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Introducción
La mayoría de los países tienen marcos legales orientados a regular los vertimientos de agua de naturaleza doméstica e industrial. Estos controles buscan determinar la concentración de carga contaminante presente en los efluentes que llegan a los cuerpos de agua y que afectan la calidad de esta.
En Colombia existe un marco legal orientado a regular los vertimientos de este recurso en los diferentes sectores industriales, por ejemplo, el portal web del Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible estipula que:
La norma de vertimientos, la Resolución 0631 de 2015 reglamenta el artículo 28 del Decreto 3930 de 2010 y actualiza el Decreto 1594 de 1984 (vigente desde hace 30 años) respondiendo a la nueva realidad urbana, industrial y ambiental del país. Esta permite el control de las sustancias contaminantes que llegan a los cuerpos de agua vertidas por 73 actividades productivas presentes en ocho sectores económicos del país.
Esta Resolución es de obligatorio cumplimiento para todas aquellas personas que desarrollen actividades industriales, comerciales o de servicios y que en el desarrollo de estas generen aguas residuales, que serán vertidas en un cuerpo de agua superficial o al alcantarillado público (Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible, 2021).
En este sentido, el aumento de la población y los desarrollos industriales, han generado impactos negativos en el uso del recurso hídrico, de acuerdo con Ruiz, Carvajal y Escobar (2007, 172) los cuerpos de agua son fuertemente afectados por sustancias cada vez más agresivas y difíciles de tratar debido a su naturaleza química.
A raíz de la crisis que se está viviendo entorno al problema de la contaminación del agua, la mayoría de los gobiernos definen programas de monitoreo que buscan medir parámetros físicos, químicos y biológicos (Ruiz, Carvajal & Escobar, 2007, 177). En efecto, desde que la calidad del agua se convirtió en una preocupación mundial, distintas organizaciones y comunidades científicas han desarrollado métodos analíticos que apuntan a generar información precisa sobre las sustancias contaminantes presentes en los hidrosistemas. A propósito, The Standard Methods Organization es una entidad integrada por tres sociedades técnicas: La Asociación Estadounidense de Salud Pública (APHA), la Asociación Estadounidense de Obras Hidráulicas (AWWA) y la Federación del Medio Ambiente del Agua (WEF), quienes desde el año de 1905, han realizado un compendio de técnicas analíticas para estimar la carga contaminante del agua, el cual se consolidó con el nombre de Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, documento que se convirtió en referente para la comunidad científica cuyo campo de interés es monitorear la calidad del agua.
Por otro lado, es importante entender cómo funcionan estas técnicas, primero, cuando se habla de turbiedad, se está haciendo referencia a una propiedad óptica de una suspensión que hace que la luz sea reemitida y no transmitida a través de la suspensión (Carpio, 2007, 2), y en segundo lugar, la termogravimetría referenciada como método 2540 D del Methods for the Examination of Water and Wastewater , consiste en retener partículas sólidas en un filtro de fibra de vidrio a través del que se hace pasar una muestra homogénea; el residuo que queda retenido se seca a 103 - 105 °C y el incremento en el peso del filtro representa la cantidad de SST (Hernández, 2007, 2), este último requiere un tiempo de desarrollo de aproximadamente dos días, el cual es superior al tiempo necesario para el primero.
Al respecto, en el campo de la investigación relacionado con el desarrollo de nuevos métodos analíticos y/o estrategias que apunten a mejorar el tiempo y la generación de resultados obtenidos en la medición de los distintos parámetros de la calidad del agua, se plantean diseños experimentales con el objetivo de vincular una técnica con otra y que permita determinar parámetros o hacer aproximaciones que ayuden a tomar decisiones frente a los tratamientos que la industria suele utilizar para sus vertimientos, sin embargo, es claro que el documento de referencia Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater no considera el establecimiento de relaciones entre métodos analíticos distintos, aunque ello no representa un impedimento para lograrlo.
Se puede afirmar entonces que este tipo de relaciones vinculantes entre métodos analíticos no es tan sencillo como se quisiera, porque una muestra de agua que presenta una diversidad de contaminantes en términos de sus propiedades físicas y químicas hace que no solo la naturaleza de la muestra sea compleja, sino el mismo análisis sobre ella (Nasrabadi et al (2014). No obstante, algunos investigadores ya han intentado diseñar modelos correlacionales entre SST y turbiedad, lo que lo convierte en un tema de interés de algunos estudios (Nasrabadi et al., 2014, Nasrabadi et al., 2016; Downing, 2006; Rügner et al., 2014; Stubblefield et al., 2007 & Torres et al., 2013). Al consultar los resultados de estos diseños experimentales propuestos por otros (Nasrabadi et al., 2016; Torres et al., 2013; Rügner et al., 2014), se hallaron experiencias positivas, sin embargo, hay otros que han encontrado dificultades en asumir este modelo como algo válido o generalizado (Downing, 2006 y Gippel, 1995).
Existen varias razones que justifican el hecho de que establecer este tipo de correlaciones es una tarea compleja, entre ellas se destacan:
La distribución del tamaño de las partículas es una variable importante porque hay una dependencia con las características de la fuente y de los periodos estacionales. También, se cree que hay una relación directa entre el tamaño y la concentración, ya que pueden presentarse aglomeraciones dependiendo de las propiedades de las mezclas que se forman (Gippel, 1995).
La naturaleza de la partícula es importante porque la gravedad específica en sustancias orgánicas suele ser menor que en los minerales, lo que afecta también su suspensión en la superficie. Normalmente las partículas con superficie porosa tienen un orden de distribución muy distinto a las partículas con superficies suaves, lo que tiene también implicaciones en la forma en que se refleja la luz durante la medición de la turbidez (Gippel, 1995).
El color del agua hace que la luz incidente y dispersa se absorba parcialmente, por lo que se reduce la turbidez nefelométrica (Gippel, 1995).
Por otro lado, Downing (2006) centra su trabajo en describir las causas en la sensibilidad de los sensores ópticos de diferentes modelos para medir la turbidez, lo cual es un indicador de las incertidumbres que se presentan en los instrumentos para medir los parámetros determinados.
Básicamente, lo anterior representa variables que se tuvieron en cuenta en distintas investigaciones, sin embargo, aunque todas coinciden en el análisis de muestras compuestas, vemos que los resultados no fueron los mismos para todos y ello se justifica en el hecho de que el comportamiento de los sedimentos es aleatorio y depende de las variables previamente mencionadas.
Por lo tanto, esta investigación se orientó en establecer un modelo de correlación entre la concentración de SST y turbiedad en muestras de Caolín que permita una determinación rápida e in-situ de los niveles de SST en aguas residuales domésticas. Para tal efecto, se prepararon diversas muestras de Caolín a diferentes concentraciones que representan la carga contaminante de SST del agua. El Caolín es un tipo de mineral de arcilla que suele ser utilizado como material de referencia en la determinación de sólidos sedimentables y de SST por ser un material casi insoluble en agua, formando una mezcla heterogénea. Esta propiedad fue el criterio para elegirlo como uno de los componentes para la preparación de dichas soluciones, ya que el tipo de solución que forman se asemeja a las muestras de agua problema.
Existen razones que justifican el hecho de no poner en consideración otros parámetros distintos a los mencionados, primero, porque la dispersión de sólidos en los sistemas acuosos es una interacción de naturaleza física, mientras que el pH, el oxígeno disuelto, la demanda química de oxígeno (DQO) y la demanda biológica de oxígeno (DBO) son variables de tipo químico, las cuales no guardan una relación directa con la dispersión de la luz, mientras que las partículas sólidas si la tienen. En relación con lo anterior, Downing (2006) y Kronvang, Grant y Laubel (1997) ponen en discusión la utilidad de los sensores ópticos en la medición de SST como los sistemas láser, dispersores de luz y los de fibra óptica, entre otros, puesto que la presencia de sólidos en estos sistemas si genera dicha dispersión, sin embargo, no se requieren equipos muy sofisticados para lograr su estimación, como los turbidímetros que son equipos ópticos caracterizados por ser de bajo costo si se comparan con otros. Segundo, Samboni Ruiz, Carvajal Escobar y Escobar (2007) realizaron una revisión de los parámetros fisicoquímicos como indicadores de calidad y contaminación del agua, donde se muestra que los SST en contraste con la DBO, tienen un comportamiento gradual que permiten hacer un seguimiento más detallado, por ejemplo, cuando el cambio de la calidad de agua se da en un rango de 0 a 100 (Índice de calidad del agua, ICA), la variación de la DBO es de 0 a 30 mg/L, mientras que en los SST es mayor; y tercero, investigaciones como las de Schwarz, Gocht y Grathwohl (2011); Rügner, Schwientek, Egner y Grathwohl (2014) y Nasrabadi, Ruegner, Sirdari, Schwientek y Grathwohl (2016) plantean la posibilidad de correlacionar SST con la turbiedad, sin poner en consideración otros parámetros como los ya mencionados, lo que significa, que no es necesario hacerlo si el interés se centra en establecer una correlación entre SST y turbiedad.
Materiales y Métodos
Para el planteamiento de un modelo de correlación entre la concentración de SST y turbiedad se establecieron tres etapas: Primero, se preparó una solución de 1000 mg/L en base seca de Caolín y de esta, se prepararon 12 soluciones acuosas de 35, 75, 105, 145, 185, 225, 265, 305, 345, 385, 425 y 465 mgCaolín/L. Seguidamente, se procedió a realizar mediciones de turbiedad por cuadruplicado, como se observa más adelante en la tabla N° 1. Segundo, una vez obtenidos los datos experimentales, estos se promediaron para construir la curva de calibración (figura N°1) que sirvió para estimar la concentración de SST por el método de turbiedad a dos muestras problema. Tercero, las muestras problema fueron tomadas de distintas fuentes, con el fin de que estas gozaran de características particulares. Una de ellas fue captada de un afluente (hidrosistema urbano) localizado en 6°12'43.8"S 75°36'13.1"W, y la otra fue tomada de un acuario localizado en 6°16'57.3"N 75°33'15.2"E, cuya contaminación consta de material orgánico, entre otros. En este caso, se sometieron a análisis ambas muestras de agua problema con características diferentes, con el fin de darle robustez a la correlación obtenida.
Tabla N° 1. Resultados de la medición de turbiedad a las diluciones de Caolín preparadas.
| Concentración mg Caolín/L | Lectura de turbiedad 1 (NTU) | Lectura de turbiedad 2 (NTU) | Lectura de turbiedad 3 (NTU) | Lectura de turbiedad 4 (NTU) | Turbiedad Promedio (NTU) |
|---|---|---|---|---|---|
| 35 | 12,58 ± 0,25 | 12,71 ± 0,25 | 12,59 ± 0,25 | 12,58 ± 0,25 | 12,59 ± 0,25 |
| 75 | 37,50 ± 0,75 | 37,58 ± 0,75 | 36,76 ±0,74 | 37,29 ± 0,75 | 37,40 ± 0,75 |
| 105 | 48,97 ± 0,98 | 45,22 ± 0,90 | 48,44 ± 0,97 | 49,84 ± 1,00 | 48,71 ± 0,96 |
| 145 | 74,40 ± 1,49 | 71,60 ± 1,43 | 70,50 ± 1,41 | 74,36 ± 1,49 | 72,98 ± 1,45 |
| 185 | 99,33 ± 1,99 | 96,21 ± 1,92 | 101,7 ± 2,03 | 100,6 ± 2,01 | 99,97 ± 1,99 |
| 225 | 117,0 ± 2,34 | 114,0 ± 2,28 | 110,0 ± 2,20 | 116,2 ± 2,32 | 115,1 ± 2,29 |
| 265 | 124,7 ± 2,49 | 125,5 ± 2,51 | 127,0 ± 5,54 | 126,3 ± 2,53 | 125,9 ± 2,52 |
| 305 | 149,1 ± 2,98 | 147,4 ± 2,95 | 151,0 ± 3,02 | 147,4 ± 2,95 | 148,3 ± 2,97 |
| 345 | 180,2 ± 3,60 | 185,0 ± 3,70 | 184,9 ± 3,70 | 186,6 ± 3,73 | 185,0 ± 3,68 |
| 385 | 195,9 ± 3,92 | 191,1 ± 3,82 | 197,0 ± 3,94 | 186,3 ± 3,73 | 193,5 ± 3,85 |
| 425 | 216,0 ± 4,32 | 218,3 ± 4,37 | 222,1 ± 4,44 | 222,5 ± 4,45 | 220,2 ± 4,39 |
| 465 | 259,5 ± 5,19 | 267,0 ± 5,34 | 266,6 ± 5,33 | 258,2 ± 5,16 | 263,1 ± 5,26 |
Fuente: Elaborado por los autores.
A estas muestras de agua residual doméstica se les aplicaron dos métodos: el primero, fue el 2540 D a través del cual se estimó el contenido de SST, y el segundo, fue un análisis de turbiedad por cuadruplicado donde se obtuvieron los resultados registrados en la tabla N° 2. Este estudio se llevó a cabo en el laboratorio de química del Instituto Tecnológico Metropolitano (ITM) sede Robledo.
Tabla N°2 Resultados de la medición de la turbiedad en las muestras de agua.
| Lectura de turbiedad 1 (NTU) | Lectura de turbiedad 2 (NTU) | Lectura de turbiedad 3 (NTU) | Lectura de turbiedad 4 (NTU) | Turbiedad Promedio (NTU) | |
|---|---|---|---|---|---|
| Muestra afluente | 18,28 ± 0,37 | 15,17 ± 0,30 | 16,17 ± 0,32 | 18,17 ± 0,36 | 17,17 ± 0,34 |
| Muestra acuario | 49,20 ± 0,98 | 49,76 ± 1,00 | 47,69 ± 0,95 | 50,03 ± 1,00 | 49,41 ± 0,98 |
Fuente: Elaborado por los autores.
Resultados
De acuerdo con los resultados experimentales registrados en la tabla N° 1 que se muestra a continuación:
Se pudo establecer una regresión lineal entre SST y la turbiedad promedio de las cuatro lecturas reportadas en esta, como se muestra en la figura N°1. Es importante aclarar que las incertidumbres de las NTU promedio se calcularon aplicando las reglas de propagación de errores/ incertidumbres (Vargas et al., 2008) a partir de la incertidumbre de cada valor estimado, el cual corresponde al 2% del valor de la lectura de acuerdo con la incertidumbre del turbidímetro (MICRO TPW 20000) empleado en este estudio.
En la anterior curva de calibración (figura N°1) se observa que a medida que aumenta la turbiedad también aumenta la concentración de SST, evidenciándose una correlación lineal entre ambos parámetros, en contraste, Nasrabadi et al., (2016) en su investigación logró establecer dicha correlación para un conjunto de datos en un intervalo de 202-1212 mg /L para SST y 63-501 NTU para turbiedad, logrando un R2=0,96, lo que muestra una tendencia a la posibilidad de establecer vínculos entre ambos métodos analíticos siempre que la distribución de tamaños no sea muy heterogénea. Por ejemplo, Foster, Millington y Grew (1992) hallaron que en suspensiones de sedimentos fluviales con concentraciones de hasta 400 mg/L, la turbiedad no variaba significativamente para partículas entre 16 y 63 μm, en contraste, Bright, Mager y Horton (2020) encontraron que en partículas suspendidas con tamaños menores a 6 μm no existe una relación sistemática entre las NTU y los SST.
Seguidamente, se estimó la concentración de SST de las muestras de agua problema afluente y acuario (consideradas aguas residuales domésticas) a partir del valor promedio de NTU que se registra en la tabla N°2, cuyos resultados fueron de 47,69 ± 2,78 y 106,29 ± 1,90 mgSST/L respectivamente, según:
Donde:
[SST]: Concentración de sólidos suspendidos totales expresado como mgSST/L.
T: Turbiedad expresado como NTU.
Finalmente, a las mismas muestras de agua problema se les determinó de nuevo la concentración de SST pero por el método 2540 D, obteniendo como resultado una concentración de 49,00 mgSST/L para el afluente y 104,50 mgSST/L para el agua del acuario.
Discusión
De acuerdo con los resultados obtenidos de las muestras del afluente y el acuario se observa que existe una diferencia del 2,7 % y 1,7 % respectivamente comparado con lo estimado por el método termogravimétrico 2540 D. Esto significa que es posible establecer una correlación entre los métodos mencionados aquí para los intervalos entre 35-465 mgSST/l y 12-263 NTU para turbiedad en aguas residuales domésticas. Si bien, los resultados no son exactos entre uno y otro método, esta información es útil para conocer de forma rápida e in-situ la concentración de SST de las muestras, lo que permitirá establecer un plan de contingencia que favorezca un mayor control de dichas aguas antes de ser desechadas, y así poder dar cumplimiento a lo establecido en la Resolución 0631 de 2015. Considerando que esta norma establece que el límite permisible de SST para los vertimientos de aguas residuales domésticas es de 75mg/L, se evidencia que la muestra del afluente está cumpliendo con lo establecido en dicha resolución, caso contrario, es lo que ocurre con la muestra del acuario donde se obtuvo un resultado por encima de lo permitido.
En correspondencia con lo anterior, los errores relativos de los resultados pueden deberse a distintas causas, entre ellas a la variedad de parámetros como la densidad, el tamaño y la forma de las partículas, así como el color del agua, que pueden afectar la relación entre los valores de SST y la turbiedad (Downing, 2006 citado por Nasrabadi et al., 2016, 2).
Conclusión
De acuerdo con los resultados experimentales obtenidos y la discusión anterior, se concluye que es posible establecer una correlación para la determinación de la concentración de SST usando el método de turbiedad, que permita su estimación rápida e in-situ. Lo anterior se cumple en un intervalo de 35-465 mgSST/l y 12-263 NTU para turbiedad en aguas residuales domésticas.
