) 0.48 - - - - Análisis y reporte
tetracloroetileno presente - - - ausente -
ftalato de dibutilo presente - - - ausente -
Colestanol Presente - - - - -
Colesterol presente - - - - -
NOM-001- Semarnat – 1996 para descargas en aguas y bienes nacionales NOM 002-Ecol 1996 descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado urbano y municipal NOM-CCA-029 Ecol/1993, descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes de hospitales (A), (B), (C): Tipo de cuerpo receptor según la Ley Federal de Derechos. Resolución Nº 0631 “Límites máximos permisibles en los vertimientos puntuales a cuerpos de aguas
superficiales y sistemas de alcantarillado público, para Colombia” _ Sector actividades asociadas con servicios y
otras actividades; actividades de atención a la salud humana, atención médica con y sin internación: Actividades
de atención a la salud humana – Atención médica con o sin internación.
El hospital obtiene permiso de descarga basándose en las NOM 001 y 002. La NOM 001
establece unos límites de descarga para tres tipos de cuerpo receptor; el río Atoyac es tipo
B, y es el cuerpo receptor de esta agua proveniente del uso público urbano (usos para
centros de población o asentamientos humanos); a pesar de que las características
fisicoquímicas sean aptas para descargar el agua residual a este río, no se contempla la
protección por la vida acuática.
Metales: Tanto el sodio como el calcio presentaron valores que superaron el límite máximo
de cuantificación del ICP (50 ppm); a raíz de esto, se procedió a indagar con ayuda del
personal encargado de la planta y determinar cuáles serían las causas del incremento
particular, así como para el de azufre; en análisis preliminares del agua residual del hospital
no se había presentado estos valores; y fueron los procesos de desincrustamiento de sales
en las calderas (calderas usadas para el calentamiento del agua que se emplea en los
pacientes del hospital), empleando suavizadores los cuales posiblemente provocaban esta
saturación; dichos suavizadores se aplican cada 15 días en dosis que van desde 12 hasta 50
kg. Al llevar a cabo un análisis de cada uno de los suavizadores empleados en el hospital, se
reconoció que una de estas sustancias es la que más aporta en los niveles de saturación de
estos metales (Power Treat), también presentó niveles de saturación en azufre y un valor
de 0.29 mg/L de arsénico (ver anexo 4). El incremento de sales de calcio en las plantas de
47
tratamiento hace que estas se depositen en tubos y reduzcan el rendimiento de la
transferencia de calor (Russell, D., 2012). Se sugirió un cambio por sustancias
desincrustantes menos agresivas. También se encontraron valores elevados de estroncio
para las aguas residuales del hospital sin embargo las normas no regulan este metal.
La importancia de tratar los metales radica en que estos son contaminantes inorgánicos,
altamente estables, y en bajas concentraciones pueden biomagnificarse en la red trófica a
través de la cadena alimentaria, convirtiéndose en un peligro creciente para el ser humano y
la vida silvestre (Ochoa, E. P., 2014). El pH estuvo de acuerdo a las normas. Las NOM 001 y
NOM 002 tienen rangos de pH amplios, comparado con normas internacionales (6,0 - 8,5)
(Russell, D., 2012).
10.1.1.1 Comparación con normas internacionales
Resolución Nº 0631: Esta norma específica los límites de calidad de vertimientos para
Colombia; permite separar las aguas residuales en domesticas e industriales; dentro de las
industriales se debe identificar el tipo de industria o sector de servicio para establecer que
parámetros de calidad se aplicarán.
Aguas residuales domesticas divididas en aguas residuales grises (las que provienen
de la ducha y el lavamanos, no incluye las de las lavanderías porque el grado de
detergentes sería tan alto que contaminaría más las aguas) y aguas residuales
negras (sanitarios, lavanderías y el área de cocina).
Aguas residuales industriales: Se dividen en 8 sectores: agroindustria, minería,
hidrocarburos, fabricación y manufactura, bebidas, alimentos, ganaderías y los que
no estén en los demás los llamaron servicios y otras actividades dentro del que se
pueden incluir los hospitales; al comparar esta norma con la norma mexicana se
concluye que en Colombia se trata de manera específica el tratamiento de aguas
residuales para diversos sectores, aunque para hospitales sigue siendo inespecífico,
adicionalmente no se reconocen muchos de los compuestos tóxicos. (Ver tabla 8)
Registros de calidad del agua residual del hospital (2010-2015)
Gracias a la colaboración del personal encargado de la planta, fue posible acceder a los
registros de calidad del agua residual del hospital (2010-2015) que se otorgan
“mensualmente”; a partir de estos registros se estableció que de todos los parámetros que
contemplan la NOM 001 y NOM 002: la demanda bioquímica, los sólidos suspendidos
totales y las grasas y aceites fueron los que principalmente permitieron conocer la calidad
del agua del hospital durante los 5 años (Fig. 10). El número de datos investigados a partir
de enero de 2010 a septiembre de 2015 fueron 68 (Fig. 10). Tanto la demanda bioquímica de
oxígeno como los sólidos suspendidos totales y las grasas y aceites presentaron un
comportamiento similar respecto al incremento de la carga contaminante entre los meses
de febrero, marzo y abril además de los meses de agosto y septiembre. Al llevar a cabo una
comparación de la demanda bioquímica de oxígeno con parámetros ambientales como la
48
precipitación, temperatura y el pH (Fig. 11), se corrobora que no existe una marcada
influencia de los parámetros ambientales en el incremento de la carga contaminante. Tras
consultar con el personal del hospital respecto a estos meses donde prevalece la
contaminación del agua residual se llega a la conclusión que son los meses en los cuales las
personas ingresan en mayor número al hospital; sin embargo, no se tiene un registro
detallado del número de personas que ingresan por meses.
Pai, T.Y., & col., (2007), llevaron a cabo un estudio en Taiwán evaluando parámetros de
calidad de una planta de tratamiento de aguas residuales de un hospital durante junio de
2002 a junio de 2003; el límite de sólidos suspendidos y demanda química de oxígeno para
estas aguas era de 100 mg/L, (un valor inferior al que contemplan las normas oficiales
mexicanas); establecen que existe una influencia marcada del pH al afectar los sólidos
suspendidos y DQO de manera significativa; recomiendan que si se ajusta el pH del afluente
se podría mejorar las condiciones de ambos parámetros; pero como se visualiza en la figura
11, este parámetro no representa mayor variación a lo largo del tiempo; adicionalmente los
registros de 5 años permiten visualizar un amplio comportamiento de los parámetros. Neri-
Cruz, N., & col., (2015) evaluaron las características fisicoquímicas de aguas residuales no
tratadas de un hospital en Toluca- México y concluyen que los resultados obtenidos no
superan los valores máximos permisibles al compararlos con las normas NOM-001-
SEMARNAT-1996 y NOM-CCA-029-ECOL-1993; a diferencia de lo que se obtuvo en este
estudio donde la muestra si recibe pretratamiento y aún continua con contaminación.
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Demanda Bioquímica de Oxígeno
Sólidos Suspendidos Totales
Grasas y aceitesNov 10
Meses (2010 a 2015)
Fig. 9. Registro histórico de los parámetros de calidad del agua obtenidos en el hospital (2010 - 2015)
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Meses (2010 a 2015)
Precipitación (mm)
DBO (mg/L)
T° ambiente (°C)
pH
T° agua (°C)
Fig. 10. Registro histórico de los parámetros de calidad del hospital, comparando DBO con otros parámetros de interés ambiental
51
Como se puede observar en la figura 10, existe una caída en la carga contaminante entre
mayo de 2014 y algunos meses de 2015, esto puede ser debido a la adición de aire
empleando un segundo compresor en la planta de tratamiento.
Tabla 9. Los parámetros de calidad (contaminantes básicos) de la PTAR del hospital durante el
periodo de 2010 a 2015
Parámetro N° total de registros
Media Desviación estandar
Valor Mínimo
Mediana Máximo
DQO (mg/L) 17 81.17 41.6 38 64 172.8
DBO (mg/L) 68 48.5 24.4 19 43.33 148.3
SST (mg/L) 68 43.1 23.8 9 36.09 122
GyA (mg/L) 68 12.1 3.9 5.16 11.94 26.47
SSE (mg/L) 68 0.28 0.18 0.1 0.2 0.6
pH 68 7.2 0.30 6.26 7.26 7.71
T° agua (°C) 68 19.2 1.6 14.7 19.26 23.1
Tabla 10. Estadística descriptiva de contenido de metales de la PTAR del hospital durante el periodo de 2010 a 2015 (valores en mg/L).
En general se pudo determinar que las condiciones de calidad del agua residual tratada por
aireación extendida por casi 5 años, han sido óptimas porque no han excedido los límites
máximos permisibles que establecen las normas NOM 001 y 002.
10.1.2 Tratamiento del Agua residual con los tres sistemas
fotoquímicos
Al llevar a cabo la fotoirradiación del agua residual pretratada en el hospital durante 30
minutos empleando cada uno de los sistemas es posible reconocer que existe una mayor
variación en cambio del área bajo la curva para la carga contaminante final en los sistemas
UV/H2O2 y UV/O3 para dos muestras compuestas tratadas independientemente (tabla 11, ver
anexo 1) teniendo como referencia los valores del área bajo la curva para el agua de grifo y
agua potable. La variación en las áreas entre estos dos sistemas fue del 17%.
Metales N° registros
Media Desviación estándar
Mínimo Máximo
Arsénico 20 0.007 0.003 0.002 0.014
Cadmio 20 0.009 0.007 0.005 0.022
Cianuros 21 0.023 0.003 0.013 0.025
Cobre 20 0.061 0.009 0.044 0.08
Cromo 20 0.082 0.024 0.047 0.103
Mercurio 21 0.0009 0.0002 0.0005 0.002
Níquel 21 0.072 0.021 0.052 0.12
Plomo 21 0.067 0.019 0.04 0.096
Zinc 21 0.187 0.064 0.092 0.304
52
Tabla 11. Valor del área bajo la curva para los sistemas fotoquímicos obtenido a partir de los espectros
UV-vis (30 minutos de fotoirradiación).
Tratamiento Área muestra 1 Área muestra 2
UV/H2O2 26.55215 44.55415
UV/O3 51.87735 35.57265
UV/H2O2O3 31.9442 33.7618
Referencias
Agua de grifo 17.66115
Agua potable 4.3749
Por el contrario, el sistema UV/H2O2/O3 presentó menor variación en el área bajo la curva
que indica el porcentaje final de carga contaminante (tabla 11, ver anexo 1), es decir una
variación del 2%. Los parámetros fisicoquímicos resultantes del tratamiento del agua
residual luego de aplicar los tres sistemas fotoquímicos por 30 minutos se muestran en la
tabla 12.
Tabla 12. Comparación de la muestra de agua residual pretratada y bajos los tres sistemas
fotoquímicos (estudios por triplicado)
Parámetros para medir la calidad del
agua
Muestra inicial de agua residual (P.M)
Sistemas Fotoquímicos
UV/ O3 UV/ H2O2 UV/ H2O2/O3
DQO (mg/L) 145 57 < 20 (PDLD) < 20 (PDLD)
Turbidez (UNF) 37 PDLD PDLD PDLD
Color (1/m) 7.0 1.6 0.7 0.6
PDLD: por debajo del límite de detección P.M. Promedio mensual UNF: Unidad nefelométrica de Formazina El valor del pH no varió, siempre se mantuvo en 8 unidades
Existe similaridad entre los sistemas UV/H2O2 y UV/H2O2/O3 respecto a la DQO; con estos
datos no se puede mencionar cual método es más eficiente, sin embargo, si calculando de
los espectros UV-Vis determinados para estos sistemas (ver anexo 1), el área bajo la curva
del sistema UV/H2O2/O3 es menor (33.7) comparado con los otros sistemas, UV/H2O2 (44.6) y
UV/O3 (35.6), consecuentemente la degradación es mayor. (ver anexo 1, D y H).
53
10.2 Cuantificación e identificación de la carga bacteriana resistente
Muestra inicial 1000 UFC/mL E.coli 8000 UFC/mL Enterobacter aerogenes 6000 UFC/mL P. aeruginosa
Sistema UV/O3 0 UFC/mL E.coli 0 UFC/mL Enterobacter aerogenes 0 UFC/mL P. aeruginosa
Sistema UV/H2O2 0 UFC/mL E.coli 0 UFC/mL Enterobacter aerogenes 0 UFC/mL P. aeruginosa
Sistema UV/H2O2/O3 0 UFC/mL E.coli 0 UFC/mL Enterobacter aerogenes 0 UFC/mL P. aeruginosa
Fig. 11. Recuento de colonias de bacterias en agua pretratada en el hospital (Muestra inicial) y bajo los tres sistemas fotoquímicos
Estos resultados muestran que el tratamiento de aireación extendida desarrollado en la
planta de tratamiento de aguas residuales del hospital es un proceso ineficiente para la
remoción de la carga bacteriana; el oxígeno presente en el agua tiene un potencial de
oxidación menor al radical , este requiere más energía para pasar a un estado excitado
denominado oxígeno singlete, el cual tendría un mayor potencial de oxidación de la materia
orgánica; sin embargo se requiere una fuente de energía para que ocurra esta
transformación.
La potencia de la lámpara empleada en los sistemas fotoquímicos fue de 1000 W, la cual
tiene una eficiencia de esterilización de la carga bacteriana durante 20 minutos; por el
contrario, la radiación solar que recibe la planta de tratamiento del hospital no es directa
por la presencia de rejillas que cubren las cisternas y la temperatura promedio es de 19.2°C,
la inactivación de las bacterias puede ser momentánea debido a que dicha inactivación se
lograría a temperaturas superiores a los 45°C (McGuigan, K. G., & col., 2012); de no ser así,
los mecanismos de reparación del ADN de las células pueden actuar haciendo que las
células se reparen.
E. coli es indicador fecal de resistencia a antibióticos (Titilawo, Y., & Larry Obi, A., 2015), que
que debe sufrir diversas adaptaciones para resistir los tratamientos de aguas residuales y
por ende encontrarse posteriormente en efluentes de descargas de aguas residuales. E. coli
forma parte de la flora intestinal del ser humano y su diseminación por los cuerpos de agua
contribuye a la diseminación de enfermedades gastrointestinales (Adefisoye, M., & Okoh,
A., 2015).
54
Es importante reconocer el impacto que puede tener el inadecuado tratamiento de las
aguas residuales, permitiendo que la carga bacteriana se disemine en otros ambientes e
influya de manera directa o indirecta sobre la salud de las personas al emplear agua
contaminada por estos microorganismos.
10.3 Determinación del sistema fotoquímico que presenta un mejor
desempeño
En la figura 13 se muestra la concentración de contaminante en función del tiempo para los
tres sistemas. La máxima concentración de contaminante corresponde al agua residual
antes del tratamiento fotoquímico para un tiempo t0= 0 (minutos), por otro lado, la
disminución en la carga contaminante se debe al proceso de fotodegradación de la
muestra, nótese que la descontaminación del agua residual tiende a saturarse a partir de los
20 minutos, este efecto de saturación indica que el sistema fotoquímico no puede continuar
descontaminando el agua residual y por tanto, la exposición a la radiación UV junto con los
oxidantes no produce un cambio significativo en la concentración de contaminante después
de este tiempo, por tanto se logra la degradación máxima. Empleando la ecuación logística,
se realizó el ajuste de los datos experimentales presentados en la figura 13, se observa que
cada uno de los sistemas presenta diferentes constantes de reacción del sistema
fotoquimico (r) y diferentes valores de concentración residual (k). Adicionalmente, el
sistema UV/H2O2 presentó una concentración de contaminante remanente de la muestra (P)
de 35 % función 20 minutos de fotoirradiación; para el sistema UV/O3 (figura b) la
concentración fue de 54%; y la para el sistema UV/H2O2/ O3 (figura c) una concentración del
27% . Adicionalmente el ajuste permite establecer que en tiempos más largos de reacción no
dan como resultado cambios en la concentración de contaminante remanente.
Fig. 12. Ajuste de los datos experimentales utilizando el modelo logístico para los 3 sistemas
55
10.3.1 Análisis estadístico: anova de clasificación simple
Factor: tipo de tratamiento
Niveles del factor: 1) agua pretratada en el hospital MPT (0 minutos); 2) UV/H2O2/O3; 3)
UV/H2O2 y 4) UV/O3 (20 minutos de fotoirradiación para cada tratamiento).
Tabla 13. Estadística descriptiva para cada factor
Niveles del Factor
tamaño de muestra
media desviación estándar
error cuadrático de la media
1 - MPT 501 0.20082 0.29989 0.0134 2 - UV/H2O2/O3 501 0.08297 0.20806 0.0093
3 - UV/H2O2 501 0.08476 0.24673 0.01102 4- UV/O3 501 0.15085 0.25314 0.01131
Como se puede visualizar en la tabla 13 las medias muestrales de las absorbancias para cada
tratamiento son diferentes; salvo una semejanza entre el nivel 2 y 3.
Tabla 14. ANOVA general
DF
Suma de cuadrados
Cuadrado de medias de los tratamientos
Valor F Prob>F
Modelo 3 4.86461 1.62154 25.12274 5.55E-16
Error 2000 129.08927 0.06454 Total 2003 133.95389
Ho: las medias de todos los tratamientos son iguales:
Ha: las medias de los tratamientos no son iguales:
En la tabla 13 de los resultados del ANOVA, si el valor del F es superior a 1, existe variación entre las medias; y por tanto el valor que se obtuvo para F= 25.12, así, con un nivel de significancia del 0.05 la media poblacional es significativamente diferente; por tanto, se rechaza la hipótesis nula de igualdad de medias y surge la pregunta: ¿cuáles son los pares de medias que son diferentes entre sí dado que se rechazó una hipótesis nula con 4 tratamientos?; para esto se usa la prueba de Tukey donde se decide sobre la comparación de medias de los tratamientos
Tabla 15. Prueba de Tukey para comparación de medias
Factor Diferencia de medias SEM q Valor Prob Sig LCL UCL
2 1 -0.11786 0.01605 10.38368 0 1 -0.15913 -0.07659
3 1 -0.11607 0.01605 10.22585 0 1 -0.15734 -0.07479
3 2 0.00179 0.01605 0.15783 0.9995 0 -0.03948 0.04306
4 1 -0.04998 0.01605 4.40307 0.01012 1 -0.09125 -0.0087
4 2 0.06788 0.01605 5.9806 1.44E-04 1 0.02661 0.10915
4 3 0.06609 0.01605 5.82277 2.33E-04 1 0.02482 0.10736 Significancia igual a 1 indica que la media diferencial es significativa en un nivel del 0.05 entre los tratamientos;
significancia igual a 0 indica que la media diferencial no es significativa en un nivel del 0.05
56
Fig. 13. Comparación de diferencia de medias
Se tienen elementos para rechazar la Ho: las medias de los tratamientos son iguales porque los tres
sistemas son diferentes al testigo
porque los tres
sistemas fotoquímicos son diferentes al testigo (agua pretratada en el hospital) con un nivel
de 0.05; solo la comparación entre el sistema UV/H2O2/O3 y UV/H2O2 no resultó significativa,
sin embargo la estadística es un apoyo para diferenciar entre los sistemas fotoquímicos
pero la caracterización fisicoquímica contribuye a una mejor diferenciación entre estos dos
sistemas como se verá a continuación.
10.3.2 Sistema Ultravioleta/Peróxido de hidrógeno (UV/H2O2)
Este sistema degradó el 65% de la carga contaminante gracias a que la presencia de
peróxido de hidrogeno y su disociación por acción de la radiación ultravioleta permite una
producción más directa de radicales hidroxilo ( ) (reacción 17); adicionalmente la
constante de reacción del sistema fotoquímico fue de 0.04 segundos, siendo este tiempo
bastante favorable para permitir la transformación de la materia orgánica.
( + → 2 ) (17)
Chys, M., & col. (2015) emplearon este oxidante en presencia de UV para tratar lixiviados de
vertederos en Bélgica, usando una lámpara de presión baja (rango de emisión en 254 nm)
de 18 W por 30 minutos, pH de 8, y H2O2 al 27% en dosis de 0 a 5100 mg/L; encontrando una
disminución de la DQO pero estableciendo que el incremento de las dosis de H2O2 hace
lenta las reacciones de oxidación dado que el H2O2 actúa como un captador de radicales
hidroxilo. Es importante destacar este estudio al tratarse de muestras reales y con alto
contenido de materia orgánica logrando efectivos resultados en corto tiempo, aunque la
dosis de peróxido empleada es demasiado alta.
Hwang, S., & col., (2004) emplearon este sistema en aguas simuladas para la decoloración
alcalina de 2,4,6–trinitrotolueno (TNT), con una lámpara de UV de 40W/m2, entre 2 a 5 horas
con dosis de 10mg/L a 300 mg/L de H2O2 en pH de 6.5 y 2.5; pero también reconocen que el
2 1
3 1
3 2
4 1
4 2
4 3
-0.15 -0.10 -0.05 0.00 0.05 0.10
Diferencia de medias (diferencias significativas)
Diferencia de medias (diferencias no significativas)
1: ARPH
2: UV/H2O
2/O
3
3: UV/H2O
2
4: UV/O3
57
exceso de H2O2 reduce la oxidación debido a que el H2O2 consume radicales ;
sería y .
De acuerdo con lo que plantea Hwang & col., esta es una de las posibles razones por las que
en el presente estudio se obtuvo una menor velocidad de descontaminación de la materia
orgánica por este sistema como se puede observar en la figura 13 a), en el modelado de la
descontaminación para el sistema UV/H2O2 (r: 0.04 s-1); la dosis inicial para este sistema fue
de 1.75*10-3 mol/L de peróxido de hidrógeno (H2O2) al 50% pero al cabo de 20 minutos de
aplicar este sistema, la dosis final de peróxido fue de 3.15 * 10-3 debido a que a medida que
ocurría la degradación se consumía peróxido de hidrógeno y como se planteó en la
metodología, era necesario adicional dosis de 7*10-4 mol/L de H2O2 para que continuara el
proceso. Cuando el sistema UV/H2O2 se deja actuando por más de una hora se incrementa
la adición de H2O2 al consumirse continuamente los radicales hidroxilo generados por este
sistema.
Kusic, H & col., (2006) evaluaron la remoción de fenol en agua residual simulada,
empleando una lámpara de presión baja, variando el pH y a temperatura de 25°C,
encontraron que al emplear el sistema UV/H2O2 a medida que se incrementa la
concentración de H2O2 se ralentiza el proceso disminuyendo la remoción de fenol; sin
embargo, bajo óptimas condiciones este proceso permitió remover en un 99.4% el fenol
presente en la muestra residual simulada tras una hora de aplicar el proceso (pH 8, [H2O2]:
90 mM).
Feliz, E., & col., (2007) emplearon este sistema logrando degradar un 93% de naproxeno
presente en aguas residuales, tras 3 minutos de tratamiento, en un pH de 6 y usando 1 mg/L
de H2O2; Poyatos, J.M., & col., (2010) establecieron que este sistema fue más eficiente (99%)
que la ozonización (33%) para remover carbono orgánico total de un efluente, tras 160
minutos de fotodegradación.
Galindo & Kalt (1998) plantean que este sistema es eficiente en la decoloración en medios
ácidos (pH: 3-4) dado que en medios alcalinos el peróxido de hidrogeno se descompone
dando lugar a dióxido de oxígeno y agua evitando así la formación de radicales ●OH. La
mayoría de los trabajos reportados empleando este sistema tienen como fin la decoloración
(Percowski & Kos 2003; Shyh-Fang & col. 1999; Georgiou & col. 2002; Rosario & col. 2002;
Arslan & col. 2002).
(Rosenfeldt, & col., 2004) usaron este sistema para remoción de disruptores endócrinos
como bisfenol A (BFA), 17beta-estradiol (E2) y 17 alfa-etinilestradiol (EE2) pero establecen
que se requiere agregar 15mg/L de H2O2 para que la remoción pase de un 20% a un 90%.
A pesar de que muchas publicaciones reconocen la ventaja de este sistema, la mayoría lo
hacen sobre muestras simuladas y actuando sobre un contaminante específico; poco a poco
han aparecido estudios que revelan la formación de subproductos peligrosos tras aplicar
este sistema, como ejemplo, la adición de nitrato en aguas que son tratadas con este
sistema ha permitido la formación de compuestos genotóxicos (Martijn, A., & Kruithof, J.,
2012; Bram, J., & col., 2015; Heringa, M. B., & col., 2011).
58
En resumen, este sistema UV/H2O2 es el que principalmente se ha usado entre los tres
sistemas fotoquímicos por ser una vía fácil para adquirir ●OH, pero este radical sólo
presenta un tiempo de vida de microsegundos, por lo que se requiere la adición continua de
H2O2, y el exceso de H2O2 también consume radicales ●OH y produce otras especies que no
contribuyen con la oxidación de la materia orgánica, sumado al incremento de costos y el
riesgo de toxicidad.
10.3.3 Sistema Ultravioleta/Ozono (UV/O3)
Con este sistema se presentó una disminución de la carga contaminante del 46% y un valor
de r mayor para los otros dos sistemas (0.12 s-1). La disminución de la DQO fue menor
comparado con los otros dos sistemas. La ozonización fotolítica así como los procesos de
ozonización tienen una limitante y es la transferencia de masas del ozono de la fase gaseosa
a la fase acuosa, este problema generalmente se contrarresta con el diseño de reactores
que promuevan el contacto de estas dos fases (Wen S. K., 1999); también se pueden usar
sistemas de agitación empleando difusores, mezcladores en línea, venturis etc. esto
incrementa la producción eficiente de radical hidroxilo. Adicional a esto el mecanismo de
reacción de este oxidante implica más reacciones ( que el
sistema anterior.
La temperatura también es un factor que interviene en este sistema; el ozono puede
descomponerse en oxígeno a unos 35°C (ARMY, 1996), contribuyendo a que el proceso de
generación de radicales sea más lento.
Kusic, H & col., (2006) al evaluar este sistema en la remoción de fenol encontraron que la
eficiencia de este sistema está dada por las modificaciones del medio donde se halla la
muestra con un ajuste de pH a medios alcalinos (pH: 12).
Wu, J. J., (2008) también emplearon los tres sistemas en aguas simuladas para establecer la
remoción de alcohol isopropílico, determinaron que en este sistema el pH tiene un efecto
principal en la remoción, dado que con un pH de 3 fue posible remover el 83% de este
compuesto durante 180 minutos, sin embargo, establecen que esto depende de la
estabilidad del compuesto a degradar. Russell, D., (2012) plantea que las reacciones con
radicales hidroxilo son muy rápidas, pero la concentración de radicales hidroxilo bajo
condiciones de ozonización normalmente es relativamente baja.
En resumen este sistema, presenta limitantes como es el control de la temperatura y la
solubilidad del ozono en el agua lo que afecta la adecuada generación de radicales hidroxilo
u otras especies oxidativas, lo que podría explicar la menor degradación observada (46%).
10.3.4 Sistema Peróxido de hidrógeno/Ozono/Ultravioleta
(UV/H2O2/O3)
Presentó una constante de reacción 0.10s-1, muy cercana a la velocidad del sistema UV/O3;
fue el sistema que logró una mejor disminución de la carga contaminante con un 73%. Es un
sistema más flexible debido a que la combinación UV/H2O2/O3 permite emplear varios
mecanismos directos e indirectos de degradación logrando la generación no solo de
59
radicales hidroxilo sino otras especies oxidativas que pueden representar una opción
atractiva para la degradación de una amplia gama de contaminantes refractarios (Lester, Y.,
& col., 2011) .
Kusic, H & col., (2006) evaluaron diferentes combinaciones de UV, H2O2 y O3 para la
remoción de fenol, determinando que el sistema UV/H2O2/O3 logra un 100% de su remoción
durante 30 minutos (pH =7; H2O2 = 10 mM) y plantean que este sistema al ser una fuente
mayor de radicales y H2O2 permite una rápida remoción y al compararlo con sistemas
como UV/H2O2 y UV/O3, este sistema sería económicamente y ecológicamente sustentable
respecto a los otros dos sistemas.
Este sistema también ha mostrado ser el más eficiente en el tratamiento de agua residual
de café respecto a las demás combinaciones de sistemas, logrando una remoción del 87% de
la DQO (Pérez, T. Z., & col., 2007).
Wu, J. J., (2008) establece que a pesar de que el sistema UV/H2O2 permite la remoción de
alcohol isopropílico en aguas simuladas, el sistema UV/H2O2/O3 es más eficiente y permite
una mineralización en un pH de 7.
Lucas, M., & col., (2010) plantean que este sistema fue efectivo para el tratamiento de
aguas residuales de un viñedo (pH natural 4) tras modificar su pH a 7 y 10; la velocidad de
descontaminación fue rápida y tras un análisis económico de costos de operación
confirman que este sistema es el más económico respecto a los otros dos evaluados (O3 y
UV/O3).
A partir de lo anterior se pudo establecer que el sistema más eficiente correspondió al
UV/H2O2/O3; siendo 20 minutos el tiempo óptimo para la transformación de los
contaminantes y empleando una dosis final de 1.4*10-3 mol/L de H2O2 y constante de
reacción r: 0.10 min-1. A pesar de que el análisis de comparación de medias (tabla 13) arroja
ausencia de diferencias significativas de este sistema con el sistema UV/H2O2, este último
sistema requiere más condiciones en el medio para lograr una adecuada fotodegradación
(pH, dosificación de H2O2, mayor tiempo de irradiación etc). Por otra parte el sistema UV/O3
presentó una mayor constante de reacción (r: 0.12 s-1), por lo que es de interés destacar que
el ozono absorbe radiación UV fácilmente en la región del 254nm (coeficiente de extinción
molar de 3300M-1cm-1) produciendo H2O2 como un intermediario que se descompone en
●OH (2.00 de ●OH de rendimiento cuántico por fotón incidente); por el contrario a pesar de
que la descomposición del H2O2 por el sistema UV/H2O2 es la vía más rápida para generar
●OH, la baja absortividad molar del H2O2 en los 254 nm (coeficiente de extinción molar de
18.6 M-1cm-1) limita el rendimiento del radical ●OH en la solución produciendo (0.09 de ●OH
de rendimiento cuántico por fotón incidente) (Munter, R. 2001; Oppenländer, T. 2003). El
efecto sinérgico de los dos oxidantes y la radiación UV contribuye a la generación no solo
de radical hidroxilo sino también de otras especies oxidativas que pueden incrementar la
depuración del agua residual.
Metales tras la aplicación de los sistemas fotoquímicos: Los sistemas fotoquímicos no
realizan las transformaciones de los metales debido a que el estado excitado formado se
desactiva foto-físicamente sin conducir a un cambio químico (desactivación fotoquímica)
60
como ocurre con los compuestos orgánicos e inorgánicos oxidables (Hernández, A., 2013).
Los metales presentan enlaces fuertes (enlaces metálicos) que requieren una energía muy
alta para lograr su transformación; lo único que se lleva a cabo cuando se incorpora
radiación UV en presencia de muestras que contienen metales es aumentar la temperatura
del sistema de reacción, transforma la radiación en calor. Algunos metales presentes en el
agua son propensos a reaccionar en procesos de oxidación, actuando como catalizadores o
inhibiendo procesos catalíticos (Hernández, A., 2013). Es recomendable remover metales
previo a los procesos de oxidación porque pueden transformarse en especies más tóxicas,
ejemplo de ello es cromo trivalente que se oxida a una forma más tóxica como es el cromo
hexavalente o el arsénico que pasa de trivalente a pentavalente (ARMY, 1996).
10.4 Evaluación de toxicidad
Como fue posible determinar el sistema UV/H2O2/O3 como el que presentó mejor
desempeño en la remoción de la carga contaminante; dicho sistema fue evaluado respecto
a su toxicidad empleando la prueba SMART. A continuación, los resultados de los
marcadores de toxicidad:
10.4.1 Marcador de toxicidad: Sobrevivencia
Como se puede observar en la tabla 15 el índice de sobrevivencia se compara con respecto a
los resultados obtenidos para el testigo de agua destilada; de ese modo se observa que el
índice de sobrevivencia fue inferior para las moscas que consumieron agua residual
pretratada en el hospital indicando que esta agua puede contener sustancias tóxicas que
interfieren en la sobrevivencia de las moscas; por el contrario existió una mayor
sobrevivencia de moscas que consumieron agua tratada con el sistema fotoquímico
UV/H2O2/O3. Es así como existe un primer indicio de la efectividad del sistema fotoquímico;
sin embargo, el hecho de que sobrevivan más moscas no implica que no tengan problemas
en el agua tratada; los problemas posibles se evalúan determinando la proporción sexual y
la mutación somática presentes en la muestra tratada y pretratada.
Tabla 16. Índice de sobrevivencia (IS) para la muestra pretratada (MPT) y la muestra tratada con el sistema fotoquímico UV/H2O2/O3 (MT)
Concentraciones %
IS MPT IS MT
dH2O 1 1
1.56 0.85 1.12
3.13 0.84 1.08
6.25 0.76 1.22
12.50 0.82 1.13
25.00 0.83 1.11
50.00 0.76 1.36
100.00 0.88 1.25
61
Como se puede observar en la figura 15, existe una disminución de la sobrevivencia para las
moscas de la línea Canton (CS) expuestas a agua pretratada (CS MPT) en todas las
concentraciones; se observa una tendencia de curva (forma de u) desde la concentración
1.56% a la del 100% para CS MPT.
Fig. 14. Sobrevivencia corregida de moscas CS expuestas a agua pretratada (CS MPT) y agua tratada (CS
MT); (Scorr CS)
10.4.2 Marcador de toxicidad reproductiva: Proporción sexual (PS)
Tabla 17. Promedio de proporción sexual para moscas hembras (♀♀) y machos (♂♂), de los dos tratamientos: agua pretratada (MPT) y agua tratada (MT) a diferentes concentraciones
Tratamiento Promedio PS
MPT e.e.
Promedio PS MT
e. e.
[ % ] agua residual
♀♀ ♂♂ ♀♀ ♂♂ ♀♀ ♂♂ ♀♀ ♂♂
dH2O 0.49 0.51 0.03 0.03 0.48 0.52 0.03 0.03
1.56 0.44 0.56 0.04 0.04 0.46 0.54 0.03 0.03
3.12 0.41 0.59 0.07 0.07 0.44 0.56 0.04 0.04
6.25 0.41 0.59 0.06 0.06 0.46 0.54 0.04 0.04
12.5 0.44 0.56 0.03 0.03 0.45 0.55 0.03 0.03
25 0.50 0.50 0.02 0.02 0.53 0.47 0.04 0.04
50 0.51 0.49 0.04 0.04 0.48 0.52 0.01 0.01 100 0.50 0.50 0.03 0.03 0.51 0.49 0.03 0.03
Como se puede observar en la figura 16, existe una variación en la proporción sexual de las
moscas; resultado un incremento en la presencia de moscas machos para la muestra
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
1,40
1,60
dH2O 1.56 3.12 6.25 12.5 25 50 100
Fre
cuen
cia
Concentraciones (%)
CS MT
62
pretratada en el hospital en las concentraciones de 1.56% a 12,5%; el contenido de esta
muestra puede presentar compuestos con actividad disruptora endócrina que afecta la
expresión de los diferentes genes de las moscas y permite que se recuperen más moscas
machos, y disminuya el número de moscas hembras.
Fig. 15. Proporción Sexual de moscas CS expuestas a agua pretratada(MPT) y tratada (MT)
Por el contrario el agua tratada con el sistema fotoquímico UV/H2O2/O3 reduce la toxicidad
de la muestra y permite que la proporción sexual tienda hacia condiciones similares al
testigo, sin embargo aún prevalece en esta muestra sustancias que contribuyen a la
toxicidad. En las concentraciones de 25%, 50% y 100% se observa una cercanía respecto al
tratamiento testigo esto puede ser debido a que son las concentraciones que presentan
mayores saturaciones de compuestos, es decir la toxicidad de estas concentraciones evita
que se observe el efecto sobre la proporción sexual, de ahí la importancia de las diluciones.
Algunas de los compuestos que se encontraron en el agua residual pretratada en el hospital
(ver # 10.5) y que tienen actividad androgénica son: colesterol, cafeína, ftalato de dibutilo,
triclosán (Gee, R. H., & col. 2008) y ácido pálmico (Fang, H., & col. 2003); de los cinco
compuestos solo se pudo degradar los dos primeros. Este efecto de masculinización
también se ha observado en el pez mosco (Gambusia affinis holbrook) cuando se expone a
agua residual procedente de la industria del papel (Howell, W. M., & col. 1980).
10.4.3 Marcador de toxicidad – mutación somática
Con este marcador se corrobora que el agua tratada con el sistema fotoquímico UV/H2O2/O3
es menos tóxica. De provocarse un daño heredable en células somáticas se daría paso a la
expresión de diferentes elementos que contribuyen al desarrollo de cáncer.
Como se puede observar en la figura 17, en la muestra de agua residual pretratada en el
hospital se observó una menor frecuencia de manchas mutantes (mwh y flr3), debido a que
la toxicidad de esta muestra provoca lesiones que no pueden ser reparadas y conducen a la
eliminación de la célula dañada. La frecuencia de manchas mutantes de las moscas
expuestas al agua con el sistema fotoquímico UV/H2O2/O3, se incrementó (p < 0.05) en todas
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
0,70Fre
cuen
cia d
e ♀♀
y
♂♂
♀♀ MT ♂♂ MT ♀♀ MPT ♂♂ MPT
63
las concentraciones, excepto en las dos más altas que también resultaron genotóxicas [50%
y 100%]. Las manchas sencillas grandes en la muestra que recibió tratamiento fotoquímico
fueron representativas (ver tabla 18, resultados positivos) implicando una menor toxicidad
en la muestra empleando el sistema UV/H2O2/O3 respecto al agua pretratada en el hospital.
Las sustancias que persisten en el tratamiento de aguas residual empleando el sistema
fotoquímico pueden estar afectando el metabolismo de las moscas y provocando
malformaciones como se puede visualizar en la figura 18. La reparación que se genera en las
células de las moscas tratadas con el sistema fotoquímico, permite que las lesiones y la
célula pueda amplificarse a través de la mitosis y no genere la muerte celular como si se
presenta en las células que se tratan con agua residual del hospital, donde las lesiones no se
pueden recobrar dado a la perdida de la célula afectada y por tanto disminuye la frecuencia
de manchas en las alas.
Fig. 16. Frecuencia corregida de manchas totales en las alas de moscas de D. melanogaster expuestas a
agua pretratada (MPT) y tratada UV/H2O2/O3 (MT).
-0,1
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0 1,56 3,12 6,25 12,5 25 50 100Fre
cuen
cia d
e m
an
chas
mw
h y
flr
3 e
n las
ala
s
MPT
64
Tabla 18. Registro del tipo y número de manchas mutantes
[%]
N° alas
Manchas pequeñas (1-2)
células m=2
Manchas grandes (>2) células m=5
Manchas gemelas m=5
manchas totales m=2
Frecuencia corregida de
manchas totales
AGUA DESTILADA 0 110 0.2 22 0.02 2 0.01 1 0.23 25 0
M.PRETRATADA [1.56] 74 0.23 (17)i 0.03 (2)i 0 (0)i 0.26 (19)- 0.03
M.PRETRATADA [3.12] 76 0.14 (11)- 0.03 (2)i 0.01 (1)i 0.18 (14)- -0.05
M.PRETRATADA [6.25] 72 0.22 (16)- 0.06 (4)i 0 (0)i 0.28 (20)i 0.05
M.PRETRATADA [12.5] 70 0.21 (15)- 0.01 (1)i 0 (0)i 0.23 (16)- 0
M.PRETRATADA [25] 78 0.35 (27)+ 0.04 (3)i 0 (0)i 0.38 (30)+ 0.15
M.PRETRATADA [50] 68 0.24 (16)i 0.07 (5)i 0.01 (1)i 0.32 (22)i 0.09
M.PRETRATADA [100] 75 0.28 (21)i 0.04 (3)i 0.01 (1)i 0.33 (25)i 0.1
M.TRATADA [1.56] 90 0.42 (38)+ 0.07 (6)i 0.03 (3)i 0.52 (47)+ 0.29
M.TRATADA [3.12] 74 0.38 (28)+ 0.12 (9)+ 0.01 (1)i 0.51 (38)+ 0.28
M.TRATADA [6.25] 68 0.41 (28)+ 0 (0)i 0 (0)i 0.41 (28)+ 0.18
M.TRATADA [12.5] 86 0.26 (22)i 0.08 (7)+ 0.08 (7)+ 0.42 (36)+ 0.19
M.TRATADA [25] 70 0.53 (37)+ 0.07 (5)i 0.01 (1)i 0.61 (43)+ 0.38
M.TRATADA [50] 64 0.25 (16)i 0.05 (3)i 0 (0)i 0.3 (19)i 0.07
M.TRATADA [100] 94 0.27 (25)i 0.03 (3)i 0.02 (2)i 0.32 (30)i 0.09
m=2 será para manchas pequeñas y totales; y m=5 para manchas grandes y gemelas. Si no se rechaza la hipótesis nula y se rechaza la alternativa el
resultado es negativo (-); si se rechaza la hipótesis nula y no se rechaza la hipótesis alternativa el resultado es positivo (+); si las dos hipótesis se
rechazan el resultado se considera débil positivo (w); y si ambas hipótesis no se rechazan el resultado es indeterminado (i)
65
[6,25] MPT.♀ ala izquierda
ausente. [100] MPT. ♀con infección bacteriana, abdomen hinchado (coloración blanco).
[50] MT.Larva seca o necrosada
[100], MT, ala necrosada, ojos no tienen pigmentación.
[12,5] MT. ♂ Pata torcida. L. SMART
MT. Pata torcida [12,5] MT, farato. L. SMART MT. Pata torcida MT. Ausencia de
segmento en la pata MT. Pata torcida
Fig. 17. Malformaciones presentes en moscas que consumieron agua residual tratada (MT) con el sistema UV/H2O2/O3 y moscas que consumieron agua residual pretratada (MPT) en el hospital. ♀: Hembra ♂: Macho.
66
10.5 Determinación de compuestos orgánicos tóxicos y persistentes
La siguiente tabla contiene el listado de los compuestos presentes en el agua residual pretratada en el hospital (Aireación E.) y los compuestos tras
aplicar el sistema fotoquímico (UV/H2O2/O3) ; se establece una estimación de concentración en porcentaje, así como el tipo de compuesto, grupo al que
pertenece, algunas características principales y su N° CAS.
Tabla 19. Registro de compuestos presentes en la muestra de agua residual pretratada (MPT) en el hospital y tras aplicar UV/H2O2/O3
Estim. de [] en %
Tiem. de Ret. (seg.)
Nombre y tipo de compuesto: Tóxico (T) Persistente (P) Cancerígeno (C) Alterador Endocrino :
(A): androgénico (E):Estrogénico
Grupo del compuesto Características
Air
eac
ión
E.
UV
/H2O
2/O
3
2.56 15.525 2,4-bis(1,1-dimetiletil)- fenol.
T P Fenol (Ra, J.S., & col., 2016) Materia prima de disolventes, fármacos y fragancias. + +
0.85 16.523 4-( 1,1,3, 3-tetrametilbutil) fenol.
T E
Fenol – PCP (Kinney, C. A., & col., 2008); (Stackelberg & col., 2004).
Metabolito de detergente; modifica la tensión superficial del agua. De los mayores contribuyentes a toxicidad de efluentes (Ra, J.S., & col., 2016)
+ +
1.89 17.547 2-(1,1-dimetiletil)fenol.
T Fenol
Reactivos intermediarios para síntesis de estabilizadores UV o antioxidantes; produce irritación; en animales induce bloqueo de membranas; umbral letal en camarones es de 2,2 mg/L
+
1.68 17.614 m-tert-butilfenol Fenol (Duong, H.T., & col., 2015) Antioxidante - Reactivos intermediarios +
0.54 14.302 4-cloro-2,6-dimetilfenol Fenol Reactivos intermediarios +
0.96 25.157 2-metil-7-fenilindol Fenol Reactivos intermediarios + +
1.67 21.791 Eicosano C Hidrocarburo (Brigden, K., & col., 2013;
Helmes, C. T., & col. 1982) Combustible de poco uso; de 20 carbonos + +
11.01 56.08 tetracloroetileno.
T C Hidrocarburo clorado (Gil, A., & col., 2015; Helmes, C. T., & col. 1982)
Disolvente de limpieza y desengrasante. Sustituto de fluorocarbonos.
+ +
67
1.54 18.233 octadecano.
T C Hidrocarburo (Brigden, K., & col., 2013; Ra & col., 2016; Helmes, C. T., & col. 1982)
Adsorbente y absorbente. + +
0.79 16.330 Hexadecano Hidrocarburo (Brigden, K., & col., 2013);
(Ra & col., 2016). Vida media de 18 días + +
1.37 60.94 Etilciclohexano
Hidrocarburo Provoca mareos, náuseas y vómitos. el vapor concentrado puede ocasionar el colapso y pérdida del conocimiento
+
1.21 66.86 2,3,4-trimetilhexano Hidrocarburo Reactivos intermediarios +
0.91 73.84 Nonano Hidrocarburo Provoca irritabilidad en ojos, nariz y piel +
4.55 72.98 o-xileno. C
Hidrocarburos - (Navarro, A., & col., 2014)
Compuestos oxigenados homocíclicos no aromáticos. P. derivados del petróleo Reactivo intermediario utilizado para fabricar PVC y otros plásticos
+ +
1.5 21.698 1-etil-5-metilciclopenteno Hidrocarburo Reactivos intermediarios +
3.85 17.421 10-metilnonadecano P Hidrocarburo Reactivos intermediarios +
1.45 64.60 1,2,4-trimetilciclohexano Hidrocarburo Reactivos intermediarios +
0.66 23.421 2-metileicosano Hidrocarburo Reactivos intermediarios +
1.33 17.355 N,N-dimetil-1-decanamina
Amina Reactivos intermediarios - corrosivo - peligrosidad en grandes cantidades
+
4.5 21.292 triclosán.
TEA Clorados PCP (Stackelberg, P.E., & col., 2004)
Desinfectante antimicrobiano. + +
3.75 19.836 ftalato de dibutilo
TEA Éster (Shaikh, H., & col., 2014); (Ra & col., 2016).
Plastificantes y repelentes. Alta/ estable a la luz; poco soluble en agua
+ +
28.13 33.424 Colestanol.
E P Ester (Duong, H.T., & col., 2015)
Indicador químico de contaminación fecal por desechos humanos – microcontaminante.
+ +
1.02 53.56 Ester decilico del ácido dicloroacetico. T
Ester Materia prima de fármacos y otros reactivos +
12.75 34.468 Colesterol EA Ester (Hinkle, S. J., & col., 2004);
(Kinney, C. A., & col., 2008) Indicador químico de contaminación fecal +
4.72 19.722 ácido palmítico, o ácido hexadecanoico
A Ácido carboxílico (Shaikh, H., & col., 2014); (Fang, H. & col. 2003)
De origen natural y artificial. Vida media 5 días. + +
4.81 21.485 ácido octadecanoico Ácido carboxílico (Shaikh, H., & col.,
2014) Ácido esteárico, Para detergentes, bactericidas etc. + +
1.03 19.835 ester butildecilico del ácido ftálico
Ácido carboxílico Plastificantes de ftalato +
0.33 11.734 Limoneno Terpeno Aceite esencial. Antioxidante y actividad microbiana +
2.26 17.115 3,7-dimetil-6-octenal
Terpeno Citronellal, presente en el aceite de muchas especies; con efectos anti-inflamatorias y protectores.
+
68
0.48 11.980 α-terpinoleno.
T Terpeno
Origen natural - disolventes. Las fugas resultantes pueden provocar incendios o la dilución con agua, pueden causar contaminación. Aceite esencial.
+
0.56 96.66 Limoneno C terpeno (Kinney, C. A., & col., 2008) Monoterpeno sustituto de los clorofluorocarbonado; +
1.12 13.370 Indol Fragancia en café (Hinkle, S. J., & col.,
2004); (Kinney, C. A., & col., 2008) Origen natural y artificial. Uso en pruebas bioquímicas y fragancias. Induce tumores en ratas.
+
2.16 24.199 cis-1-etilidenoctahidro-7a-metil-1H-Indeno
Fragancia Reactivo intermediarios +
6.03 24.791 cis-1-etiliden octahidro-7a-metil-1H-Indeno
Fragancia
Constituyentes volátiles de algunas plantas; aceites esenciales, usos farmacológicos.
+
1.78 12.725 1,3-bis(1,1-dimetiletil)-benceno
Aromáticos Materia prima de fármacos y otros reactivos +
2.95 34.694 2,4-dimetil-benzo[h]quinolina Aromáticos Reactivos intermediarios +
1.65 68.32 m-xileno Aromáticos Sinónimo: m-Xileno +
1.4 12.725 1,4-bis(1,1-dimetiletil)benceno Aromáticos Reactivo intermediarios +
1.61 19.835 ester butildecilico del ácido ftálico
E Aromáticos Esteres de ácido ftalico – con actividad estrogénica. +
10.51 34.488 1,2-benzisothiazol-3-amine
Aromáticos Extracto del árbol Acacia karroo,. Reactivo intermediarios
+
2.04 18.977 3-(4-fluorofenoximetil)-4-metoxibenzaldehido
Aromáticos Reactivo intermediarios +
0.97 19.337 (1-methyldodecyl)benceno Aromáticos Reactivo intermediarios +
1.47 15.392 N,N-dimetil-1-dodecanamina
DDA - Antioxidante (Navarro, A., & col., 2014)
Inhibidor de la corrosión, emulsionante. Induce tumores en ratas y alteraciones cardiacas en perros; vida media tras volatilización 160 días
+
3.62 17.847 N-(4-metilfenil)- acetamida Amida Reactivos intermediarios +
1.5 18.931 Cafeína A (Kinney, C. A., & col., 2008);
(Stackelberg, P.E., & col., 2004) Alcaloide estimulante +
0.84 17.115 Tetradeciloxirano Éter Reactivos intermediarios +
0.24 19.350 Sclareoloxido Éter Reactivos intermediarios +
4.76 39.610 2-p-nitrofenil-1,3,4-oxadiazol-5-ona
heterocíclico (Musini, A., & col., 2013)
(Lin, Y. C., & col., 2010)
Microcontaminante - Materia prima de fármacos desde plantas (Salacia oblongaI
+ +
1.28 24.784 3-OXO-18-NOR-ENT-ROS-4-ENE-15.beta.,16-ACETONIDE
Cetona Reactivos intermediarios +
1.77 41.206 2-alilaminometilen-5,5-dimetilciclohexan-1,3-diona
cetonas (Musini, A., & col., 2013) Materia prima de fármacos desde plantas (Salacia oblongaI +
69
0.63 20.886 Ciclooctasulfuro Sulfuro De origen natural (hongo Ganoderma lucidum) uso farmacológico +
1.22 61.54 ester 2-tridecílico del ácido 2-tiofencarboxílico
Éster Reactivos intermediarios +
1.87 86.55 1-metilciclopentanol Alcohol Reactivos intermediarios +
1.35 96.26 2-etilhexanol. T
Alcohol (Brigden, K., & col., 2013) ; (Duong, H.T., & col., 2015)
Causa irritación en piel y ojos; nocivo para los organismos acuáticos.
+
7.09 21.305 ácido octadec-9-enoico
Ácido graso insaturado Ampliamente distribuido en la naturaleza. Se utiliza comercialmente en la preparación de oleatos y lociones, y como un disolvente farmacéutica. Produce irritación.
+
5.15 21.485 ácido tricosanoico Ácido graso saturado Ácido graso saturado +
3.96 23.148 ácido 3-(3-cloro-1H-1,2,4-triazol-1-il)adamantan-1-carboxilico
- Reactivo intermediarios +
2.03 16.044 biciclo[10.1.0]tridec-1-eno - Aceite esencial para medicinas +
1.07 16.124 1-metilbiciclo[3.2.1]octano - Materia prima de fármacos y otros reactivos +
0.8 21.192 16-metil-heptadecanoato de metilo
- Reactivo intermediarios +
2.89 23.421 di-n-decilsulfona - Reactivo intermediarios +
3.33 37.621 6-cloro-3-etil-2-metil-4-fenilquinolina
- - +
0.98 18.013 2,4-diamin-5H-pirrolo(3,2-d)pirimidina
- Reactivos intermediarios +
3.76 24.112 2-(acetoximetil)-3-(metoxicarbonil)bifenileno
- Reactivo intermediarios +
47 31
+: Presencia del compuesto Las celdas sombreadas indican la persistencia del compuesto tras aplicar el sistema UV/H2O2/O3
Tres compuestos representan el 51.89% y son: tetracloroetileno (11,01%); colestanol (28,13%) y colesterol (12.75%). Tras la aplicación del sistemas
fotoquímico, 14 compuestos persistentes fueron identificados: octadecano, 2-p-nitrofenil-1,3,4-oxadiazol-5-ona, triclosán, tetracloroetileno, 2,4-bis(1,1-
dimetiletil)fenol, colestanol, o-xileno, hexadecano, ftalato de dibutilo (DBP), ácido hexadecanoico, ácido octadecanoico, 2-metil-7-fenilindol, eicosano y
4-(1,1,3,3-tetrametilbutil)fenol.
70
El sistema fotoquímico permitió la reducción del 64% de los compuestos, aunque 17 restantes se
formaron como subproductos de este proceso; dentro de los subproductos predominan
hidrocarburos, aromáticos, fenoles, ácidos grasos etc., cabe destacar que en la naturaleza
compuestos particulares también se generan como subproductos tras la fotólisis de la materia
orgánica (Larson, R. A., 1994)
10.5.1 Razones por las cuales es difícil fotodegradar algunos
compuestos orgánicos.
Diferentes propiedades físicas y químicas contribuyen a que estos compuestos no se degraden
fácilmente, dichas propiedades son el resultado de su estructura molecular y del tipo de
átomos que las integran; de acuerdo a su estructura química pueden ser compuestos de baja
persistencia, toxicidad escasa o inmóviles pero también se puede presentar el caso contrario
involucrando COPs tóxicos y lipofílicos (tienden a disolverse en grasas y lípidos más que en
agua) (Ritter, L., & col. 1995).
La presencia de compuestos fuertemente hidrofóbicos por sus largas cadenas de
alcanos (ej. Eicosano (20 carbonos), hexadecano (16 carbonos), octadecano (18
carbonos) los hacen prácticamente insolubles en agua dificultando su degradación.
Compuestos que no absorben o absorben por debajo de 200 o superiores a 460 nm
(rango de emisión de la lámpara empleada en este estudio) como algunos
hidrocarburos aromáticos tienden a degradarse en presencia de oxígeno pero tras
formar complejos que posteriormente se degradan por fotólisis (Larson, 1994). El
tetracloroetileno que se tornó persistente en este estudio, absorbe en la región de 420
nm por lo que la fotólisis UV en rangos menores no tiene mayores efectos (Larson,
1994).
Tabla 20. Máximos de absorción de algunos grupos cromofóricos
Cromóforo λmax (nm) Cromóforo λmax (nm) Cromóforo λmax (nm)
C-H o C-C <180 Naftaleno 310 RS-RS 300
C=C 180 N=O 300 C=O 280
C=C-C=C 220 Fenol 275 Benzoquinona 370
Benceno 260 Anilina 290 C=N <220
N=N 350 ArNO2 280 Indol 290
Compuestos como hidrocarburos policíclicos aromáticos de mayor peso molecular son
más difíciles de degradar (Ritter, L., & col. 1995; Ramírez, M. & col. 2003).
Compuestos halogenados que presentan enlaces cloro-carbono son estables a
hidrólisis y cuanto mayor es el número de sustituciones de cloro y/o grupos funcionales,
71
más elevada es la resistencia a la degradación biológica y fotolítica (Ritter, L., & col.
1995).
Los fenoles, requieren altas tasas de fotólisis debido a su forma aniónica intrínseca
incrementándose de este modo las características de absorción de luz (Larson, 1994).
A continuación algunos compuestos que fueron identificados en este estudio y que
representan alto riesgo y algunos mecanismos para su remoción.
Colesterol: fue posible degradarlo con el sistema fotoquímico. La importancia de degradar este
compuesto radica en que es un precursor de alteradores endocrinos provocando efectos tanto
estrogénicos (Streck, 2009; Aga, D. S., 2007) como androgénicos (Fang, H., & col. 2003); este
tipo de sustancias pudo ser una de las causas en el incremento de proporción sexual de machos
tras consumir agua residual pretratada en el hospital, adicionalmente esa proporción disminuyó
cuando el agua recibió tratamiento fotoquímico lo que también se relaciona con la degradación
de este compuesto en el tratamiento fotoquímico.
Fig. 18. Biosíntesis de hormonas esteroideas a partir del colesterol. Fuente: Aga, D. S., 2007
Colestanol: derivado del metabolismo del colesterol; al igual que el colesterol se torna
persistente en ambientes anóxicos por sedimentos (Jeng, W. L., & Han, B. C., 1996), y ambos
han sido clasificados como indicadores de contaminación fecal (El Fels, L., & col., 2016). Estos
compuestos también son excretados por la orina y heces; los lodos de las aguas residuales se
han convertido en trampas para estas sustancias. Bujagić, I. M., & col., (2016) establecen que el
colestanol se forma como un producto de reducción del colesterol en un ambiente externo,
dado que la reducción del colesterol en el cuerpo humano genera otra sustancia denominada
72
coprostanol. La reducción del colestanol es mediada principalmente por bacterias entéricas
(Bull, ID., & col., 2002).
Tetracloroetileno: este hidrocarburo halogenado es un líquido incoloro no flamable, cuyos
sinónimos son percloroetileno, PCE, perc, tetracloroetileno y perclor; aparece registrado por la
EPA como una sustancia tóxica para la atmósfera, que se libera tras ser empleado en
operaciones de desengrase industrial o disolvente de limpieza (Larson, R.A., 1994), para
extracción de grasas (lavado en seco); aunque en épocas pasadas se empleaba como
anestésico general. El ser humano al exponerse a esta sustancia puede sufrir alteraciones del
sistema nervioso central; ha sido catalogado como alterador endocrino y causante de
alteraciones en el desarrollo humano. Su exposición ha sido asociada a la presencia de cáncer
en los seres humanos particularmente cáncer de riñón, hígado, cuello uterino y sistema
linfático. Al ser soluble en agua puede migrar hacia las aguas subterráneas; la ATSDR (Agencia
para sustancias tóxicas y registro de enfermedades) informa que es el contaminante orgánico
reportado con mayor frecuencia en las aguas subterráneas, su nivel máximo de contaminación
oscila entre los 5 mg/L (U.S. Department of Health and Human Services, 2016). No es un
persistente en la atmosfera dado que su vida media es de aproximadamente 7 días. Cuando se
usan prendas de vestir lavadas en seco se libera esta sustancia en pequeñas cantidades en el
aire. La EPA considera que el tetracloroetileno es probablemente carcinogénico en seres
humanos por cualquier ruta de exposición (EPA - U.S., 2016). La norma mexicana NOM-CCA-029
ECOL/1993, para las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes de
hospitales establece que si existen tóxicos orgánicos se consideraran los que establece la NOM-
CCA-001-ECOL/1993 para las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes
de las centrales termoeléctricas convencionales; en esta norma aparece contemplado el
tetracloroetileno por lo que la entidad encargada debe fijar las condiciones de descarga para
esta sustancia. Larson, R.A., (1994) establecen que el sistema UV/O3 empleando una lámpara de
mercurio de presión baja permite la transformación del PCE; a su vez también establece que
este compuesto tiene absorción en el rango de 420 nm por lo que la fotolisis de longitudes
cortas no tiene tanto efecto en su transformación. Russell, D., (2012) establece que las
concentraciones en un cauce pueden ser 0.008 mg/L.
Triclosán: detectado en efluentes en concentraciones de ng/L (Bedoux G., & col., 2012). Su
factor de bioacumulación ha sido reportado inferior a 5000, siendo este el valor que define el
ser bioacumulable, el triclosan presenta un valor de 1353 por lo que no se considera
bioacumulable (De Solla & col., 2016); sin embargo, es un agente antimicrobiano de amplio
espectro usado en jabones, detergentes, pastas de dientes, desodorantes, desinfectantes,
cosméticos, textiles, plásticos etc. por lo que su presencia en el ambiente pueden conducir al
desarrollo de cepas de microorganismos resistentes (Corrotea & col., 2016); su alta
hidrofobicidad no le permite su eliminación completa del agua; en condiciones simuladas se ha
podido degradar a DCDD (2,8-dichlorodibenzo-p-dioxina) tras 3 días de irradiación empleando
una lámpara fluorescente, estimando que la vida media del triclosan en agua dulce y de mar
estaría entre 4 y 8 días; pero esta sustancia forma parte de contaminantes que se incorporan a
73
la atmósfera tras la influencia de luz solar o incineración (clorodioxinas); la fotodegradación del
triclosan también se ve retrasada por la presencia de iones metálicos y la materia orgánica
(Aranami & Readman, 2007). El triclosan tiene actividad tanto estrogénica como androgénica
(Gee, R. H., & col. 2008).
4-(1,1,3,3-tetrametilbutil)fenol. Sinónimo: 4-tert-octilfenol; forma parte de disolventes o
metabolitos de detergentes que contribuyen con el daño de la tensión superficial del agua lo
que conduce a una alteración del hábitat de macroinvertebrados; es poco soluble en agua; está
catalogado como alterador endocrino causando esterilidad en peces machos (Poecilia
reticulata) y cambios en las características sexuales de los machos (Toft, G. & Baatrup E. 2001).
2,4-bis(1,1-dimetiletil)- fenol: este compuesto también fue identificado por Xie, Y., & col. 2016;
empleando CG-MS en muestras de agua residual de una industria farmacéutica que recibía
tratamiento de lodos activados; fue posible removerlo empleando procesos fenton (iones de
catalizando la producción a partir de bajo condiciones de pH de 3.3; [ ] de
19.05 mM, tasa molar de de 20.16 en un tiempo de reacción de 2 horas.
16-metil-heptadecanoato de metilo: a pesar de que no se encontró en agua residual pretratada,
es posible que se haya formado como subproducto de otros compuestos; Xie, Y., & col. 2016;
también identificaron este compuesto en efluentes de una industria farmacéutica y lograron su
remoción por procesos fenton.
Hexadecano: forma parte de los compuestos que presentan cadena hidrocarbonada que no se
transforman fácilmente porque no tienen zona de reactividad, poseen únicamente enlaces
carbono-carbono y carbono-hidrogeno cuya diferencia de electronegatividades tiende a cero.
Xie, Y., & col. 2016 tampoco lograron la transformación de este compuesto con procesos
fenton tras dos horas de reactividad; sin embargo el uso de cepas bacterianas representa una
alternativa para la degradación de este compuesto (Bouchez-Naıtali, M. & col. 1999).
Silva-López, G., & col., 2012, estudiaron la presencia de compuestos orgánicos en el sistema
lagunar de Alvarado de Veracruz, México mediante cromatografía de gases acoplado con
espectrometría de masas; dos de los compuestos encontrados, el p-Xileno y el hexadecano,
también aparecen en el presente estudio; los investigadores afirman que tras la revisión
literaria, existe ausencia de datos sobre muchos de los compuestos encontrados y sus efectos
sobre organismos acuáticos; los cuales pueden resultar una amenaza para los hábitats de
organismos como nutrias y sus presas. De igual modo (Navarro & col., 2014) emplearon GC/MS
y encontraron compuestos como 2-etilhexanol, DDA, cafeína, o-xileno y p-xileno, catalogando
estas sustancias como microcontaminantes orgánicos o contaminantes emergentes presentes
en el rio Nexapa – México.
Xilenos: el o-Xileno y p-Xileno forman parte de los compuestos orgánicos volátiles usados como
solventes de productos de limpieza, también en pinturas y en gasolina; los xilenos no han sido
catalogados como cancerígeno en humanos, pero sí generan problemas neurotóxicos en la
74
naturaleza (narcosis, intoxicación, descoordinación, dolor de cabeza etc.); concentraciones
superiores a 50 ppm producen irritación en los ojos y alteraciones en el sistema respiratorio
(EPA, 2012). Tanto el o-Xileno como el, ftalato de dibutilo, Indol, ácido octadecanoico y
octadecano (18 carbonos) han sido identificados en los ríos Lerma y Atoyac aunque también se
ha indicado que no son cancerígenos; sólo se registra que el dibutil ftalato es un alterador
hormonal (Greenpeace, 2013);
Ftalato de dibutilo: tiene un tiempo de degradación de 1 a 30 días en aguas limpias (Ramírez, M.
& col. 2003); con efectos a nivel de hígado y riñones, así como en la función reproductiva
induciendo estrogenicidad (Ramírez, M. & col. 2003) y actividad androgénica (Fang, H., & col.
2003); se ha formado como subproducto al aplicar fenton en aguas residuales pretratadas de la
industria farmacéutica (Xie, Y., & col. 2016). Hace parte de los compuestos candidatos a la
inclusión en el Convenio de Estocolmo (Ramírez, M. & col. 2003).
1,2-benzisothiazol-3-amina: presente en un 11.51%: aparece registrado como un extracto que
procede de la raíz de la planta Acacia karroo, se utilizan en la medicina tradicional gracias a su
actividad antibacterial; también se ha extraído de la madera del Eucalyptus granlla, un árbol
empleado en la medicina china tradicional (Ge, S., & col., 2015), entre otras plantas. Existe poca
información sobre los efectos que pueda tener esta sustancia sobre los organismos acuáticos.
ácido octadec-9-enoico: presente en un 7.09%, hace parte de ácidos grasos extraídos de la
planta como Buchanania lanzan; los aceites que se extraen de esta planta se usa para tratar
enfermedades de la piel y eliminar manchas; ha exhibido actividad antiinflamatoria (Khatoon,
N., & col., 2015).
10-metilnonadecano: ha sido catalogado como un compuesto orgánico persistente presente en
suelos que han sido regados con aguas residuales que proceden de curtimbres industriales
(Alam & col., 2009; Saxena & Ram, 2015).
Tarr, M. A. (2003) y Kusic & col., (2006), establecen que los fenoles se pueden remover por
acción del ozono en combinaciones como O3/H2O2, UV/O3, O3/TiO2, UV/H2O2, Fe2+/H2O2,
Fe3+/H2O2, Fe0/H2O2, UV/Fe2+/H2O2, UV/Fe3+/H2O2 y UV/Fe0/H2O2; pero generalmente la
degradación de estas sustancias se lleva a cabo tras hacer ajuste al pH acidificando la muestra y
las muestras utilizadas son simuladas.
Los ácidos grasos también pueden ser eficientemente degradados por acción microbiana
(Ratledge, C., 1994).
La importancia de degradar este tipo de sustancias radica en que muchos de ellos poseen
características que les permite contribuir en la formación de smog fotoquímicos y aerosoles en
la atmosfera (World Health Organization, 1998); Adicionalmente, México tiene diferentes
compromisos adquiridos en la Convención de Estocolmo, y uno de ellos es el deber de adoptar
medidas para reglamentar nuevos plaguicidas o nuevos productos químicos industriales, con el
75
fin de prevenir la generación de compuestos orgánicos persistentes; así como proponer la
inclusión de productos químicos COPs para su adhesión a la Convención de Estocolmo, a través
de información científica que especifique al respecto de los COPs (Ramírez, M. & col. 2003).
Respondiendo a la pregunta problema de este estudio, se concluye que los tres sistemas
fotoquímicos propuestos permiten eliminar la carga bacteriana, y el sistema con mejor
desempeño (UV/H2O2/O3) permite la degradación del 64% de los compuestos que estaban
presentes inicialmente; para las condiciones establecidas, no se logra la mineralización y al igual
que plantean otros investigadores (Heringa, 2011; Martijn, B. J., & col., 2015; Larson, 1994;
Fernández Cirelli & Cecile, 2005), también se generan subproductos aunque la mayoría hacen
parte de compuestos de menor toxicidad.
Las sustancias tóxicas y persistentes a la fotodegradación requieren una consideración especial
y pueden necesitar un tratamiento previo antes de que se descarguen en la planta de
tratamiento de aguas residuales (Russell-2012).
Es posible que algunos de los compuestos identificados en el agua residual y tratada con el
sistema fotoquímico, dentro de estos los compuestos disruptores endócrinos, estén influyendo
sobre la expresión de genes que inducen la expresión de actividad androgénica en las moscas
(ej. colesterol).
De acuerdo a lo planteado en las hipótesis, se confirma lo inicialmente propuesto; el sistema
UV/H2O2/O3 alcanza un mejor desempeño respecto a los demás sistemas, debido a que emplea
dos oxidantes que generan una mezcla de agentes oxidantes; este sistema redujo la actividad
genotóxica sobre la muestra pretratada.
76
11 CONCLUSIONES
El agua residual pretratada en el hospital presenta buena calidad al comparar con las NOM 001
y 002 pero esta agua no es apta para la protección de la vida acuática.
El sistema que presentó mejor desempeño en la depuración de carga contaminante sobre una
muestra real de agua residual de un hospital fue UV/H2O2/O3; con una velocidad de
descontaminación de 0.010 s-1 y 73% de agua descontaminada. El tiempo de irradiación óptimo
fue de 20 minutos para la trasformación de los contaminantes y una dosis final de 1.4*10-3 mol/L
de H2O2; este sistema alcanza una mejor eficiencia respecto a los demás, debido a que emplea
dos oxidantes que generan una mezcla de agentes oxidantes.
Cualquiera de los tres sistemas permite la desinfección del agua residual en términos de
eliminación de la carga bacteriana, pero ninguno de ellos disminuye la presencia de metales.
El tratamientode la muestra con el sistema UV/H2O2/O3 disminuye la toxicidad del agua residual
pretratada en el hospital y permite incrementar el índice de sobrevivencia de las moscas;
contrario a lo que sucede con el agua pretratada en el hospital que además de disminuir la
sobrevivencia, indujo más proporción de moscas machos.
En total 14 compuestos resultaron persistentes tras aplicar durante 30 minutos el sistema
UV/H2O2/O3. Predominando los ácidos grasos, fenoles, derivados de benceno e hidrocarburos.
Los hospitales requieren de rigurosas inspecciones de la calidad de sus aguas residuales por
parte de las compañías que brindan este servicio, debido a que compuestos como el
tetracloroetileno y ftalato de dibutilo fueron encontrados y la CCA-001-ECOL/1993 establece
que son tóxicos y se requieren un manejo para evitar que se incorporen en los ambientes
acuáticos y provoquen riesgo para la salud de las personas, la vida acuática y demás seres que
se exponen a estos compuestos.
El agua residual que es tratada en el hospital contiene compuestos que provocan alteración
hormonal siendo catalogados como androgénicos y estrogénicos; la proporción sexual de
moscas evaluadas corrobora la existencia de sustancias que inducen androgenicidad o
masculinización de moscas.
En Puebla no se tiene registro de las descargas de aguas residuales de los hospitales y éstas se
tratan con normas generadas para industrias y aguas municipales.
77
12 RECOMENDACIONES
Evaluar la presencia de compuestos tras la aplicación de los sistemas fotoquímicos UV/H2O2 y UV/O3
Emplear cromatografía líquida de alta eficiencia para la determinación de compuestos dado que permite una mayor determinación, particularmente para la presencia de antibióticos o fármacos en general.
Desarrollar evaluaciones de riesgo sobre sustancias que aparecen como reactivos intermediarios muchas de las cuales no aparecen catalogadas respecto a sus efectos sobre los organismos acuáticos.
Los parámetros fisicoquímicos merecen importancia en la calidad del agua residual, pero es aún más importante evaluar la toxicidad de las aguas residuales.
Se debe llevar a cabo el tratamiento de aguas residuales en el hospital, dependiendo del nivel del hospital, los servicios que este ofrece y el número de personas que ingresen en determinados meses.
Es recomendable determinar las secciones del hospital donde se emplean sustancias que han sido registradas como persistentes y buscar el reemplazo de las mismas por otras menos tóxicas para el ambiente; estas alternativas de reemplazo hacia sustancias más seguras forman parte de uno de los 10 objetivos (sustancias químicas) que destaca la red global de hospitales verdes y saludables (http://hospitalesporlasaludambiental.net/sustancias-quimicas/); de esta manera este hospital podría formar parte de una comunidad mundial de líderes en prácticas sostenibles en el sector salud. Además de contribuir con la salud ambiental que plantea la OMS (factores ambientales que podrían incidir en la salud y se basa en la prevención de las enfermedades y en la creación de ambientes propicios para la salud).
Los meses de febrero, marzo y abril además de agosto y septiembre son los que registran mayor carga contaminante en los últimos 5 años por lo que se deben intensificar las labores de limpieza del agua para tales meses.
El desarrollo de este estudio permitió aportar en medidas adicionales para el tratamiento del agua residual del hospital y la continua colaboración del personal del hospital ha permitido que el estudio no solo se centre en el agua sino también en el interior del hospital en busca de reducir las fuentes peligrosas de contaminación; Incorporarse a la Red global de hospitales verdes y saludables los cuales promueven a nivel mundial una mayor sostenibilidad y salud
ambiental en el sector del cuidado de la salud.
78
13 Esquema de la incorporación del sistema fotoquímico
a la planta de tratamiento de aguas residuales del
hospital
En el sistema anterior adicional al proceso que se desarrolla en la planta de tratamiento de
agua residual del hospital denominado aireación extendida, se puede incorporar previo a la
cloración un filtro para evitar que los sólidos que estén presentes en el agua puedan intervenir
con la fotodegradación, posteriormente se inyectaría peróxido de hidrógeno y ozono y se
irradiaría con una lámpara UV; seguido de otro filtro para extraer sólidos que se pudieran
formar; se incorpora cloración para que el efecto de este oxidante permita que la desinfección
provocada por la fotooxidación perdure por más tiempo, finalmente se realiza la descarga al
efluente.
79
14 Anexo 1
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra Inicial
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Absorb
ancia
(u.a
.)
Longitud de Onda (n.m.)
A) Muestra compuesta 1,
fotoirradiada con el sistema UV/H2O2
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Absorb
ancia
(u.a
.)
Longitud de onda (n.m.)
B) Muestra compuesta 1, fotoirradiada
con el sistema UV-O3
80
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Absorb
ancia
(u.a
.)
Longitud de Onda (n.m.)
C) Muestra compuesta 1,
fotoirradiada con el sistema UV-H2O
2 -O
3
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial 100% de carga contaminante
UV/H2O
2 27%
UV/O3
52%
UV/H2O
2/O
3 32%
Agua purificada 4%
Agua potable 17%
Ab
so
rba
ncia
(u
.a.)
Longitud de Onda (n.m.)
Muestra compuesta 1
Comparacion para los tres sistemas (30'min)
81
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial 2
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Ab
so
rba
ncia
(u
.a.)
Longitud de onda (n.m.)
Muestra compuesta 2
fotoirradiada con el sistema UV/H2O
2
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial 2
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Ab
so
rba
ncia
(u
.a.)
Longitud de onda (n.m.)
F) Muestra compuesta 2
fotoirradiada con el sistema UV/O3
82
200 250 300 350
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Muestra inicial 2
5'
10'
15'
20'
25'
30'
Agua purificada
Agua potable
Absorb
ancia
(u.a
.)
Longitud de Onda (n.m)
G) Muestra compuesta 2
fotoirradiada con el sistema UV/H2O
2/O
3
El porcentaje de degradación se estimó a partir de la obtención de las áreas para cada curva tomando como
referencia el 100% del agua contaminada (muestra inicial)
200 220 240 260 280 300 320 340
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0.9
1.0
Muestra inicial 2 100% de carga contaminante
UV/H2O
2 44%
UV/O3 35%
UV/H2O/O
3 34%
agua purificada 4%
agua potable 17%
Absorb
ancia
(u.a
.)
Longitud de Onda (nm)
H) Muestra compuesta 2
Comparación de los tres sistemas (30' min)
83
15 Anexo 2
PRUEBA EMPLEADA PARA EVALUAR LA TOXICIDAD
La prueba de mutación y recombinación somáticas fue propuesta por Graf y cols. en 1984.
Esta prueba tiene validez a nivel internacional, mostrando sensibilidad y especificidad en la
identificación de mutágenos. A partir de su publicación como sistema de prueba se han
desarrollado algunas variantes. La prueba permite determinar simultáneamente
mutaciones genéticas y cromosómicas y/o recombinación somática, mediante la detección
de manchas en ojos o en alas; producidas como clones celulares durante el desarrollo larval.
En el presente estudio se empleó la versión de las alas para la mosca Drosophila
melanogaster.
Los eventos genéticos son inducidos en la etapa larvaria por la pérdida de heterocigosis; las
larvas de las moscas contienen conjuntos de células organizados en una especie de sacos
denominados discos imagales; las células de estos discos presentan continuas divisiones
mitóticas y durante la metamorfosis, completan su diferenciación, dando lugar a
estructuras como las piezas bucales, antenas, ojos, patas, alas, etc. Si durante los ciclos de
división mitóticos el agente a evaluar (agua pretradada que proviene del hospital y tratada
con el sistema UV/H2O2/O3) es capaz de dañar el DNA de las células que forman los discos
imagales, las células hijas podrían perder la heterocigosis, de modo que se pueda esperar la
expresión de los alelos recesivos de los genes marcadores es decir, la expresión de manchas
en las alas de tipo mwh o flr3. A continuación, algunas definiciones de importancia para la
compresión del estudio de toxicidad desarrollado, obtenidas del Manual de Laboratorio de
Genética para Drosophila melanogaster (Ramos Morales & y col., Manual de Laboratorio de
Genética para Drosophila melanogaster, 1993):
Mutación: cambio heredable que ocurre en el DNA. Las mutaciones biológicamente más importantes son las que ocurren en los gametos o en los precursores, puesto que pueden producir una modificación hereditaria de los caracteres en los organismos que se desarrollan a partir de ellos, siendo tales cambios el material básico de la evolución.
Mutación somática: ocurre en células no reproductivas del cuerpo; produce con frecuencia un fenotipo mutante en solo un sector del organismo (mosaico o quimera), se asocian con el inicio de procesos malignos.
Discos imagales: estructuras presentes en las larvas, tienen forma de saco y contienen a las células imagales.
Célula imagal: célula somática que se diferencia hasta que el organismo entra en metamorfosis y da lugar a estructuras determinadas del imago o mosca adulta.
Recombinación: formación de individuos o de células con combinaciones de alelos diferentes a la de los progenitores, debida al intercambio entre genes ligados durante la producción de los gametos
Se usó Drosophila melanogaster y la Prueba de Recombinación y Mutación Somática
(SMART por sus siglas en inglés) con el fin de determinar la genotoxicidad de la muestra de
agua residual tratada en el hospital (Muestra pretratada) y la muestra de agua residual
tratada fotoquímicamente (Muestra tratada). Para llevar a cabo este estudio, se procedió a
84
desarrollar dos estancias académicas en el Laboratorio de Genética y Toxicología Ambiental
de la Facultad de Ciencias de la UNAM bajo la dirección de la doctora Patricia Ramos
Morales y el apoyo técnico de la doctora Adriana Muñoz Hernández.
Inicialmente se procedió a hacer una revisión de las características tanto externas como
internas de la mosca; luego se continuó con el adiestramiento en el manejo de la mosca,
seguido del uso de Drosophila melanogaster como modelo biológico para la mutagénesis; se
reconoció la metodología para evaluación de genotoxicidad y finalmente se llevaron a cabo
las determinaciones de la actividad genotóxica de las muestras de aguas residual.
85
16 Anexo 3 Tabla 21. Principales caracteres para identificación de sexos en D. melanogaster
Fig. 19. Moscas adultas de Drosophila melanogaster; izq. Macho; der. Hembra. El macho es más pequeño que la hembra, nótese la diferencia respecto a los segmentos del cuerpo en el
macho adulto cuya coloración es más oscura
Macho Hembra
Más pequeño que la hembra (2 mm aprox)
Presenta dimorfismo sexual (se puede distinguir fácilmente a las hembras de los machos): Más grande que el macho (3mm aprox)
Menos resistente a toxicidad: Usos en sensibilidad de contaminantes
Más resistente a toxicidad
Abdomen con extremo terminal con tres segmentos fusionados, visiblemente melanizados (color oscuro)
Abdomen sin fusión de segmentos y coloración uniforme
Con peine en primer par de patas Sin peine en primer par de patas
Placa genital con múltiples piezas de coloración oscura
Placa genital con ovopositor
Tórax
Abdomen con
segmentos
Cabeza
Alas sin
muescas
Peine
Ojos
rojos
86
17 Anexo 4 Tabla 22. Detección de metales a sistemas fotoquímicos y dos posibles fuentes de metales (Foam y Treat)
Metal (mg/L)
MPT Foam Treat UV/H2O2 UV/O3
As 0.05 0.066 0.294 0.05 0.05
Be 0 0 0.005 0 0
Cd 0 0 0.076 0 0
Co 0 0 0.05 0 0
Cr 0.004 0.001 0.30 0.000 0.001
Cu 0.026 0.067 0.029 0.009 0.011
Fe 0.061 0.035 0.452 0.005 0.005
Li 0.095 0.031 0.035 0.105 0.099
Mn 0.041 0 0.025 0.001 0.078
Mo 0.025 0.017 0.049 0.010 0.006
Ni 0.011 0.002 0.032 0.010 0.08
Pb 0.051 0.017 0.230 0.050 0.050
Sb 0 0 0 0 0
Se 0.031 0.063 0.053 0.015 0.003
Sr 0.620 0.106 0.098 0.388 0.611
Ti 0.006 0.004 0.197 0.001 0
Tl 0.017 0.006 0.017 0 0.003
Vn 0.009 0.013 0.044 0.009 0.009
Zn 0.077 0.018 0.563 0.001 0.003
Ca Sat. Sat. Sat. Sat. Sat.
Mg - - - - -
Na Sat. Sat. Sat. Sat. Sat.
S 65.143 5.663 67.865 67.690 67.678
En esta tabla se registra los resultados obtenidos de la detección de metales empleando
ICP; además de los valores obtenidos para dos sistemas fotoquímicos (UV/H2O2 y UV/O3),
como se puede observar, estos sistemas no permiten la transformación de metales;
también se evaluaron dos sustancias empleadas para el desincrustamiento de sales en las
calderas (Foam y Treat) estas sustancias representan un riesgo para los organismos
acuáticos ya que no son transformadas por los sistemas.
87
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