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UTILIZACIÓN DE MODELOS DE CALIDAD EN REDES DE DISTRIBUCIÓN DE AGUA POTABLE

PARA EVALUAR EL RIESGO POR INTRODUCCIÓN DE SUSTANCIAS TÓXICAS

Julián Alberto Gallego Urrea Asesor: Juan Guillermo Saldarriaga Valderrama

Trabajo presentado para obtener el título de Magíster en Ingeniería Civil.

UNIVERSIDAD DE LOS ANDES FACULTAD DE INGENIERIA

Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental Bogotá D.C., Agosto de 2003

Utilización de los modelos de calidad en redes de distribución de agua potable para evaluar el riesgo por introducción de sustancias tóxicas.

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Universidad de los Andes – Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental Magíster en Ingeniería Civil

III

Tabla de contenido

1. Introducción.................................................................................................................... 1 2. Objetivos......................................................................................................................... 3

2.1. Objetivo General..................................................................................................... 3 2.2. Objetivos específicos. ............................................................................................. 3

3. Marco teórico.................................................................................................................. 4 3.1. Conceptos de toxicidad y evaluación de riesgos .................................................... 5

3.1.1. Dosificación efectiva ...................................................................................... 5 3.1.2. Ingestión diaria aceptable ............................................................................... 7 3.1.3. Dosis de Referencia (DdR). Adaptado de Universidad de Arizona, 2001. .... 7 3.1.4. Cálculo de la dosis suministrada .................................................................... 9

3.2. Contaminantes químicos ...................................................................................... 11 3.2.1. Características especiales de incidentes químicos........................................ 12

3.3. Contaminantes biológicos .................................................................................... 13 3.4. Modelación de sustancias tóxicas en agua ........................................................... 14

3.4.1. Evolución de las técnicas de modelación ..................................................... 17 3.4.2. Partición sólido-líquido de los contaminantes tóxicos. ................................ 18 3.4.3. Hidrólisis de pesticidas Órgano-Fosforados................................................. 19

3.5. Modelación de la calidad del agua en EPANET .................................................. 20 3.5.1. Algoritmo de rastreo de segmentos. ............................................................. 21 3.5.2. Transporte advectivo en tuberías. ................................................................. 22 3.5.3. Mezcla en los nodos. .................................................................................... 25 3.5.4. Reacciones en calidad del agua. ................................................................... 26 3.5.5. Fuentes de calidad del agua. ......................................................................... 32 3.5.6. Modelos de mezcla en tanques. .................................................................... 32 3.5.7. Parámetros utilizados por EPANET. ............................................................ 34

4. Metodología.................................................................................................................. 36 4.1. Recopilación de información................................................................................ 36

4.1.1. Información en Internet ................................................................................ 36 4.1.2. Búsqueda bibliográfica ................................................................................. 39 4.1.3. Estudio del caso colombiano ........................................................................ 39

4.2. Análisis de información........................................................................................ 39 4.3. Modelación de tóxicos en redes de distribución de agua potable......................... 40 4.4. Análisis cualitativo de riesgo................................................................................ 40

5. Recopilación y análisis de información........................................................................ 41 5.1. Contaminantes Químicos...................................................................................... 43

5.1.1. Pesticidas y químicos relacionados .............................................................. 44 5.2. Microorganismos .................................................................................................. 46 5.3. Características físico químicas de los contaminantes tóxicos de interés.............. 47 5.4. Métodos actuales para el monitoreo de contaminantes tóxicos en los sistemas de distribución de agua potable ............................................................................................. 48 5.5. Análisis de sitios vulnerables al vertimiento de tóxicos en los sistemas de distribución de agua potable ............................................................................................. 49


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IV

5.6. Evolución del uso de plaguicidas en Colombia (Idrovo, 2000) ........................... 51 6. Modelación de tóxicos en los módulos de calidad del agua de los programas computacionales ................................................................................................................... 55

6.1. Análisis de las variables utilizadas en la modelación de calidad del agua en redes de distribución .................................................................................................................. 56

6.1.1. Propiedades de la sustancia .......................................................................... 56 6.1.2. Patrones hidráulicos y de calidad en el tiempo............................................. 58 6.1.3. Fuentes de contaminantes:............................................................................ 59 6.1.4. Resultados obtenidos de la modelación:....................................................... 59

6.2. Programa computacional para evaluar la introducción de sustancias tóxicas en redes de distribución......................................................................................................... 59

6.2.1. Organización del archivo de entrada (*.inp). ............................................... 61 6.2.2. Determinar la masa y hora de entrada de un contaminante. ......................... 61 6.2.3. Encontrar la concentración de contaminante y la hora de detección en un nodo determinado. ........................................................................................................ 62 6.2.4. Graficar la concentración relativa en los nodos y el tiempo de llegada para una hora determinada.................................................................................................... 63 6.2.5. Graficar la concentración relativa y el tiempo de llegada para un nodo determinado. ................................................................................................................. 64

7. Análisis de riesgo ......................................................................................................... 66 8. Análisis de resultados ................................................................................................... 69 9. Conclusiones................................................................................................................. 76

9.1. Herramientas computacionales para el análisis de riesgo en redes de distribución. 76 9.2. Modelación de la calidad del agua. ...................................................................... 76 9.3. Sustancias tóxicas. ................................................................................................ 77 9.4. Vulnerabilidad de los sistemas de distribución. ................................................... 77 9.5. Instrumentos de detección y monitoreo................................................................ 78 9.6. Evaluación del riesgo............................................................................................ 78 9.7. Análisis de la red matriz de Medellín................................................................... 79 9.8. Contaminantes biológicos. ................................................................................... 79

10. Recomendaciones ..................................................................................................... 81 10.1. Información Físico-Química............................................................................. 81 10.2. Futuro del análisis de riesgo. ............................................................................ 81 10.3. Tecnologías de detección.................................................................................. 81 10.4. Modelación de la calidad del agua en redes de distribución de agua potable. . 82

11. Bibliografía............................................................................................................... 83 11.1. Bibliografía Principal ....................................................................................... 83 11.2. Bibliografía complementaria. ........................................................................... 84

12. Anexos...................................................................................................................... 88


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Índice de figuras

Figura 3-1. Esquema de los sistemas de distribución de agua potable................................. 15 Figura 3-2. Hidrólisis de Paratión......................................................................................... 19 Figura 3-3. Comportamiento de los segmentos en la solución por el método de Lagrange. 22 Figura 3-4. Solución de estado estable para la concentración de Paratión........................... 24 Figura 3-5. Solución de estado transitorio para la concentración mediante el método de

Lagrange. ...................................................................................................................... 25 Figura 3-6. Esquema de mezcla en un nodo......................................................................... 26 Figura 3-7. Modelos de mezcla en tanques por EPANET (Figuras adaptadas de MikeNet)33 Figura 5-1. Comparación de LD50 de diversos agentes químicos. ...................................... 45 Figura 6-1. Pantalla principal del programa de tóxicos en redes de distribución................. 60 Figura 6-2. Pantalla de la pestaña “Listado de nodos” ......................................................... 61 Figura 6-3. Pantalla de la pestaña “Masa y hora de entrada” ............................................... 62 Figura 6-4. Pantalla de la opción 1 en la pestaña “Gráficas” ............................................... 63 Figura 6-5. Pantalla de la opción 2 en la pestaña “Gráficas” ............................................... 63 Figura 6-6. Gráfica de las concentraciones relativas en los nodos y el tiempo de llegada

para una hora determinada............................................................................................ 64 Figura 6-7. Pantalla de la opción 3 en la pestaña “Gráficas” ............................................... 64 Figura 6-8. Gráfica de las concentraciones relativas y el tiempo de llegada para un nodo

determinado .................................................................................................................. 65 Figura 8-1. Red matriz de Medellín...................................................................................... 69 Figura 8-2. Patrón de consumos en la red matriz de Medellín ............................................. 70 Figura 8-3. Resultados de la simulación para encontrar los nodos de consumo más

afectados por la entrada de contaminantes. .................................................................. 71 Figura 8-4. Resultados de la simulación para encontrar las horas del día que son más

críticas para la entrada de contaminantes. .................................................................... 71 Figura 8-5. Resultados del análisis espacial realizado para determinar los nodos más

críticos en la red para la entrada de contaminantes. ..................................................... 73 Figura 8-6. Pico de concentración observado en uno de los nodos de la red. ...................... 74 Figura 8-7. Curvas isócronas para los tiempos de llegada, en horas, del contaminante a los

nodos de la red matriz................................................................................................... 75


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VI

Índice de tablas

Tabla 3-1 Criterios para elementos y compuestos químicos, diferentes a los plaguicidas y otras sustancias, que al sobrepasar los valores establecidos tienen reconocido efecto adverso en la salud humana. ........................................................................................... 6

Tabla 3-2 Concentración máxima admisible para plaguicidas y otras sustancias (Artículos 11, 12 y 13, Decreto 475, Ministerio de Salud 1998)..................................................... 7

Tabla 3-3 Clasificación toxicológica de los productos fitosanitarios................................... 13 Tabla 3-4 Bandas, símbolos y leyendas según categorías toxicológicas.............................. 13 Tabla 4-1. Búsqueda de información vía Internet ................................................................ 36 Tabla 5-1. Agentes Biológicos y Químicos de potencial uso en Terrorismo....................... 41 Tabla 5-2. Resumen de Químicos efectivos en agua potable (Tomado de Hickman, 1999) 43 Tabla 5-3 Contaminantes tóxicos biológicos ....................................................................... 46 Tabla 5-4 Muestras para análisis organolépticos, físicos y químicos................................... 50 Tabla 5-5 Muestras para análisis de pesticidas y otras sustancias tóxicas ........................... 50 Tabla 5-6. Distribución de pesticidas registrados en el ICA según categoría toxicológica . 53 Tabla 5-7. Distribución de pesticidas registrados en el ICA según categoría toxicológica e

ingrediente activo ......................................................................................................... 53 Tabla 12-1 Características físico-químicas de algunos contaminantes tóxicos de interés ... 89 Tabla 12-2 Descripción del modo de acción de los pesticidas de acuerdo a su clase química

...................................................................................................................................... 90 Tabla 12-3 Relación de diferentes toxinas que han podido ser aisladas en la actualidad

agrupadas por sus efectos toxicológicos..................................................................... 101


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VII

Índice de anexos

Anexo 1 ................................................................................................................................ 89 Anexo 2 ................................................................................................................................ 90 Anexo 3 .............................................................................................................................. 101 Anexo 4 .............................................................................................................................. 104


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1. Introducción El agua potable y los sistemas que la surten son infraestructuras críticas para una nación. Cualquier acontecimiento que niegue o desestabilice estos sistemas podrían tener efectos catastróficos en la economía y la sanidad de una comunidad. Así mismo es claro que el agua es particularmente vulnerable a la incursión de químicos o microorganismos que pueden degradar su calidad para consumo e inclusive llegar a producir una emergencia sanitaria. Es importante anotar que para crear un estado de alerta por contaminación tóxica es necesario solamente introducir una dosis mínima de tóxico al sistema de suministro de agua potable que, aunque no cause problemas de salud pública, puede ocasionar traumatismos en la correcta operación de los componentes del sistema y causar pánico en la comunidad. El aumento de la producción y distribución de sustancias tóxicas para el ser humano y la posibilidad de que éstas entren en contacto con el agua potable en el sistema de distribución, hace que este sea un tema de gran interés actualmente, no solo para el público, sino para las empresas prestadoras del servicio y los servicios de salud y atención de emergencias, que en este momento, en el país, no cuentan con una herramienta efectiva que les permita evaluar la gravedad de la emergencia que se puede presentar por la incorporación de una sustancia tóxica, bien sea química o biológica, al sistema de abastecimiento que genere riesgo inmediato para la salud de los usuarios del servicio de agua potable. Dentro de este contexto se generó el presente estudio con el fin de analizar los factores más relevantes de la contaminación con sustancias tóxicas de los sistemas de abastecimiento de agua potable. La tesis posee una sección sobre estudio del estado del arte y otra sobre modelación de contaminantes utilizando herramientas computacionales. Una evaluación de vulnerabilidad de un sistema de distribución de agua potable debe incluir pero no se limita a revisar ciertos detalles específicos (tuberías; vías de acceso; barreras físicas, almacenamiento de agua, pre-tratamiento y tratamiento; instalaciones de almacenamiento y distribución; sistemas electrónicos, computacionales y otros; uso, almacenamiento o manejo de químicos; y sistemas de operación y mantenimiento). Teniendo en cuenta la definición, aplicable al agua potable, de riesgo como la probabilidad de que una sustancia produzca daño bajo unas condiciones específicas y como función de la toxicidad y de la exposición, el presente estudio se enfocó en atacar estas dos características de una manera general, haciendo énfasis en las herramientas computacionales para la modelación de la calidad del agua y su aplicación a la evaluación de la exposición al agua contaminada en las redes de distribución y realizando un compendio de cuales son los mejores indicadores de toxicidad utilizados actualmente a nivel mundial para tal fin. En el segundo capítulo de esta investigación se presentan los objetivos generales y específicos. En el tercer capítulo se exhibe un compendio de información bibliográfica abarcando conceptos de toxicidad y evaluación de riesgos, un análisis de cuales son los


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contaminantes químicos y biológicos de interés, y como se realiza su modelación en agua. Finalmente se describe el módulo de calidad de agua de la herramienta computacional para análisis hidráulico y de calidad del agua, EPANET. El cuarto capítulo presenta la metodología utilizada para llevar a cabo la presente investigación. En el capítulo cinco es un compendio de la recopilación y el análisis de información acerca de contaminantes químicos y biológicos, métodos de monitoreo, análisis de sitios vulnerables y el uso de pesticidas en Colombia. En el capítulo seis se presenta una descripción de la evaluación de la exposición a contaminantes utilizando el módulo de calidad de agua de EPANET. En el capítulo siete se describe brevemente como debe llevarse a cabo un análisis de riesgo, teniendo en cuenta la toxicidad de las sustancias y la exposición a las mismas. El capítulo ocho presenta una análisis de resultados mediante la utilización de las herramientas desarrolladas a partir del modulo de calidad de agua de EPANET en una red de distribución real. Finalmente los capítulos nueve, diez, once, doce y trece presentan las conclusiones, recomendaciones, bibliografía y anexos, respectivamente. "Todas las sustancias son venenos; la dosis hace la diferencia entre un veneno y un remedio" Paracelso (1493-1541).


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2. Objetivos

2.1. Objetivo General. Analizar los factores de riesgo que existen en Colombia para la contaminación intencional o accidental de las fuentes o el suministro de agua potable cuando se adicionan sustancias tóxicas, que pueden ser compuestos químicos o microorganismos patógenos, y analizar el comportamiento de dichos tóxicos en las redes de distribución de agua potable.

2.2. Objetivos específicos.

• Realizar una investigación exhaustiva sobre las sustancias químicas y biológicas contaminantes, de fácil consecución en el país, que puedan llegar a causar el envenenamiento de fuentes, embalses, redes de distribución o tanques de almacenamiento de agua potable.

• Documentar las características físico-químicas más importantes de dichos

contaminantes, tales como solubilidad, toxicidad, tasa de biodegradación, métodos de eliminación, cinética de decaimiento entre otras.

• Comprobar con algunos programas que contengan módulos de calidad del agua

(EPANET, WaterCad, MIKE NET, Pipe 2000 y otros por definir) la modelación de estos contaminantes con la información encontrada anteriormente.


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3. Marco teórico En este capítulo se darán algunos conceptos básicos sobre toxicidad en cuerpos de agua, análisis de riesgo por toxicidad ambiental y un análisis de los contaminantes químicos y biológicos que pueden presentar riesgo para la salud al ingresar a los sistemas de distribución de agua potable. Igualmente se plantearán algunos conceptos básicos sobre la modelación de tóxicos en agua y su aplicación en los módulos de calidad del agua en algunos programas computacionales. En el campo del análisis de riesgo ambiental, el término "peligroso" define la capacidad de una sustancia de producir efectos adversos en los organismos, y el término "riesgo" describe la probabilidad de que, en una situación dada, una sustancia peligrosa produzca un daño. Se dice que una persona se puso en "riesgo" cuando está expuesta a un "peligro" y la magnitud del riesgo es una función de la peligrosidad de la sustancia y de la magnitud de la exposición.

Riesgo = f (Exposición, Peligro) Para que exista un riesgo es necesario que se esté expuesto a una sustancia y que esta exposición represente un peligro para la salud (toxicidad). Se necesitan tanto el peligro como la exposición, si alguno de ellos es igual a cero entonces no hay riesgo. La toxicidad es una medida del peligro inherente de la sustancia. Teniendo en cuenta este análisis preliminar de la toxicidad como parte del riesgo, se presentarán en el siguiente numeral los conceptos básicos de estos dos términos cuando se encuentran asociados a un sistema de distribución de agua potable. El análisis de riesgo servirá en este caso para:

• Identificar y evaluar los problemas ambientales y de salud producidos por la realización de actividades peligrosas y el manejo de sustancias tóxicas.

• Comparar tecnologías nuevas y tradicionales que se usan en la determinación de la efectividad de los diferentes controles y técnicas de mitigación diseñadas para reducir riesgos.

• Localización de instalaciones potencialmente peligrosas. • Selección de prioridades entre las posibles alternativas de acción para establecer

secuencias de ejecución de acciones correctivas y/o de elaboración de reglamentos ambientales.


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3.1. Conceptos de toxicidad y evaluación de riesgos El término toxicidad se empleará en este documento cuando se discuta la contaminación de un suministro de agua con la intención de crear un grave riesgo para la salud. Toxicidad es la capacidad que tienen un contaminante (químico o biológico) de causar daño cuando se introduce al cuerpo de agua. El grado de toxicidad varía de acuerdo con la concentración del contaminante requerido, como para causar daño, a la velocidad con que el daño se produce, y a la gravedad del mismo. El efecto que produce un contaminante tóxico una vez añadido al suministro de agua depende de varios factores. Primero, puede variar tanto el monto del contaminante como el volumen del agua suministrada. En general, se requieren mayores cantidades de un contaminante para que éste llegue a ser tóxico en un suministro de agua de mayor volumen. Segundo, puede variar la solubilidad del contaminante. Mientras más soluble sea la sustancia en el agua tendrá mayores probabilidades de causar problemas. Y, finalmente, puede variar el período de retención del contaminante en el agua. Muchos agentes biológicos, por ejemplo, morirán antes de que puedan originar algún problema en el suministro de agua. Generalmente, los términos agudo y crónico se emplean para describir a los agentes tóxicos y sus efectos. Un agente tóxico puede causar daño rápidamente. Cuando el contaminante origina alguna enfermedad en segundos, minutos u horas, después de una sola exposición o dosis, se le considera un agente tóxico agudo. Un agente crónico causa daño luego de un prolongado período de exposición. Habitualmente, el contaminante se ingiere en repetidas dosis durante un período de días, meses, o años. En la presente investigación se hará énfasis en los contaminantes tóxicos agudos, que son los que representan un mayor impacto sobre la población en caso de presentarse un suceso de vertimiento accidental o deliberado. A partir del estudio de la relación que existe entre la dosis contactada por un organismo y la magnitud de la respuesta tóxica se llega a la estimación de los índices toxicológicos que son una medida de la peligrosidad de una sustancia. Este parámetro es el que se usa para estimar los riesgos en la población expuesta a los tóxicos, que se encuentran en los distintos medios que constituyen el ambiente de una determinada población que, habita, trabaja o hace otros usos de un sitio contaminado.

3.1.1. Dosificación efectiva Cuando se determina la dosificación efectiva de un contaminante (monto del contaminante requerido para causar el daño) deben tenerse en cuenta los siguientes hechos.

• Cantidad o concentración del contaminante; • Tiempo de exposición al contaminante; • Forma física del contaminante (tamaño de la partícula: estado físico: sólido, líquido,

gaseoso, etc.);


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• Atracción del contaminante hacia el organismo que es contaminado; • Solubilidad del contaminante en el organismo; • Sensibilidad del organismo al contaminante.

La concentración de un contaminante puede expresarse de dos formas. Una de estas es la Concentración Máxima Permisible (CMP) que es la concentración máxima del contaminante permitido en el agua potable. La Tabla 3-1 y la Tabla 3-2 enumeran varios contaminantes y sus valores admisibles, en condiciones normales y condiciones de emergencia, según el Decreto 475 de 1998 por el cual se expiden normas técnicas de calidad de agua potable para Colombia. No deben confundirse las CMP con la concentración requerida para lograr un efecto agudo sobre la población. La dosis letal 50 (DL50), otra forma de expresar la concentración, representa la concentración de un contaminante que producirá el 50% de muertes en una exposición promedio.

Tabla 3-1 Criterios para elementos y compuestos químicos, diferentes a los plaguicidas y otras sustancias, que al sobrepasar los valores establecidos

tienen reconocido efecto adverso en la salud humana.

CARACTERÍSTICAS EXPRESADAS COMO

VALOR ADMISIBLE

mg/L

VALOR ADMISIBLE EMERGENCIAS

mg/L Aluminio Al 0.2 2.0 Antimonio Sb 0.005 0.02 Arsénico As 0.01 0.05

Bario Ba 0.5 1.0 Boro B 0.3 1.0

Cadmio Cd 0.003 0.005 Cianuro libre y disociable CN- 0.05 0.1

Cianuro total CN- 0.1 0.2 Cloroformo CHCl3 0.03 0.7

Cobre Cu 1.0 0.025 Cromo Hexavalente Cr+6 0.01 2.0

Fenoles totales Fenol 0.001 0.01 Mercurio Hg 0.001 0.002

Molibdeno Mo 0.07 0.2 Níquel Ni 0.02 0.1 Nitritos NO2 0.1 1.0 Nitratos NO3 10 10

Plata Ag 0.01 0.05 Plomo Pb 0.01 0.02 Selenio Se 0.01 0.015

Sustancias activas al azul de metileno ABS 0.5 0.7

Grasas y aceites – Ausente Ausente Trihalometanos Totales THMs 0.1 ≤1.0

Fuente: Artículo 8, Decreto 475, Ministerio de Salud 1998


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Tabla 3-2 Concentración máxima admisible para plaguicidas y otras sustancias (Artículos 11, 12 y 13, Decreto 475, Ministerio de Salud 1998)

CATEGORÍA DE TOXICIDAD (Ver Tabla 3-3 y Tabla 3-4)

Concentración máxima admisible (mg/L)

I 0.0001 II 0.001 III 0.001 IV 0.01

Es importante anotar que para crear un estado de alerta por contaminación tóxica es necesario solamente introducir una dosis mínima de tóxico al sistema de suministro de agua potable que, aunque no cause problemas de salud pública, pueda ocasionar traumatismos en la correcta operación de los componentes del sistema y causar pánico entre la comunidad. Es decir, si se presentara una concentración dada de una sustancia en la masa de agua que generara olor y/o color, aunque el riesgo para la salud sea mínimo, se generaría un estado de alarma entre la población sin una causa justificada.

3.1.2. Ingestión diaria aceptable Desde un punto de vista toxicológico clásico, un parámetro fundamental empleado en la evaluación del riesgo es la ingestión diaria aceptable, o ADI por sus siglas en inglés. El concepto de usar la ADI ha probado ser de gran ayuda en la estimación del riesgo sobre la salud humana representado por residuos de plaguicidas en alimentos y agua, de drogas y aditivos para alimentos, y de una variedad de contaminantes ambientales. Este concepto ha provisto los medios para llegar a obtener una medida de la uniformidad de la estimación en el control de regulación de sustancias químicas y de áreas problemáticas relacionadas. El cálculo del ADI incluye la estimación del NOEL (nivel de efecto no observado) a partir de observaciones de poblaciones expuestas o a partir de estudios experimentales en animales de laboratorio. Debido a que no todos los efectos observables son necesariamente dañinos, se hace frecuentemente una distinción entre el NOEL y el nivel al cual no se observa efecto adverso (NOAEL, por sus siglas en inglés). Este nivel, expresado usualmente en términos de mg/kg de peso del cuerpo, se divide por los "factores de seguridad" (algunas veces llamados también "factores de incertidumbre").

3.1.3. Dosis de Referencia (DdR). Adaptado de Universidad de Arizona, 2001.

DdR es el índice de toxicidad que más se utiliza en la evaluación de riesgos por exposición a sustancias no-cancerígenas. Es el nivel de exposición diaria que no produce un riesgo apreciable de daño en poblaciones humanas, incluyendo las subpoblaciones sensibles.


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3.1.3.1. Derivación de DdR La DdR se calcula con base en el NOAEL. El primer paso es obtener el valor de NOAEL de la sustancia para la vía de exposición, tipo de efecto y período de exposición para la cual se desea calcular la DdR. Se selecciona el NOAEL como base para calcular la dosis de referencia bajo el supuesto de que si se evita el efecto tóxico crítico, entonces se previenen todos los efectos tóxicos. Si no se ha determinado el NOAEL se usa el LOAEL. En algunas ocasiones, en los estudios Dosis-Respuesta se observan efectos que no son de importancia toxicológica. Estos datos no se toman en cuenta para determinar el NOAEL. Se pueden calcular varios valores de DdR para una sustancia. Se calculan diferentes DdR dependiendo de la vía de entrada del tóxico, período de exposición evaluado y de tipo de efecto agudo observado. Es decir se puede obtener el valor de la dosis de referencia para exposiciones crónicas orales (DdRco), de la dosis de referencia para exposiciones crónicas por inhalación (DdRci), de la dosis de referencia para exposiciones subcrónicas orales (DdRso), de la Dosis de Referencia para efectos sobre el desarrollo (DdRd), etc. El nivel de incertidumbre puede ser muy alto, y este índice no se puede tomar como una línea de demarcación entre una concentración tóxica y una no tóxica. La DdR se deriva a partir del NOAEL o LOAEL aplicando en forma consistente una serie de Factores de Incertidumbre (FI) y un Factor Modificador (FM). Cada uno de los FI representan un área de incertidumbre inherente a la extrapolación de los datos disponibles. Consideraciones sobre el tiempo de exposición. Las DdR crónicas (DdRc) se calculan para proteger de las exposiciones continuas durante todo el período vital. Como una guía general, este índice se utiliza para evaluar efectos no-cancerígenos por exposiciones por períodos mayores de 7 años (10% de la expectativa de vida). Las DdR subcrónicas (DdRs) son útiles para caracterizar efectos no-cancerígenos en exposiciones de corta duración, entre dos semanas y siete años. Las exposiciones de corta duración suceden cuando una actividad determinada se lleva acabo por un número limitado de años o cuando la sustancia se degrada hasta alcanzar niveles insignificantes en un lapso relativamente corto. Hay muy pocos valores de DdRs homologados como índices de toxicidad verificados. En el cálculo de DdR de desarrollo (DdRd) se obtiene evidencia referente a la potencialidad de una substancia para causar efectos adversos en organismos en desarrollo, como resultado de la exposición de cualquiera de los padres antes de la concepción, de la madre durante el período de gestación o del individuo desde el período postnatal hasta la maduración sexual. Los efectos adversos pueden incluir la muerte, anormalidades estructurales, crecimiento alterado y deficiencias funcionales. La evidencia se pondera y se le asigna a la substancia una designación de peso-de-evidencia. Se establecen tres niveles que indican el grado de confiabilidad en la información: evidencia definitiva, evidencia adecuada y evidencia inadecuada. Las categorías de evidencias definitivas y adecuadas se subdividen para indicar si la evidencia demostró que sí se producen o que no se producen efectos adversos.


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Después de asignar la clasificación por peso de la evidencia, se selecciona un estudio para la identificación del NOAEL. El NOAEL se transforma, si es necesario, en dosis equivalente humana y se divide por FI similares a los descritos anteriormente. Las DdR de desarrollo están basadas en exposiciones de corta duración, porque aún una exposición única en períodos críticos (v.g., durante la gestación) puede ser suficiente para producir efectos adversos de desarrollo.

3.1.3.2. Otros índices. Además de las DdR se han calculado y publicado otros índices de toxicidad que se denominan HA1 y HA10 para exposiciones de corta duración. Son concentraciones de contaminantes en agua potable, a las cuales no se presentan efectos adversos si la exposición es de una duración especificada, un día o 10 días respectivamente. Estos índices de toxicidad no-cancerígena se obtienen dividiendo el NOAEL por los FI y FM adecuados. Se basan en que un niño de 10 Kg. ingiere 1 litro de agua por día y se incluye un margen de seguridad para proteger a los miembros más sensibles de la población. Los HA’s no incluyen ningún riesgo cancerígeno aún si la sustancia es un cancerígeno potencial.

3.1.4. Cálculo de la dosis suministrada La Dosis Suministrada (DS) se calcula para todas las substancias en el punto de contacto de todas las rutas seleccionadas como significativas. Se expresa en términos de la cantidad de la sustancia (mg) en contacto con el cuerpo por unidad de masa corporal (Kg) por unidad de tiempo (día). La DS se calcula utilizando la siguiente ecuación:

DS = (C.T.F.D) / (M.P) Donde: C = concentración promedio durante el período de exposición. T = tasa de contacto, la cantidad de medio contactado por unidad de tiempo. F = frecuencia de exposición. D = duración. M = masa corporal. P = tiempo de promediación. Para calcular la Dosis Absorbida (DA) se multiplica la DS por un factor de absorción. Concentraciones de exposición. La concentración de exposición C se calcula con base en los datos de muestreo ambiental. El término C es el valor del límite superior de confianza, percentil 95, del promedio aritmético de las concentraciones que son contactadas durante el


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período de exposición. Aunque este valor puede ser menor que la concentración máxima contactada, se considera razonable ya que es poco probable que se contacte la concentración máxima durante un período prolongado. Si no se cuenta con mediciones directas de la concentración en el punto de contacto entonces se hacen estimaciones de estos valores usando los modelos de destino y transporte. Tasa de contacto. Representa la cantidad de medio contaminado contactado por unidad de tiempo o por evento. Si se dispone de datos estadísticos de tasas de contacto se debe seleccionar el límite superior de confianza percentil 90 o 95 del promedio. Si no se cuenta con información estadística, entonces se debe de seleccionar, por experiencia, un valor similar al del percentil 95. Por ejemplo, la tasa de contacto para tóxicos en el agua potable es de 2 litros por día. Este es el valor del límite superior de confianza percentil 95 del promedio de ingesta diaria de agua en adultos en Estados Unidos. En algunas ocasiones se introducen más términos en la ecuación para calcular esta cantidad. Por ejemplo en el contacto cutáneo con substancias químicas disueltas o suspendidas en agua, la tasa de contacto se estima combinando la información del área corporal expuesta, la permeabilidad de la piel a ese compuesto y el tiempo de exposición. Frecuencia y duración de la exposición. Estas dos variables se utilizan para calcular el tiempo total de exposición. Los valores que pueden tomar dependen del sitio, sin embargo es muy difícil que existan estadísticas sobre un sitio en particular. En algunas ocasiones se pueden obtener valores estadísticos nacionales. Se debe seleccionar un valor conservador para el tiempo de exposición. Por ejemplo; en algunos casos se pueden utilizar períodos de 30 años para el caso de residentes (valor esperado del tiempo de residencia en un lugar) y en otros casos, es más conveniente usar 70 años (expectativa de vida). Las frecuencias de exposición y las duraciones de las exposiciones deben de ser consistentes con las tasas de contacto seleccionadas. Si se usa una tasa de contacto basada en observaciones de largo plazo, como en el caso de contar con la tasa del consumo anual de pescado, entonces se deben calcular la tasa de contacto y la frecuencia de exposición expresada en días y en días-1. Masa corporal. Para niños se utiliza como valor de la masa corporal el valor estándar encontrado en las tablas de "peso para la edad". La exposición vitalicia se estima por un promedio ponderado por tiempo de exposiciones estimadas para todos los grupos etáreos. Cuando los contactos son, más o menos, constantes durante el período vital, como la ingesta de agua, se utiliza el valor de 70 Kg. como valor de la masa corporal. Tiempo de promediación. El tiempo de promediación seleccionado depende del tipo de efecto tóxico que se esté evaluando.


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Cuando se evalúan exposiciones a tóxicos para el desarrollo, los insumos se calculan promediando sobre el período del evento de exposición. Para tóxicos agudos se promedia sobre el tiempo más corto que se conoce, en el que se puede producir un efecto, normalmente un día. Cuando se evalúan exposiciones de largo plazo a tóxicos no-cancerígenos las dosis se calculan promediando los insumos durante el período de exposición. Por ejemplo; dosis diarias crónicas o dosis diarias subcrónicas. Para cancerígenos, las dosis se calculan promediando la dosis total acumulada durante el período vital y se le llaman Dosis Diaria Vitalicia Promedio (DDVP). Esta diferencia se basa en la opinión científica actual de que los mecanismos de acción son diferentes. Se supone que el efecto de la exposición a un cancerígeno es básicamente el mismo si se tiene una exposición a una alta concentración por corto tiempo a que se tenga una exposición a baja concentración por un período prolongado. Esta suposición es menos justificable cuando las exposiciones son intensas y poco frecuentes, especialmente si la sustancia es un cancerígeno que ha mostrado que sus efectos dependen de la dosis y de la tasa. Incertidumbres. Las principales fuentes de incertidumbre en el cálculo de la DS son:

• La variabilidad en los datos analíticos • El uso de modelos para estimar algunas variables • Uso de valores supuestos para algunos parámetros.

La estimación del efecto de las incertidumbres en el cálculo de las dosis suministradas es un aspecto muy importante en la evaluación de riesgos, ya que indica el nivel de confiabilidad que se tiene en la evaluación de la exposición y pueden influir significativamente en la toma de decisión sobre intervención en un sitio.

3.2. Contaminantes químicos Existen más de 11 millones de sustancias químicas conocidas por el hombre, de las cuales entre 60000 y 70000 son de uso regular (United Nations Environment Programme, 1992). Más aun, 600 nuevas sustancias químicas entran en el mercado cada mes (Doyle CJ, Upfal MJ, Little NE., 1990). El precio de tanto progreso industrial es la exposición potencial de un público, cada vez más informado, a los peligros químicos en el ambiente. Son particularmente preocupantes las exposiciones severas que siguen a los incidentes químicos. Tales incidentes pueden ocurrir:

• En industrias que manejen, almacenen o produzcan químicos; • Durante el transporte de químicos por carretera, ferrocarril, tubería, mar o aire; • Como el resultado de la disposición de desechos químicos; • A través de actos de terrorismo químico.


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3.2.1. Características especiales de incidentes químicos Desde el punto de vista del servicio de salud del Reino Unido, los incidentes químicos presentan características especiales que deben ser tenidas en cuenta para la planeación durante incidentes mayores:

• Para muchos químicos, poca o ninguna información se consigue actualmente con respecto a sus efectos sobre la salud humana.

• De las 70000 sustancias químicas de uso regular en el mundo hoy en día, existe toxicología adecuada solamente para 2-3% (Mukerjee M., 1995).

• Aún cuando la toxicología está disponible, pocas personas lo saben, por lo que el acceso a especialistas en tiempo real es crucial.

• Los químicos causantes de un incidente pueden ser alterados por fuego, aire, agua, reacción entre ellos y por el metabolismo humano. Las posibilidades son, por lo tanto, infinitas.

• Las víctimas de un incidente químico se pueden presentar con niveles muy diferentes de efectos en la salud, dependiendo de las rutas y duración de la exposición y de las susceptibilidades del individuo.

• Solo un pequeño número de antídotos están disponibles. Un listado preparado por la OECD abarca solo 26 antídotos (Organisation of Economic Cooperation and Development, 1994).

• El personal de servicio de salud puede estar en riesgo por contacto con víctimas contaminadas químicamente.

• La capacidad de los hospitales para manejar víctimas es limitado. El mal manejo de las primeras víctimas puede esparcir la contaminación y colocar los planteles fuera de acción.

• Los hospitales y las carreteras que conducen a ellos pueden estar localizados sobre la ruta de un contaminante.

• Poblaciones dispersas pueden afectarse a través de la contaminación del suministro de agua o la cadena alimenticia.

• Los incidentes causan temor y algunas veces pánico en la población, lo cual puede incrementar dramáticamente el número de remisiones a los hospitales y doctores, y abarrotar de llamadas las líneas del Sistema Nacional de Salud.

• El interés público, así como el del personal responsable, se puede extender más allá de la fase aguda hasta los efectos potenciales a largo término sobre la salud humana, tales como cáncer y malformaciones congénitas, y fenómenos psicosomáticos.

De acuerdo con la FAO (Organización para la comida y la agricultura de las Naciones Unidas) los compuestos tóxicos pueden ser clasificados de acuerdo con la Tabla 3-3 y la Tabla 3-4. El Ministerio de Salud de Colombia adoptó esta clasificación para su uso en la regulación de pesticidas a nivel nacional.


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Tabla 3-3 Clasificación toxicológica de los productos fitosanitarios FORMULACIÓN LÍQUIDA DL50

AGUDA* FORMULACIÓN SÓLIDA DL50

AGUDA* CATEGORÍA DE

TOXICIDAD ORAL DERMAL ORAL DERMAL

Ia <20 <40 <5 <10 Ib 20-200 40-400 5-50 10-100 II 200-2000 400-4000 50-500 100-1000 III 2000-3000 >4000 500-2000 >1000 IV >3000 - >2000 -

* DL50: Dosis Letal 50 es la cantidad de tóxico que se requiere para matar el 50% de una población de animales en condiciones de laboratorio (ratas y conejos) a las 24 horas de su aplicación. Se expresa en mg de tóxico/Kg de peso corporal. Cuanto mas baja es la DL50, mas tóxica es la sustancia. Fuente: International Programme on Chemical Safety (United Nations Environment Programme; International Labour Organization; World Health Organization); The WHO recommended classification of pesticides by hazard and guidelines to classification 2000-2002.

Tabla 3-4 Bandas, símbolos y leyendas según categorías toxicológicas CATEGORÍA DE

TOXICIDAD BANDA DE COLOR SÍMBOLO LEYENDA

Ia Roja extremadamente tóxico peligro veneno

Ib Roja altamente tóxico peligro II Amarilla

Calavera con dos tibias cruzadas

moderadamente tóxico veneno III Azul no lleva ligeramente tóxico cuidado IV Verde no lleva probablemente sin riesgo de

toxicidad Fuente: International Programme on Chemical Safety (United Nations Environment Programme; International Labour Organization; World Health Organization); The WHO recommended classification of pesticides by hazard and guidelines to classification 2000-2002.

3.3. Contaminantes biológicos El potencial envenenamiento de una red de distribución por agentes biológicos se puede asociar, principalmente, a actos de terrorismo que busquen causar pánico entre la población y, en el peor de los casos, la intoxicación o muerte de un gran número de personas. La característica principal de los agentes biológicos es su habilidad para multiplicarse en un receptor durante el tiempo. Su agresividad potencial está basada en esta característica. Las enfermedades que pueden causar resultan de una interacción multifactorial entre el agente biológico, el receptor (incluyendo la constitución genética más reciente, estado nutricional e inmunológico de su población) y el ambiente (p.e. higiene, temperatura, calidad del agua y densidad de la población). Las consecuencias del empleo de agentes biológicos para causar enfermedades reflejarán estas complejas interacciones. Los agentes biológicos son comúnmente clasificados de acuerdo a su taxonomía, generalmente hongos, bacterias y virus. Tal clasificación es importante para los servicios médicos por sus implicaciones en la detección, identificación, profilaxis y tratamiento. Los


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agentes biológicos también pueden ser caracterizados por sus rasgos intrínsecos, específicamente infectividad, virulencia, letalidad, patogenícidad, período de incubación, modo de transmisión y estabilidad (las definiciones provienen del Diccionario de Epidemiología, 2001), los cuales influyen en su potencial uso como armas. La infectividad de un agente refleja su capacidad de entrar, sobrevivir y multiplicarse en un receptor, y puede ser expresada como la proporción de personas expuestas a una dosis dada que resultaron infectadas. La virulencia es la severidad relativa de la enfermedad causada por un microorganismo. Puede ser cuantificada como la relación entre el número de casos clínicos con el número de receptores infectados. Diferentes variedades del mismo microorganismo pueden causar enfermedades de diferente severidad. La letalidad refleja la habilidad de un agente para causar la muerte de la población afectada. La relación casos-fatalidades (p.e. la proporción de casos clínicos reconocidos de una enfermedad específica que mueren como resultado de dicha enfermedad en un tiempo dado) provee información muy útil para el manejo de estos casos. La patogenicidad refleja la capacidad de un microorganismo para causar enfermedades, y se mide como la tasa del número de casos clínicos sobre el número de personas expuestas. El período de incubación es el tiempo que transcurre desde la exposición al agente infeccioso hasta la primera aparición de los signos y síntomas de enfermedad asociados con la infección. Este valor se ve afectado por muchas variables como la dosis inicial, virulencia, ruta de entrada, velocidad de replicación, y estado inmunológico del receptor. Para aquellas infecciones que son contagiosas, una medida de su contagiosidad es el número de casos secundarios que siguen a la exposición a un caso primario en relación con el número total de contactos secundarios susceptibles. Los mecanismos de transmisión pueden ser directos o indirectos. La estabilidad es otra característica clave de los agentes biológicos. Se refiere a la habilidad del agente para sobrevivir a la influencia de factores ambientales tales como el Cloro aplicado al agua potable.

3.4. Modelación de sustancias tóxicas en agua Un sistema de distribución de agua, bien sea de una pequeña comunidad o de una gran ciudad, tiene cuatro componentes básicos, como se muestra en la Figura 3-1. Estos componentes son:

• Las fuentes de agua. Dentro de estas se incluyen aguas tratadas en otros sistemas de tratamiento y agua cruda de pozos profundos y/o fuentes superficiales.


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• Las plantas de tratamiento. El agua cruda se transporta a una planta de tratamiento donde se remueven contaminantes naturales o artificiales con el fin de producir agua potable.

• El almacenamiento. El agua tratada es almacenada en tanques de gran tamaño (embalses) con el fin de mantener las presiones aguas abajo y cortar los picos de caudales en las plantas de tratamiento.

• La distribución. En el sistema la presión se mantiene mediante bombas hidráulicas y tanques elevados.

Figura 3-1. Esquema de los sistemas de distribución de agua potable

Para comprender de una manera adecuada el comportamiento del agua y de las sustancias que viajan con ella en estos sistemas de distribución de agua potable es necesario llevar a cabo su modelación matemática, tanto de la parte hidráulica como de la calidad del agua. Estas herramientas son muy útiles para plantear posibles escenarios y evaluar el comportamiento de la red de distribución permitiendo realizar planes de acción en casos de emergencia. Algunas de las ventajas que se tienen al utilizar los programas computacionales desarrollados para el análisis de calidad del agua en redes de distribución de agua potable como una herramienta para examinar el riesgo por la introducción de sustancias tóxicas en estos sistemas son las siguientes (Haestad Methods):

• Permiten simular ataques potenciales y alteraciones al sistema de agua y usar los resultados para evaluar los puntos vulnerables del sistema, desarrollar planes de respuesta e identificar las actualizaciones de seguridad.

TRATAMIENTO

SISTEMA LOCAL DE

TRATAMIENTO

ALMACENAMIENTO

POZO

POZO LÍMITES DE

VULNERABILIDAD

SISTEMA DE DISTRIBUCIÓN


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• Permiten seleccionar las válvulas apropiadas que deben ser cerradas para aislar la contaminación y desarrollar estrategias eficientes para el lavado de la red.

• Realizan una simulación de la propagación y concentración de contaminantes naturales, accidentales e intencionales.

• Determinan la confiabilidad del sistema en condiciones desfavorables tales como fallas de suministro de energía eléctrica o roturas de tuberías, y simulan las fallas de fuentes críticas de agua en el sistema.

• Identifican cual será la población afectada por el evento de contaminación. • Permiten responder a las emergencias en tiempo real, prediciendo la influencia de

los eventos de crisis y evaluando los impactos de las posibles acciones correctivas. • Facilitan la priorización de las inversiones en infraestructura de protección teniendo

en cuenta que tan críticos son los componentes del sistema a la funcionalidad y seguridad del sistema de agua.

Según Hardin y Walski (2000) los requerimientos para el análisis de calidad del agua en redes de distribución dependen del tipo de aplicación. Ellos afirman que generalmente la aplicación de modelos de calidad del agua cae dentro de tres categorías:

• Planeación / diseño: Estos estudios definen la configuración del sistema, tamaño y ubicación de estructuras, o definen modos de operación a largo plazo. Proveen una perspectiva a largo plazo pero, bajo las prácticas actuales, utilizan escenarios cortos hipotéticos basados en las condiciones iniciales representativas y condiciones de operación. En principio, la distribución estadística de las condiciones del sistema debería ser una consideración importante, pero en la práctica la variabilidad sólo se considera por el análisis con la intención de representar las peores condiciones.

• Operaciones: Estos estudios a corto plazo analizan un escenario que se espera que ocurra en el futuro inmediato de manera que se tomen decisiones operacionales inmediatas. Éstos están basados en condiciones actuales del sistema y condiciones de operación esperadas. Estos análisis casi siempre son inducidos por regulaciones.

• Forense: Estos estudios son utilizados para acoplar la presencia de contaminantes al riesgo o actual ocurrencia de enfermedades. Dependiendo de si el objetivo es modelar en términos de exposición aguda o crónica, el estudio puede adoptar una perspectiva a corto o largo plazo, respectivamente. Aral, et. al (1996) definen algunos de los objetivos de los estudios de argumentación: 1) identificar la población en riesgo de peligros ambientales, 2) llevar a cabo estimaciones de exposición de poblaciones susceptibles, 3) identificar áreas para el foco de educación pública sanitaria o ayuda comunitaria y 4) identificar el objetivo y controlar a la población para estudios de salud. Puesto que frecuentemente existen relaciones dosis/respuesta y estados de latencia en la etiología de la enfermedad, una consideración explícita de la distribución espacial, registros de tiempo, frecuencia, duración y nivel de contaminación son importantes para este tipo de estudios. Sin embargo, los estudios publicados se han enfocado primordialmente en definir la extensión espacial de la contaminación y se han basado muchas veces en reglas de oro, modelos de estado estable o modelos dinámicos a corto plazo (Rodenbeck y Maslia, 1998; Aral, et. al., 1996; Webler y Brown, 1993).


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3.4.1. Evolución de las técnicas de modelación Los modelos de calidad del agua han evolucionado para alcanzar los requerimientos mencionados en el numeral anterior. Los primeros modelos de calidad del agua trabajaban con los datos de salida de modelos hidráulicos de estado estable (Wood, 1980). Códigos cada vez más sofisticados, incluyendo modelos de calidad del agua independientes, fueron desarrollados en los 80’s (Males, et. al., 1985; Clark, et. al., 1984) acompañados por los primeros modelos que podían simular condiciones variables en el tiempo introducidos a finales de los 80’s (Grayman, et al., 1988; Clark, et al., 1986). La mayoría de estos modelos usaban la aproximación de “simulación en período extendido” (EPS por sus siglas en inglés, Extended – Period – Simulation), la cual consiste de una serie de soluciones secuenciales de estado estable, cada una representando un paso de tiempo y utilizando los resultados de la solución anterior como su condición inicial. Estos modelos son cuasi-dinámicos, puesto que no simulan los efectos inerciales debidos a los cambios bruscos de velocidad. Sin embargo éstos simulan la reversión del flujo y la reactividad de los constituyentes, y rastrean las condiciones en los tanques. Modelos completamente dinámicos y modelos que tienen en cuenta la dispersión han sido desarrollados (Axworthy y Karney, 1996; Islam y Chaudry, 1998), pero la simulación a período extendido es actualmente la técnica más avanzada que es actualmente utilizada para aplicaciones prácticas. Se puede obtener una comprensión considerable del comportamiento de la calidad del agua en un sistema de distribución a través del uso de análisis de estado estable. Sin embargo, los modelos de estado estable se quedan cortos para cumplir los requerimientos mencionados anteriormente. Los análisis EPS se acercan más a cumplir estos requerimientos. No obstante, de la manera como son aplicados actualmente, fallan por no capturar completamente los resultados de la variabilidad cíclica y aleatoria del uso del agua y las decisiones operacionales. Los análisis de largas series de tiempo de la calidad del agua son simplemente una extensión del análisis cuasi-dinámico EPS para cubrir un período de semanas, meses o años. La realización de tales análisis requiere solamente cambios modestos a los códigos del modelo. Más sustancial es el esfuerzo adicional requerido para ensamblar datos de entrada y procesar las salidas para obtener una información clara y accesible acerca del sistema. Entre los paquetes informáticos para modelación en redes de distribución de agua potable más utilizados en el mercado europeo se encuentran LICWATER, producto Danés desarrollado por LicConsult, PICCOLO desarrollado por Safege en Francia y, recientemente sacado al mercado, ODULA desarrollado por Hydroinform en República Checa; MIKE NET es un producto desarrollado por DHI (Danish Hydraulic Institute) que utiliza el programa EPANET para el cálculo hidráulico y de calidad de agua. En Colombia y en Latinoamérica los programas computacionales más conocidos son EPANET, desarrollado por la agencia para la protección ambiental de Estados Unidos (U.S. E.P.A.) y Watercad desarrollado por Haestad Methods en este mismo país.


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3.4.2. Partición sólido-líquido de los contaminantes tóxicos. En la modelación convencional de calidad del agua, es decir la modelación de calidad en aguas superficiales, las sustancias tóxicas deben ser tratadas con dos concentraciones divididas, que corresponden a las fases particulada y disuelta. La principal razón para la partición líquido-sólido es producir una caracterización mecanística más exacta del balance de masa del tóxico. Particularmente se sabe que varios mecanismos claves actúan selectivamente en una o en otra de las dos formas. Por ejemplo la volatilización actúa sólo en la fracción disuelta. Recíprocamente la sedimentación actúa únicamente sobre la fracción asociada a las partículas. La partición sólido-líquido que es modelada en aguas superficiales puede ser obviada en los sistemas de distribución de agua potable, debido a las bajas concentraciones de material orgánico particulado presentes en estos sistemas. Sin embargo, para situaciones extraordinarias donde se presente una elevada concentración de carbono orgánico, esta situación debe ser tenida en cuenta. Por otro lado, la presencia de carbono orgánico disuelto (COD) involucra la presencia de una fracción del contaminante asociada a esta fase. También sería importante tener en cuenta esta partición debido a la gran cantidad de biopelícula que puede estar adherida a las paredes de las tuberías, biopelícula que estaría compuesta principalmente por carbono orgánico asociado a la biomasa. En el caso de redes de distribución de agua potable la volatilización podría aplicarse únicamente a los tanques de almacenamiento o embalses, ya que las tuberías de distribución, por ser un sistema presurizado, no presentan una interfase líquido gas para que se presente este fenómeno. Teniendo en cuenta estos factores se puede concluir que para los tanques de almacenamiento se deben corregir las constantes de decaimiento para tener en cuenta los efectos de volatilización y de posible sedimentación del material tóxico asociados a la fase disuelta y particulada, respectivamente. Por último, la sedimentación en las redes de distribución puede llegar a ser un factor de dispersión importante para los tóxicos asociados al material particulado y para las sustancias que se encuentran en concentraciones superiores al valor de solubilidad, especialmente en los casos donde se presentan bajas velocidades de flujo en las tuberías de la red, p.e. en las noches y la madrugada. En general, los módulos de calidad del agua investigados mediante el presente trabajo no tienen en cuenta los efectos mencionados y pueden estar entregando concentraciones que diferirían considerablemente de las que se encontrarían en un sistema de distribución de agua potable real, donde la dispersión longitudinal es importante para bajas velocidades.


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3.4.3. Hidrólisis de pesticidas Órgano-Fosforados. Con la excepción de algunas sustancias inorgánicas y elementales, ningún químico es inerte en el medio ambiente. Una de las principales ventajas aducidas para los pesticidas basados en el Carbamato y Órgano-Fosforados, a diferencia de los materiales Órgano-Clorados como el DDT y Dieldrín, es la habilidad de los primeros para descomponerse en sólo horas o días después de su aplicación, en contraste con los meses o años que se demoran los segundos, además de la elevada toxicidad de los primeros que los hace potencialmente peligrosos en el caso de ingresar a una red de distribución. La descomposición puede llevarse a cabo químicamente o fotoquímicamente en el ambiente, o biológicamente a través del metabolismo de planta, microorganismos o animales. Adicionalmente, la mayoría de la descomposición es debida a la oxidación, reducción, hidrólisis o afines. Entre los Órgano-Fosforados y los Carbamatos, la oxidación y la hidrólisis son las reacciones químicas ambientales más comunes. La lluvia, el vapor de agua atmosférico, la humedad del suelo y el aire actúan como reactivos o catalizadores. En algunos casos la luz solar provee energía que causa que las reacciones ocurran más rápido de lo que sucederían en la oscuridad. Para predecir la estabilidad ambiental se realizan ensayos simples de laboratorio para determinar la velocidad de hidrólisis en soluciones acuosas diluidas. La desaparición de un químico por este fenómeno tiene, al menos, una relación indirecta sobre la persistencia ambiental en aguas y suelos, y esto podría tener un impacto sobre la tecnología de formulación y los procedimientos de almacenamiento. Más aun, en casos de derrames provocados o accidentales de estas sustancias, la hidrólisis bajo varias condiciones ofrece una manera conveniente de descontaminación. Un Órgano-Fosforado común, tal como el Paratión, se hidroliza en medio básico siguiendo uno de los siguientes mecanismos:

Figura 3-2. Hidrólisis de Paratión

El enlace P-S puede oxidarse al Oxígeno análogo, el cual es rápidamente hidrolizado; o el compuesto P-S puede experimentar hidrólisis directa, pero a una velocidad menor. El compuesto escogido para el ejemplo fue el Paratión por ser uno de los pesticidas Órgano-Fosforados más estable y tóxico en el ambiente y de mayor utilización para el control de plagas.


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Generalmente la degradación de pesticidas en el agua potable se modela utilizando una cinética de primer orden, como se verá más adelante.

3.5. Modelación de la calidad del agua en EPANET Después de analizar los módulos de calidad del agua de diferentes programas utilizados para el análisis de redes de distribución (p.e. Watercad, Pipe 2000, MikeNet) se encontró que estos basaban sus cálculos en las investigaciones realizadas por la Agencia para la Protección Ambiental de Estados Unidos (U.S. E.P.A.) para el desarrollo del programa EPANET, o bien utilizaban este programa cargándolo desde su propio módulo de calidad de agua. Por esta razón se realizará una descripción exhaustiva de la modelación de la calidad del agua realizada por EPANET, en la cual se basan los demás programas de simulación. EPANET fue desarrollado por la División de Recursos y Distribución de agua (antes División para la Investigación de Agua Potable) del Laboratorio de Investigación para el Manejo Nacional de Riesgos de la EPA. EPANET realiza simulaciones en período extendido del comportamiento de la hidráulica y la calidad del agua en redes de tuberías presurizadas. Una red puede consistir de tubos, nodos (uniones de tubos), bombas, válvulas, tanques de almacenamiento y embalses. EPANET calcula el flujo de agua en cada tubo, la presión en cada nodo, la altura del agua en cada tanque y la concentración de una especie química a través de la red durante un período de simulación abarcado por múltiples lapsos de tiempo. Además de las especies químicas, se pueden simular la edad del agua y las fuentes de la misma. EPANET puede desarrollar una modelación hidráulica compleja basada en numerosas variables y componentes del sistema de distribución. EPANET puede ser usado para estudiar fenómenos tales como el mezclado del agua de diferentes fuentes, edad del agua a través de la red, pérdida de Cloro residual, crecimiento de subproductos de desinfección y eventos de propagación de contaminantes. Las ecuaciones gobernantes para el módulo de calidad de agua de EPANET están basadas en los principios de conservación de masa acoplados con la cinética de las reacciones. En las siguientes páginas se hace una descripción de los fenómenos representados en el módulo de calidad del agua utilizado por EPANET (Rossman et al., 1993; Rossman y Boulos, 1996), el cual será utilizado durante la presente investigación para realizar el análisis de riesgo por introducción de sustancias tóxicas a las redes de distribución de agua potable. Los siguientes numerales fueron adaptados del manual del usuario del programa EPANET para la modelación de la calidad del agua en redes de distribución de agua potable (Rossman, 1994).


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3.5.1. Algoritmo de rastreo de segmentos. El simulador de calidad del agua de EPANET utiliza una aproximación temporal de Lagrange para rastrear el destino de un segmento de agua mientras éste se mueve a través de las tuberías y se mezcla con otros segmentos en los nodos, en intervalos de tiempo fijos. Estos intervalos de tiempo son típicamente más cortos que los utilizados en el cálculo hidráulico (p.e., minutos en cambio de horas) para acomodarse a los pequeños tiempos de viaje que pueden ocurrir en las tuberías. Sin embargo, al igual que en los cálculos hidráulicos, los resultados sólo son reportados al final de cada intervalo de tiempo especificado por el usuario para entrega de informe. Las siguientes acciones pueden ocurrir al finalizar cada intervalo de tiempo para determinar la calidad del agua de cada segmento de agua:

1. La calidad del agua de cada segmento de agua se actualiza para reflejar cualquier reacción que pueda haber ocurrido a lo largo del período de tiempo.

2. El agua de diferentes segmentos de agua que llegan a un nodo se mezclan, al igual que cualquier entrada externa, para calcular el nuevo valor de calidad del agua para el nodo. El volumen contribuido de cada segmento es igual al producto del caudal de cada tubo por el intervalo de tiempo. Si este volumen excede el del segmento que llega a la unión, entonces este segmento es destruido y el anterior a éste contribuye parte de su volumen.

3. Se crean nuevos segmentos en las tuberías que salen de cada nodo. El volumen de los segmentos es igual al producto del caudal por el intervalo de tiempo. El valor de calidad del agua del segmento es igual al valor calculado en el paso 2.

Para disminuir el número de segmentos, el paso 3 sólo es llevado a cabo si la calidad del agua del nuevo nodo difiere del valor para el último segmento en el tubo de salida en un valor de tolerancia especificado por el usuario. Si la diferencia en calidad está por debajo del valor de tolerancia entonces el tamaño del último segmento simplemente se incrementa por el volumen liberado en el tubo en el intervalo de tiempo pero sin cambio en la calidad. La actualización de la calidad del agua en los tanques de almacenamiento recibe un tratamiento especial, como se verá en el numeral 3.5.6. Inicialmente cada tubería en la red consiste de un solo segmento cuya calidad es igual a la calidad inicial asignada al nodo aguas arriba. En casos donde se presenta reversión del flujo en la tubería los segmentos son reordenados de adelante hacia atrás.


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Figura 3-3. Comportamiento de los segmentos en la solución por el método de

Lagrange

3.5.2. Transporte advectivo en tuberías. Una sustancia disuelta viajará a lo largo de una tubería con la velocidad promedio de fluido transportador al mismo tiempo que ésta va reaccionando (bien sea creciendo o decayendo) a una velocidad determinada. La dispersión longitudinal usualmente no es un mecanismo de transporte importante bajo la mayoría de condiciones de operación. Esto significa que no existe mezcla de masa entre dos segmentos de agua adyacentes que viajan a través de la tubería. El transporte advectivo en una tubería se describe mediante la siguiente ecuación (adaptado de Rossman, 1994):

( )ii

ii Cr

xC

ut

C+⋅−=

δδ

δδ

donde Ci = concentración (masa / volumen) en la tubería i como una función de la distancia x y el tiempo t, ui = velocidad del fluido (longitud / tiempo) en la tubería i como una función de la distancia x y el tiempo t, y r = velocidad de reacción (masa / volumen / tiempo) como una función de la concentración.

Tiempo t + ∆∆∆∆t

Tiempo t

1

3

2

1

2

1 3 2 4

3 2 4

1 2

1 2 3


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Ejemplo 3-1 Se tomará una tubería de 100 metros de longitud con un diámetro de 6 pulgadas con un caudal de 20 litros por segundo. La concentración de Paratión disuelto a la entrada de la tubería es de 100 µg/L y se comporta con una velocidad de reacción de primer orden con un coeficiente de reacción de 0.0027 d-1. La velocidad media en la tubería será:

( )m/s1.096

41416.30254.0*6

/1000/20

22

3

=⋅

==m

smAQu

En estado estable (E.E.) la solución para decaimiento de la sustancia será:

( ) CteCxukC

Cx

uk

txCkx

txCtu

ttxC

ii

iii

ii

ii

+=−⇒=−⇒

=−⋅−=

∫∫ ln1

0),(.),(

)(),(

δδ

δδ

δδ

La condición inicial es en x = 0, Ci = Co = 100, entonces:

=−⇒−=

00 ln)ln(

CC

xukCCte i

i

La evaluación de esta ecuación para x = L = 100 m

Lg

sm

ds

sm

dm

LgCi

µµ 99.99096.1864001000027.0exp100 =

⋅⋅⋅

⋅⋅−⋅=

La gráfica con una escala reducida es la siguiente:


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Concentración de Paratión a lo largo de la tubería

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Longitud (m)

altu

ra d

e la

tube

ría (c

m)

99.998

99.9982

99.9984

99.9986

99.9988

99.999

99.9992

99.9994

99.9996

99.9998

100

Con

cent

raci

ón d

e P

arat

ión

(ug/

L)

TuberíaConc.

Figura 3-4. Solución de estado estable para la concentración de Paratión Para solucionar el ejemplo para estado transitorio se utilizará la aproximación temporal de Lagrange descrita en el numeral 3.5.1. Supóngase que inicialmente la tubería transporta agua con una concentración no detectable de contaminante (Co = 0), en el tiempo cero se aplica una concentración constante de 100 µg/L de una sustancia con una velocidad de decaimiento de orden cero de 1 d-1. Aproximadamente a los 115 segundos se presenta un cambio de concentración inicial a 150 µg/L aguas arriba de la tubería. Se asumirá que el tamaño de paso para el cálculo de calidad es de 4.56 segundos para ajustar los segmentos de tubería a 5 m cada uno así:

( )m

m

mA

tQL 5

41416.30254.06

56.402.0

22

3

≅⋅⋅

⋅=∆⋅=∆

La respuesta obtenida a partir de la solución en estado transitorio de la ecuación de advección en la tubería es la siguiente:


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Respuesta dinámica de la concentración

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 50 100 150 200 250

Tiempo (seg)

Con

cent

raci

ón (u

g/L)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Figura 3-5. Solución de estado transitorio para la concentración mediante el método de Lagrange.

Se puede observar como cada segmento de la tubería llega a una concentración de estado estable mientras avanza el tiempo que corresponde a la misma concentración del segmento anterior menos la masa que ha reaccionado. En menos de 100 segundos la totalidad de la tubería se encuentra en estado estable al utilizar este modelo. En el Anexo 4 se incluye un archivo en medio magnético donde se observan los cálculos realizados. Nótese que en los dos casos del ejemplo los coeficientes de decaimiento son tan pequeños que no se alcanza a apreciar una disminución significativa de la concentración a lo largo de la tubería estudiada.

3.5.3. Mezcla en los nodos. En las uniones donde se recibe flujo de dos o más tuberías, la mezcla se supone que es completa e instantánea, Así la concentración de una sustancia en el agua que deja la unión es simplemente el promedio ponderado de las concentraciones de las tuberías de entrada. Para un nodo k específico se puede decir:

∑

∑

∈

∈=

= +

⋅+⋅=

k

kj

Ijextkj

IjextkextkLxjj

xi QQ

CQCQC

,

,,

0

donde i = tubería con flujo saliendo del nodo k, Ik = tuberías con flujo hacia k, Lj = longitud de la tubería j, Qj = flujo (volumen / tiempo) en la tubería j, Qk,ext = flujo externo que entra a la red en el nodo k, y Ck,ext = concentración del flujo externo que entra a la red en el nodo k. La notación Ci|x=L indica la concentración al final de la tubería i.


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Ejemplo 3-2 En la siguiente figura se muestra el esquema con los caudales y concentraciones de entrada a un nodo determinado en una red de distribución de agua potable.

Figura 3-6. Esquema de mezcla en un nodo

La concentración de la sustancia a la salida del nodo será:

LgsL

sgC /125.27/105020

/19100509920 µµ =++

⋅+⋅+⋅=

3.5.4. Reacciones en calidad del agua. El módulo de calidad del agua de EPANET puede rastrear el crecimiento o decaimiento de una sustancia por reacción mientras ésta viaja a través de una red de distribución de agua. Para esto es necesario conocer la velocidad a la cual la sustancia reacciona y cómo esta velocidad puede depender de la concentración de la sustancia. Las reacciones pueden ocurrir bien sea en el cuerpo de agua o con el material de las paredes de las tuberías. Las reacciones en el volumen de agua también pueden ocurrir en los tanques. EPANET permite usar diferentes velocidades de reacción para las dos zonas.

3.5.4.1. Velocidades de reacción en el cuerpo de agua. Las reacciones en el cuerpo de agua pueden ocurrir en el flujo del agua o en tanques de almacenamiento, sin verse afectadas por cualquier proceso que involucre la pared de la tubería. EPANET modela estas reacciones usando cinética de orden “n”, donde la velocidad instantánea de reacción (r en masa / volumen / tiempo) se supone que es dependiente de la concentración de acuerdo con (adaptado de Rossman, 1994):

Q = 20 Lps C = 99 µg/L

Q = 50 Lps C = 0 µg/L

Q = 10 Lps C = 19 µg/L

Q = 30 Lps Q = 50 Lps


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n

b CKr ⋅= donde Kb = coeficiente de reacción en el cuerpo de agua, C = Concentración del reactivo (masa / volumen), y n = orden de la reacción. Kb tiene unidades de concentración elevada a la potencia (1 – n) y dividido por el tiempo. Es positivo para reacciones de crecimiento y negativo para reacciones de decaimiento. EPANET también puede considerar reacciones donde existe una concentración limitante en el crecimiento o decaimiento final de la sustancia. En este caso la expresión de velocidad para una reacción de crecimiento sería:

( ) 1−⋅−⋅= nLb CCCkr

donde CL = Concentración limitante. (Para reacciones de decaimiento (CL – C) se reemplaza por (C – CL)). Estos son los tres parámetros (Kb, CL y n) que se utilizan para caracterizar la velocidad de reacción en el cuerpo de agua. Valores generalizados de estos parámetros pueden ser escogidos para obtener varios modelos cinéticos bien conocidos. A continuación se describen algunos de estos modelos. Decaimiento simple de primer orden (Kb < 0, CL = 0, n = 1): El decaimiento de muchas sustancias, tales como el Cloro, puede ser modelado adecuadamente con una reacción simple de primer orden. Kb es muy dependiente de la naturaleza del agua a ser modelada y puede variar desde -0.01 d-1 hasta valores por debajo de -1.0 d-1. Este valor puede ser estimado experimentalmente introduciendo una muestra de agua en una serie de botellas de vidrio inertes y analizando el contenido de cada botella a diferentes tiempos. La ecuación es:

Ckr b ⋅= Crecimiento a saturación de primer orden (Kb > 0, CL > 0, n = 1): Este modelo puede ser aplicado a subproductos de desinfección, tales como Trihalometanos, donde la concentración máxima para la formación de la sustancia (CL) está limitada por la cantidad de reactivo presente. Se pueden utilizar pruebas de botella para estimar Kb si la prueba se puede llevar a cabo el suficiente tiempo para permitir la medida de CL directamente. La ecuación es:

( )CCkr Lb −⋅= Decaimiento de segundo orden para dos componentes (Kb < 0, CL ≠ 0, n = 2): Este modelo supone que la sustancia A reacciona con la sustancia B en una relación desconocida para formar el producto P. La velocidad de desaparición de A es proporcional al producto de A y B remanente. CL puede ser positivo o negativo, dependiendo de si el componente A o B están en exceso, respectivamente. Este modelo algunas veces muestra


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unos ajustes mejorados para los datos de decaimiento de Cloro que no se ajustan al modelo simple de primer orden. La ecuación es:

( ) CCCkr Lb ⋅−⋅= Cinética de Michaelis-Menton (Kb < 0, CL ≠ 0, n = 2): En casos especiales, cuando se especifica un orden de reacción “n” negativo, EPANET utiliza la ecuación de velocidad de reacción de Michaelis-Menton, mostrada abajo, para una reacción de decaimiento (para reacciones de crecimiento el denominador se convierte en CL + C). Esta ecuación de velocidad usualmente es utilizada para describir reacciones catalizadas por enzimas y crecimiento microbiano. Produce comportamiento de primer orden a bajas concentraciones y de orden cero a altas concentraciones. Debe notarse que para reacciones de decaimiento, CL debe ser fijado en un valor mayor que la concentración inicial presente. La ecuación es:

CCCk

rL

b

−⋅

=

3.5.4.2. Velocidades de reacción en la pared de la tubería. Además de las reacciones en el cuerpo de agua, EPANET puede modelar las reacciones que ocurren con el material que se encuentra adherido o cerca de la pared de la tubería. La velocidad de esta reacción puede ser considerada dependiente de la concentración presente en el agua utilizando una expresión de la siguiente forma:

nw Ck

VAr ⋅⋅=

donde kw = coeficiente de reacción en la pared y (A/V) = área superficial por unidad de volumen del interior de la tubería (igual a 4 dividido el diámetro). Este último término convierte la masa reactante por unidad de área a base volumétrica. EPANET limita la selección del orden de la reacción a cero o a uno, por lo tanto las unidades de kw serán masa / área / tiempo o longitud / tiempo, respectivamente. El parámetro kw que aparece en la expresión para velocidad debe ser ajustado para tener en cuenta cualquier limitación de transferencia de masa de los reactantes y productos en movimiento entre la pared y el flujo global. EPANET hace esto automáticamente, basado en el ajuste por la difusividad molecular de la sustancia modelada y en el número de Reynolds (Si se asigna un valor de cero para la difusividad los efectos de transferencia de masa serán ignorados). Mientras fluyen a través de la tubería, las sustancias disueltas pueden ser transportadas a la pared del tubo y reaccionar con materiales tales como productos de corrosión o biopelícula que están adheridas o cerca de la pared. La cantidad de área disponible para reacción en la pared y la velocidad de transferencia de masa entre el fluido y la pared tendrán una


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influencia sobre la velocidad global de esta reacción. El área superficial por unidad de volumen determina el primer factor. El segundo factor puede ser representado por un coeficiente de transferencia de masa cuyo valor depende de la difusividad molecular de las especies reactivas y el número de Reynolds del flujo (Rossman et. al, 1994). Para cinéticas de primer orden, la velocidad de reacción en la pared de una tubería puede ser expresada así:

( )fw

fw

kkRCkk

r+⋅

⋅⋅⋅=

2

donde kf = coeficiente de transferencia de masa (longitud/tiempo) y R = radio de la tubería. Para cinética de orden cero la velocidad de reacción no puede ser mayor que la velocidad de transferencia de masa, por lo tanto:

( ) ( )RCkkMINr fw2, ⋅⋅=

Los coeficientes de transferencia de masa son expresados usualmente en términos del número adimensional Sherwood (Sh):

dDShk f

⋅=

en donde D = la difusividad molecular de la especie que está siendo transportada (longitud2 / tiempo) y d = diámetro de la tubería. En flujo laminar completamente desarrollado, el número de Sherwood promedio a lo largo de la tubería puede ser expresado como:

( )( )[ ] 3

2Re04.01

Re0668.065.3ScLdScLdSh

⋅⋅⋅+

⋅⋅⋅+=

en donde Re = número de Reynolds y Sc = número de Schmidt (viscosidad cinemática del agua dividido por la difusividad del químico) (Edwards et. al, 1976, citado por Rossman, 1994). Para flujo turbulento la correlación empírica de Notter y Sleicher (1971, citados por Rossman, 1994) puede ser usada:

3188.0Re0149.0 ScSh ⋅⋅=

El coeficiente de reacción en la pared puede depender de la temperatura y puede ser correlacionado con la edad y el material de la tubería, como se muestra a continuación. Debe recordarse que EPANET requiere que el agua se encuentre fluyendo a través de la tubería para que ocurra reacción en la pared. Los tubos sin caudal no tendrán un valor calculado para reacción en la pared. Correlación con la rugosidad de la tubería:


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Se ha demostrado que al envejecer las tuberías de metal su rugosidad tiende a incrementarse debido a incrustación y la formación de tubérculos de productos de corrosión sobre las paredes de las tuberías. Este incremento en la rugosidad de la tubería produce un menor coeficiente de Hazen-Williams o un mayor coeficiente de rugosidad para Darcy-Weisbach, resultando en una mayor pérdida de energía por fricción en el flujo a través de la tubería. Existe alguna evidencia que sugiere que los mismos procesos que incrementan la rugosidad de la tubería con la edad también tienden a incrementar la reactividad de sus paredes con algunas especies químicas, particularmente el Cloro y otros desinfectantes. EPANET puede hacer que cada coeficiente de reacción en la pared (kw) sea función del coeficiente usado para describir su rugosidad. Se aplica una función diferente de acuerdo a la fórmula utilizada para calcular la pérdida de energía a través de la tubería.

Fórmula de pérdida Fórmula de reacción en la pared Hazen-Williams Kw = F / C Darcy-Weisbach Kw = -F / log(e/d) Chézy-Manning Kw = F.N donde C = Factor C de Hazen-Williams. e = Rugosidad de Darcy-Weisbach. d = Diámetro de la tubería. N = Coeficiente de rugosidad de Manning. F = Coeficiente de relación: Reacción en la pared – rugosidad de la tubería. El coeficiente F debe ser desarrollado a partir de medidas específicas en campo y tendrá un significado distinto dependiendo de la fórmula para pérdidas utilizada. La ventaja de utilizar esta aproximación es que sólo se requiere un parámetro, F, para permitir a los coeficientes de reacción en la pared variar a lo largo de la red en una manera físicamente fundamentada.

Ejemplo 3-3 Ejemplo de cálculo con coeficientes de reacción en la pared y coeficientes de transferencia de masa. Para los valores del Ejemplo 3-1 calcule el coeficiente de transferencia de masa si se tiene los siguientes parámetros establecidos: Las propiedades de la sustancia utilizadas para este ejemplo son las siguientes: Coeficiente de reacción de primer orden en el cuerpo de agua, kb (s-¹) = -8.3333E-08 Difusividad de la sustancia en agua, D (m²/s) = 5.79E-10 Coeficiente de reacción de orden uno en la pared, kw (m/s) = -5.787E-08 Diámetro de la tubería, d (m) = 0.1524 Viscosidad cinemática, υ (m²/s) = 1.14E-06 Caudal, Q (m³/s) = 0.02


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Área transversal, A (m²) = 0.01824151 Velocidad del fluido, v (m/s) = 1.09640035 Longitud de la tubería, L (m) = 100 Volumen de la tubería, V (m³) = 1.82415119 Para cinéticas de primer orden, la velocidad de reacción en la pared de una tubería puede ser expresada así:

( )fw

fw

kkRCkk

r+⋅

⋅⋅⋅=

2

Encontramos el número de Reynolds:

146571/1014.1

1524.0/0964.1Re 26 =⋅

⋅=⋅= − smmsmdv

ν

Encontramos el número de Schmidt:

16689/1079.5/1014.1

210

26

=⋅⋅== −

−

smsm

DSc ν

Para flujo turbulento la correlación empírica de Notter y Sleicher (1971, citados por Rossman, 1994) puede ser usada:

6567.27Re0149.0 3188.0 =⋅⋅= ScSh

El coeficiente de transferencia de masa se obtiene a partir del número adimensional Sherwood (Sh):

smd

DShk f /105.2 5−⋅=⋅=

En este caso es posible encontrar un coeficiente global de reacción de orden uno mediante la ecuación:

( )( ) ( )

( )

( ) Cs

C

CCkkkR

kkr b

fw

fw

⋅⋅=⋅⋅+⋅=

⋅

⋅+⋅+⋅⋅

⋅⋅⋅⋅=⋅

+

+⋅⋅⋅

=

−−

−

−−

−−

1106.11033.8101.51

1033.8105.21079.5

21524.0

105.21079.522

686-

8

58

58

El cálculo del decaimiento de la sustancia de forma estática o dinámica se realiza de la misma forma como se explicó en el Ejemplo 3-1, después de sumar los dos coeficientes de decaimiento.


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3.5.5. Fuentes de calidad del agua. Las fuentes de calidad del agua son nodos donde la concentración de un flujo externo entrando a la red es especificada. Pueden representar sitios de tratamiento, un pozo o una planta de tratamiento satélite, o una intrusión no deseada de un contaminante. Las fuentes de calidad pueden hacerse variar con el tiempo asignándoles un patrón de tiempo. EPANET puede modelar los siguientes tipos de fuentes:

• Una fuente de concentración establece la concentración de cualquier entrada de agua por un nodo de la red, tales como el flujo desde un embalse o desde una demanda negativa en un nodo.

• Una fuente de inyección de masa (mass booster) agrega un flujo de masa determinado al flujo entrante a un nodo desde otros puntos de la red.

• Una fuente de inyección por pasos agrega una concentración fija a la calculada por mezcla en un nodo de la red.

• Una fuente de inyección por variable controlada (set point) fija todas las concentraciones de salida de un nodo (Mientras la concentración resultante de todos los flujos de entrada al nodo se encuentre por debajo del set point).

Las fuentes de tipo “concentración” son mejor usadas para nodos que representan fuentes de suministro de agua o trabajos de tratamiento (p.e. embalses o nodos asignados a una demanda negativa). Las fuentes de tipo inyección se usan mejor para modelar la inyección directa de un trazador o desinfectante adicional en la red o para modelar la intrusión de un contaminante.

3.5.6. Modelos de mezcla en tanques. En algunos casos es conveniente suponer que el contenido de las estaciones de almacenamiento (tanques y embalses) se encuentra completamente mezclado. Esta suposición es razonable para muchos tanques que operan bajo condiciones de llenado y vaciado que proveen el suficiente flujo de moméntum al flujo de entrada (Rossman y Grayman, 1999). Bajo condiciones de mezcla completa la concentración a través del tanque es una combinación del contenido inicial del tanque más la de cualquier corriente entrante. Al mismo tiempo, esta concentración puede fluctuar por las reacciones que estén ocurriendo. La siguiente ecuación expresa este fenómeno:

( ) ( )sOj

sjIi

Lxiiss CrCQCQ

tCV

ssi

+⋅−⋅=⋅ ∑∑

∈∈=δ

δ

donde Vs = volumen en almacenamiento en el tiempo t, Cs = concentración en la estación de almacenamiento, Is = vínculos que proveen flujo a la estación, y Os = vínculos que desalojan flujo de la estación.


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EPANET puede usar cuatro tipos diferentes de modelos para caracterizar la mezcla en un tanque de almacenamiento, como se puede apreciar en la Figura 3-7. En una red determinada puede utilizarse cualquiera de éstos.

Mezcla completa – Dos compartimentos – FIFO flujo pistón – LIFO flujo pistón

Figura 3-7. Modelos de mezcla en tanques por EPANET (Figuras adaptadas de MikeNet)

Mezcla completa. Este modelo de mezcla supone que toda el agua que entra a un tanque es, instantáneamente y completamente, mezclada con el agua contenida en el tanque. Es la forma más simple de mezcla que se puede suponer, no requiere parámetros extras para describirlo, y parece aplicar bastante bien para un gran número de sistemas que operan llenando y vaciando el tanque. Mezcla en dos compartimentos. Este modelo de mezcla divide el volumen de almacenamiento del tanque en dos compartimentos, los cuales se suponen completamente mezclados. Las tuberías de entrada y salida del tanque se asumen como localizados en el primer compartimiento. El agua nueva que entra al tanque se mezcla con el agua del primer compartimiento. Si éste esta lleno, se envía el rebose al siguiente compartimiento donde se mezcla completamente con el agua almacenada allí. Cuando el agua deja el tanque, sale del primer compartimiento; si éste está lleno recibe una cantidad equivalente de agua del segundo compartimiento para recuperar la diferencia. El primer compartimiento es capaz de simular cortos circuitos entre la entrada y la salida mientras que el segundo representa las zonas muertas. El usuario debe suministrar un parámetro simple que es la fracción de volumen total del tanque que corresponde al primer compartimiento. Flujo pistón “First-in-first-out” (FIFO). Este modelo de mezcla supone que no hay mezcla del agua durante su tiempo de residencia en el tanque. Los segmentos de agua se mueven a través del tanque de una manera segregada donde el primer segmento en entrar es también el primero en salir. Físicamente


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hablando, este modelo es el más apropiado para tanques con deflectores que operan con entradas y salidas simultáneas. No se necesitan parámetros adicionales para describir este modelo de mezcla. Flujo pistón “Last-in-first-out” (LIFO). Este modelo de mezcla supone que no hay mezcla entre segmentos de agua que entran al tanque. Sin embargo, en contraste con FIFO, los segmentos de agua se apilan uno encima de otro, donde el agua entra y sale del tanque por el fondo. Físicamente hablando, este tipo de modelo podría aplicar a un tubo largo y estrecho con una entrada y salida por el fondo y muy bajo moméntum de entrada. No requiere parámetros adicionales de entrada.

3.5.7. Parámetros utilizados por EPANET. Las opciones que EPANET permite ajustar para conducir y controlar los cálculos para el análisis de calidad del agua son las siguientes: Parámetro: tipo de parámetro de calidad del agua a ser modelado. Puede ser: Ninguno (no se realiza análisis de calidad del agua), Químico (Calcula concentración química), Edad (Calcula la edad del agua), trazador (rastrea el flujo desde un nodo específico). En lugar de utilizar el parámetro “Químico”, se puede utilizar el nombre de la sustancia a modelar (p.e. Cloro o Paratión). Unidades de masa: Especifica las unidades a utilizar para expresar la concentración. Las opciones son mg/L o µg /L. las unidades para el análisis de edad y trazador se fijan en horas y porcentaje, respectivamente. Difusividad relativa: La difusividad molecular del químico que está siendo modelado en relación con la del Cloro a 20 ºC (0.00112 ft2/d, 1.041x10-4 m2/d). Sólo se utiliza cuando se está modelando transferencia de masa para las reacciones en la pared. Si se ajusta en cero se ignorarán los efectos de transferencia de masa. Nodo del trazador: Identificación del nodo cuyo flujo está siendo rastreado. Sólo aplica cuando se está haciendo rastreo de la fuente. Tolerancia de calidad: ¿Cuál es el cambio más pequeño en calidad que ocasionará la creación de un nuevo segmento de agua en una tubería? Un valor típico es 0.01 para químicos medidos en mg/L, así como edad del agua y rastreo de la fuente. La tolerancia de calidad determina cuándo la concentración de un segmento de agua es, esencialmente, la misma de otro segmento. Para análisis químico esto puede significar el límite de detección del procedimiento utilizado para la medida del químico, ajustado por un factor de seguridad adecuado. Si se utiliza una tolerancia muy alta se puede afectar la


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precisión de la modelación, mientras que si este valor es muy bajo se afectará la eficiencia computacional. Orden de reacción en el cuerpo de agua: Potencia a la cual se eleva la concentración en los cálculos de velocidad de reacción en el cuerpo de agua. Se utiliza 1 para primer orden, 2 para segundo orden, etc. Cualquier número negativo utilizará cinética de Michaelis-Menton. Orden de reacción en la pared: Potencia a la cual se eleva la concentración en los cálculos de velocidad de reacción en la pared de la tubería. Las opciones son 1 para reacciones de orden uno y cero para velocidad de reacción constante. Coeficiente global en el cuerpo de agua: Coeficiente de velocidad de reacción en el cuerpo de agua (Kw) asignado por defecto a todas las tuberías. Este coeficiente puede ser sobrescrito editando las propiedades para las tuberías específicas. El signo utilizado para este valor determina si es coeficiente de crecimiento o de decaimiento; cero indica que no hay reacción. Coeficiente global en la pared: Coeficiente de velocidad de reacción en la pared de las tuberías (Kb) asignado por defecto a toda la red. Este coeficiente puede ser sobrescrito editando las propiedades para las tuberías específicas. El signo utilizado para este valor determina si es coeficiente de crecimiento o de decaimiento; cero indica que no hay reacción. Concentración limitante: Máxima concentración a la cual una sustancia puede crecer o el valor mínimo al cual puede descender. Las velocidades de reacción serán proporcionales a la diferencia entre la concentración actual y este valor. Coeficiente de correlación en la pared: Es el factor que correlaciona la rugosidad de la tubería con el coeficiente de reacción en la pared. Tamaño de paso para calidad: Intervalo de tiempo entre el trayecto de un constituyente de calidad del agua. El valor por defecto es 5 minutos. Como se mencionó anteriormente, el contenido del numeral 3.5 fue adaptado del manual del usuario de EPANET (Rossman, 1994).


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4. Metodología En aras de realizar un estudio que relacionara el estado del arte en el manejo del riesgo por la introducción de sustancias tóxicas en sistemas de distribución de agua potable con la modelación de dichas sustancias, se determinó que la metodología a utilizar para el desarrollo de esta investigación sería la siguiente: en una primera etapa, se llevaría a cabo una recopilación de información mediante búsquedas exhaustivas en Internet, entrevistas con personas expertas en el tema de tóxicos, investigación bibliográfica, y solicitud de información por medio de correos electrónicos y visitas a instituciones. Una vez culminada esta etapa se realizaría el análisis de la información recopilada para extraer los detalles más relevantes con el fin de cumplir los objetivos de la presente investigación. La fase final consistiría en la evaluación de los módulos de calidad del agua de algunos programas computacionales para análisis de redes de distribución mediante la modelación de los contaminantes tóxicos de mayor interés para el estudio. A continuación se presentan en detalle cada una de las etapas involucradas en la investigación.

4.1. Recopilación de información

4.1.1. Información en Internet Se realizó una búsqueda vía Internet que arrojó como resultado un listado de documentos que hacían referencia a diversos temas de interés para esta investigación. Los principales temas abarcados incluían vertimientos de sustancias tóxicas en los sistemas de distribución de agua potable, el análisis de riesgos ambientales, la legislación referente al uso de sustancias peligrosas, detalles de toxicidad y propiedades físicas de contaminantes prioritarios, entre otros. Algunas de las páginas Web utilizadas durante esta etapa de recopilación de información se encuentran en la Tabla 4-1:

Tabla 4-1. Búsqueda de información vía Internet Nombre de página Dirección web

Bases de datos de tóxicos

MSDS Databases http://msdssearch.com/DBlinksN.htm List of NTP Health and Safety Reports http://157.98.10.135/htdocs/Chem_Hs_Index.html EXTOXNET: Pesticide Information Profiles (PIPs). Oregon State University.

http://ace.orst.edu/info/extoxnet/pips/ghindex.html

Vermont, Safety Information Report, Inc. (SIRI)

http://hazard.com/index.php

Factsheets on Chemical and Biological Warfare Agents

http://www.cbwinfo.com/intro.html

NIOSH (U.S. National Institute for Occupational Safety and Health) Pocket Guide to Chemical Hazards

http://www.cdc.gov/niosh/npg/npg.html


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Biological agents information papers (U.S. Army Institute of Infectious Diseases)

http://www.nbc-med.org/SiteContent/MedRef/OnlineRef/GovDocs/Bioagents.html

Integrated Risk Information System (IRIS), U.S. EPA

http://www.epa.gov/iris/

Nuevas tecnologías de detección

Apprise Technologies, Inc. http://www.apprisetech.com/ Environmental Technology Verification Program. EPA

http://www.epa.gov/etv/verifications/verification-index.html

U.S. Army Center for Environmental Health Research

http://usacehr.detrick.army.mil/

Meadowlands Environmental Research Institute (MERI), Rutgers University CIMIC, Newark NJ

http://cimic.rutgers.edu/meri

Strategic Diagnostics Inc. http://www.sdix.com/ Glass-pipeline. Command control and monitoring.

www.Glass-Pipeline.com

Fluid imaging technologies www.fluidimaging.com Upstate Freshwater Institute www.upstatefreshwater.org; www.ourlake.org Dascore incorporated www.dascore.com Center for Information Management, Integration and Connectivity (CIMIC)

http://cimic.rutgers.edu/drinkingwater/abstracts/

Entidades internacionales

Association of Drinking Water Administrators (ASDWA)

http://www.asdwa.org/

U.S. Environmental Protection Agency (U.S. EPA)

www.epa.gov

U.S. EPA Drinking Water Academy http://www.epa.gov/safewater/ National Rural Water Association (NRWA)

http://www.nrwa.org/

NIOSH (National Institute for occupational safety and Health) Pocket Guide to Chemical Hazards

http://www.cdc.gov/niosh/npg/npg.html

Centers for disease control and prevention

http://www.cdc.gov/

Disasters and emergencies. U.S. Department of Health and Human Services (HHS)

http://www.hhs.gov/disasters/index.shtml

American Water Works Association http://www.awwa.org/ Agency for toxic substances and disease registry (ATSDR)

http://www.atsdr.cdc.gov/

Chemical Emergency Preparedness and Prevention

http://yosemite.epa.gov/oswer/ceppoweb.nsf/content/index.html

Health aspects of biological and chemical Weapons. WHO (World Health Organization)

www.who.int/emc/pdfs/BIOWEAPONS_FULL_TEXT2.pdf http://www.who.int/emc/deliberate_epi.html

Morbidity and mortality weekly report (MMWR). Centers for disease control and prevention.

http://www.cdc.gov/mmwr/


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Chemical Agent Terrorism. Medical NBC information center.

http://www.nbc-med.org/SiteContent/MedRef/OnlineRef/Other/Chagter.html

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International Code of Conduct on the Distribution and Use of Pesticides. Food and Agriculture Organization of the United Nations (FAO)

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Water Industry news http://www.waterindustry.org/ U.S. National Academy Press http://books.nap.edu/ Ministerio de salud de Chile. Departamento de Epidemiología.

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Toxicologia ambiental. The university of Arizona, Center for toxicology.

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Risk analysis center. NTC Publishing http://www.risk-analysis-center.com/scripts1/direct.asp Haestad Methods. Water secutirty http://www.watersecurity.org Water technology http://www.watertechonline.com Office of pesticides programs. U.S. EPA

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Programas computacionales para modelación de calidad

National Risk Management Research. EPANET. U.S. EPA

http://www.epa.gov/ORD/NRMRL/wswrd/epanet.html

Haestad Methods. WaterCAD®. Water Distribution Modeling & Management Software.

http://www.haestad.com/software/wtrcstandalone/

KYPIPE and Pipe2000 Hydraulic Modeling Software.

http://www.kypipe.com/

Aqua Cad® Software. http://www.aquadata.com/english/software/aquacad_IE.asp Es importante recalcar que la investigación se veía muchas veces enrarecida por la protección de la información debido a los recientes acontecimientos internacionales que


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han puesto en alerta a los diferentes organismos de seguridad, operación y mantenimiento de los sistemas de acueductos a nivel mundial; esto se veía particularmente reflejado en lo referente a las características de los contaminantes de interés y su comportamiento en los sistemas de distribución de agua potable.

4.1.2. Búsqueda bibliográfica Se realizó una búsqueda bibliográfica intensiva mediante la cual se esclarecieron algunos temas de interés, principalmente enfoques de la modelación de tóxicos en agua, metodologías para el análisis de riesgo ambiental, planes de emergencia para la administración de sistemas de distribución de agua potable, análisis de la posibilidad de envenenamiento intencional, casos de contaminación reconocidos, entre otros.

4.1.3. Estudio del caso colombiano Para centrar un poco más la investigación para el caso colombiano, se identificaron diversas fuentes de información que pudieran identificar cuales podrían ser los contaminantes tóxicos (biológicos y químicos) que podrían ser vertidos, intencional o accidentalmente, en alguno de las zonas de un sistema de distribución de agua potable. Se llevaron a cabo entrevistas informales con profesores de la Universidad de los Andes de las áreas de Ingeniería Química, Ingeniería Ambiental, entre otras. Se localizaron personas del Instituto Colombiano Agropecuario (ICA) y la Corporación Colombiana de Investigación Agropecuaria (Corpoica) que tuvieran conocimiento sobre el manejo de pesticidas en Colombia, su facilidad de adquisición y la posibilidad de ingreso a un sistema de distribución de agua potable de acuerdo a las características colombianas. Se identificaron otras instituciones militares y públicas sin obtener mayores resultados, debido a la discreción con que se debía tratar el tema por la situación actual de orden público en el país.

4.2. Análisis de información Para realizar el análisis de la información obtenida se realizó una lectura rigurosa de cada uno de los documentos que se consideraron más importantes para el desarrollo de la investigación y se planteó como debía llevarse a cabo un análisis de riesgo para el caso colombiano específicamente. Para esto se realizó un cruce entre la información internacional referente a los contaminantes tóxicos prioritarios de mayor interés para la salud pública contra los testimonios de las personas entrevistadas y la información obtenida en el ámbito nacional. También se realizó un análisis de los sitios más vulnerables para la ocurrencia de un vertimiento o inyección de dichas sustancias en un sistema de distribución de agua potable. Se plasmó un resumen de las principales investigaciones que se están llevando a cabo actualmente en el mundo sobre el monitoreo de tóxicos en redes de distribución. Se realizó un resumen de los aspectos más importantes que deben ser tenidos en cuenta por las empresas administradoras de los sistemas de distribución ante el eventual


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vertimiento de una sustancia de interés sanitario que pueda causar traumatismos en la operación de dichos sistemas. Finalmente se plantean algunas conclusiones obtenidas en esta etapa de la investigación.

4.3. Modelación de tóxicos en redes de distribución de agua potable

A partir de la bibliografía consultada, se hace una descripción del comportamiento esperado de las sustancias tóxicas en agua, para describir posteriormente una serie de suposiciones para el caso particular del agua potable en los sistemas de distribución. Una vez aclarado como se debe hacer la modelación de tóxicos en sistemas de distribución se describen los cálculos que son realizados por los módulos de calidad del agua de los programas computacionales más utilizados para el análisis de redes de distribución. Los temas antes expuestos son presentados en el marco teórico. Posteriormente se prueban algunos escenarios probables utilizando modelos reales ya implementados en estos programas para analizar cual es su respuesta ante un eventual vertimiento de un tóxico de interés en diferentes sitios del sistema de distribución. Los resultados obtenidos por medio de este proceso se utilizan en el análisis de riesgo, para identificar las concentraciones a las cuales quedaría expuesta la población, cuales serían las concentraciones máximas encontradas en la red y cual sería su localización.

4.4. Análisis cualitativo de riesgo Utilizando las metodologías consultadas en la bibliografía referente al análisis de riesgo ambiental en el caso de tóxicos, se realiza un análisis cualitativo para una de las principales sustancias tóxicas de interés para esta investigación. Para ello se utilizan los resultados obtenidos mediante la modelación de las sustancias tóxicas en las redes de distribución y los datos de toxicidad de las hojas de seguridad de materiales (MSDS por sus siglas en inglés: Material Safety Data Sheets) y otros que la bibliografía recomienda para obtener los datos de toxicidad. El estudio realizado servirá como una base general de la forma como debe llevarse a cabo el análisis de riesgo para una red de distribución de agua potable en cualquier ciudad de Colombia, utilizando como principal herramienta para el cálculo de la exposición los programas de modelación de la calidad del agua en redes de distribución.


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5. Recopilación y análisis de información La recopilación de información se llevó a cabo utilizando motores de búsqueda en Internet y una revisión bibliográfica en diferentes entidades y bibliotecas. También se realizaron contactos vía telefónica, e-mail y directamente con personas conocedoras del tema de contaminantes tóxicos y su modelación en redes de distribución. En la Tabla 5-1 se muestra una clasificación hecha por el Centro para el Control y Prevención de Enfermedades, Terrorismo Químico y Biológico de los Estados Unidos en lo referente a los potenciales agentes químicos y biológicos que podrían llegar a ser utilizados en un acto terrorista.

Tabla 5-1. Agentes Biológicos y Químicos de potencial uso en Terrorismo1

Categoría A

Agentes de alta prioridad, que pueden tener un gran impacto negativo sobre la sociedad por (i) ser fácilmente transmitidos persona a persona, (ii) ocasionar alta letalidad, (iii) causar disrupción social y pánico y (iv) requerir acciones especiales de preparación y respuesta de Salud Pública.

1. Viruela (Variola major). 2. Ántrax (Bacillus Anthracis). 3. Peste (Yersinia Pestis). 4. Botulismo (Clostridium Botulinum). 5. Tularemia (Francisella Tularensis). 6. Fiebres Hemorrágicas Virales.

Filovirus ! Fiebre Hemorrágica de Ebola. ! Fiebre Hemorrágica de Marburg.

Arenavirus ! Fiebre de Lassa ! Fiebre Hemorrágica Argentina

Categoría B

Agentes que pueden tener un moderado impacto negativo sobre la sociedad por (i) Diseminación moderadamente fácil (ii) Causan baja mortalidad y moderada morbilidad (iii) requieren capacidades de diagnóstico y vigilancia específicas.

1. Fiebre Q (Coxiella Burnetti). 2. Brucellosis (especies de Brucella). 3. Enfermedades neurológicas

Alfa virus ! Encefalitis Equina Venezolana, ! Encefalitis Equina del Este, ! Encefalitis Equina del Oeste.

4. Toxina ricino de Ricinus communis 5. Toxina epsilon de Clostridium

perfringens 6. Enterotoxina B de Staphilococus

En esta categoría se incluyen patógenos transmitidos por agua y alimentos como: Escherichia coli, Vibrio cholerae, Shigella dysenteriae,...

1 Centers for Diseases Control and Prevention. Biological and Chemical Terrorism, MMWR Recommendations and

Reports. Vol. 49 / N RR-4. Atlanta – USA. April 21, 2000.


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Tabla 5-1. Agentes Biológicos y Químicos de potencial uso en Terrorismo1

Categoría C

Incluye patógenos emergentes que, en el futuro, pueden ser desarrollados para su diseminación masiva por su (i) Disponibilidad (ii) posibilidad de Producción y diseminación, y (iii) potencial para una alta Morbilidad y Mortalidad.

1. Virus Nipah 2. Hanta virus 3. Fiebres hemorrágicas virales transmitidas

por mosquitos 4. Encefalitis virales transmitidas por

mosquitos 5. Tuberculosis multidrogo resistente

Agentes Químicos

Se incluyen agentes, que van desde el rango de armas de guerra hasta los de uso industrial común, que cumplen los criterios de (i) Disponibilidad (ii) Alto potencial de Morbilidad y Letalidad (iii) causar disrupción social y pánico y (iv) requieren acciones especiales de preparación y respuesta de Salud Pública.

Armas de guerra: 1. Agentes nerviosos: Tabún, Sarín,

Soman, GF y VX. 2. Agentes sanguíneos: Cianuro de

hidrógeno.

De uso industrial: 3. Metales pesados: Arsénico, Mercurio. 4. Toxinas volátiles: Benceno, Cloroformo,

Trihalometanos.

De uso agrícola: 5. Pesticidas: Órgano-Fosforados.

Se puede generalizar que los agentes de interés para la presente investigación corresponden a los de la categoría B y a los contaminantes químicos, ya que en éstas se incluyen los patógenos y químicos que son fácilmente transportados por el agua. Principalmente se hará énfasis en los pesticidas Órgano-Fosforados por su alta toxicidad. Los patógenos también son una fuente muy importante de riesgo para la contaminación de redes de distribución de agua potable, sin embargo no se posee suficiente información sobre su comportamiento en las condiciones que se presentan en las redes de distribución. Según Valcik (1998, citado por Hickman, 1999) para efectivamente causar daño o muerte desde el agua potable, los agentes químicos y biológicos deben tener las siguientes características:

1. Posibilidad de ser utilizados como arma, es decir que pueda ser producida y diseminada en cantidades lo suficientemente grandes como para causar el efecto deseado.

2. Peligrosidad en el agua, es decir que es contagioso o tóxico en el agua potable. 3. Estable, es decir que el agente mantiene sus efectos estructurales y virulentos en el

agua. 4. Resistencia al Cloro, es decir que el agente no se oxida significativamente por el

Cloro libre disponible presente en el agua. La susceptibilidad al Cloro puede ser obviada inactivando los sistemas de Cloración, lo que pone en evidencia la importancia de asegurar las plantas de tratamiento para evitar su vulnerabilidad.


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5.1. Contaminantes Químicos En el estudio realizado por la fuerza aérea norteamericana (Hickman, 1999) se realiza un compendio de cuatro estudios realizados sobre la vulnerabilidad de las instalaciones potabilizadoras de agua a posibles ataques químicos y biológicos. En la Tabla 3-1 se presenta el resumen de dichas investigaciones.

Tabla 5-2. Resumen de Químicos efectivos en agua potable (Tomado de Hickman, 1999)Líneas directivas recomendadas Agente Químico

(concentraciones en mg/L a menos que se indique lo

contrario)

Concentración Agudaa

0.5 L 5 L/d 15 L/d

Armas químicas Cianuro de hidrógeno 25 6 2 Tabun (GA, µg/L) 50 70 22.5 Sarín (GB, µg/L) 50 13.8 4.6 Soman (GD, µg/L) 50 6 2 VX (µg/L) 50 7.5 2.5 Lewisita (Fracción de Arsénico)

100-130 80 27

Mostaza azufrada (µg/L) 140 47 3-Quinuclidinil Benzilato (BZ, µg/L)

7 2.3

Ácido dietilamido lisérgico (LSD)

0.05 -- --

Venenos químicos industriales Cianuros 25 6 2 Arsénico 100-130 80 27 Fluoruros 3000 -- -- Cadmio 15 -- -- Mercurio 75-300 -- -- Dieldrín 5000 -- -- Fluoroacetato de Sodioc Sin información Paratiónc Sin información Fuentes: a. Garland, John; Evaluación de vulnerabilidad del agua, (Laboratorio Armstrong, AL-TR-1991-0049), Abril 1991, 8-9. El autor asume efectos agudos (muerte o debilitación) después de consumir 5 Litros. b. Consejo Nacional de Investigación de Estados Unidos, Comité de toxicología y Laboratorio Nacional Lawrence Livermore; “Evaluación de la calidad del agua en campos militares” y “Líneas directivas para agentes químicos de guerra en agua potable de campos militares”, 1995, 10. Las dosis listadas son “seguras”. c. Burrows, W. Dickinson; Valcik J. A. y Seitzinger Alan, “Amenazas naturales y terroristas a los sistemas de agua potable” presentado en el 23er simposio y exhibición ambiental de la Asociación para la preparación de la defensa americana, 7-10 Abril 1997, New Orleans, LA, 2. Los autores consideran el agente nervioso Órgano-Fosoforado VX, los dos alucinógenos BZ y LSD, Cianuro de Sodio, Fluoroacetato y Paratión como agentes amenazantes potenciales. No proveen concentraciones agudas o dosis letales. Los dos primeros reportes suponen que la población en riesgo es un soldado promedio de 70 kg de peso que en condiciones habituales consumirá entre 5 y 15 L de agua por día. Los estudios proponen unas líneas directivas para concentraciones de contaminantes por debajo


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de las cuales no se espera una degradación de la misión militar, pero no identifican dosis incapacitantes o letales.

5.1.1. Pesticidas y químicos relacionados Estos compuestos son diseñados principalmente para eliminar insectos, roedores, hongos, plantas, etc. y son producidos, distribuidos y usados a nivel mundial. Los pesticidas Órgano-Fosforados, Órgano-Clorados y rodenticidas son particularmente tóxicos y sus efectos sobre los humanos son similares a los agentes nerviosos. Los productos comerciales contienen bajas concentraciones de los ingredientes activos, sin embargo estos pueden ser adquiridos en su forma pura con sus fabricantes. Los pesticidas Órganos-Fosforados Malatión, Metil Paratión y Clorpirifos son químicamente similares a los agentes nerviosos de este mismo tipo que afectan el sistema nervioso, al igual que los pesticidas Órgano-Clorados (p.e. Lindano, Dieldrín, Metoxiclor y Endosulfan). Los rodenticidas Fluoroacetato de Sodio, Estricnina, Crimidina, Fósforo amarillo y Sulfato de Talio pueden causar incapacitación o muerte en humanos con muy pequeñas dosis. Burrows et al (1997, citado por Hickman, 1999) presenta como agentes potenciales de amenaza al Fluoroacetato y Paratión, y Garland (1991, citado por Hickman, 1999) señala al Dieldrín. Adicionalmente, debido a que los químicos tóxicos con mayor accesibilidad y potencial letal son los pesticidas, en este numeral se presenta un resumen estos compuestos haciendo énfasis en sus principales características. Algunos pesticidas tienen propiedades similares basadas en su estructura química. Tales sustancias pertenecen a la misma clase química y frecuentemente tienen modos de acción toxicológica similares. En la tabla ubicada en el Anexo 2 se hace una breve descripción de las diferentes clases químicas de los pesticidas de mayor toxicidad. Los compuestos tóxicos que presentan mayor interés para este trabajo son los que, por su alta toxicidad, representan un mayor riesgo para la salud al ingresar a los sistemas de distribución de agua potable. Entre estos se pueden destacar los pesticidas Órgano-Fosforados que presentan un valor muy bajo de dosis letal (LD50) y son ampliamente utilizados en varios países, incluido Colombia, como sustancias para el control de insectos. Según la información obtenida a través de las personas que han tenido a su cargo el análisis químico de sustancias tóxicas en sistemas de distribución de agua potable, los contaminantes tóxicos que pueden entrar con mayor facilidad en estos sistemas son los metales pesados, sustancias petrogénicas y los pesticidas. Entre los pesticidas Órgano-Fosoforados más utilizados actualmente para el control de plagas se encuentran: Metil-Paratión, Diclorvos, Piretrinas, Malatión, Cloropirifos, Aspon, Azinfos-metil, Azinfos-etil, Bolstar (Sulprofos), Carbofenotion, Clorfenvinos, Clorpirifos, Clorpirifos metil, Coumafos, Crotoxifos, Demetón-O, Demetón-S, Diazinón, Diclorofentión, Diclorvos (DDVP), Dicrotofos, Dimetoato, Dioxatión, Disulfotón, EPN, Etión, Etoprop, Famphur, Fenitrotión, Fensulfotión, Fonofos, Fentión, Leptofos, Malatión, Merfos, Mevinfos, Monocrotofos, Naled, Paratión etil, Forato, Fosmet, Fosfamidon,


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Ronnel, Stirofos (Tetraclorovinfos), Sulfotepp, Terbufos, Tionazina (Zinofos), Tokution (Prototiofos), Tricloronato, Hexametilfosforamida (HMPA), Tri-o-Cresilfosfato (TOCP), Atrazina y Simazina. Con el fin de ilustrar la toxicidad de los pesticidas Órgano-Fosforados en la Figura 5-1 se puede observar la comparación del Paratión con otros agentes Químicos.

Figura 5-1. Comparación de LD50 de diversos agentes químicos.

Los químicos inorgánicos también representan un riesgo elevado de contaminación del agua potable. Estas sales metálicas, ácidos y otras sustancias ofrecen un espectro amplio para el potencial envenenamiento del agua en los sistemas de tratamiento. El Arsénico y el Cianuro son amenazas potenciales fuertes de acuerdo con el reporte LANL (Laboratorio Nacional Lawrence Livermore, EEUU. Citado por Hickman, 1999). Garland (1991, citado por Hickman, 1999) se enfoca en Cianuro, Arsénico, Fluoruro, Cadmio y Mercurio. Burrows et al (1997, citado por Hickman, 1999) resalta el Cianuro de Sodio.


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5.2. Microorganismos En una conferencia denominada “Monitoreo de Aviso Previo para Detectar Eventos Peligrosos en Suministros de Agua” realizada en Mayo de 1999 en Reston, Virginia (E.E.U.U.) se concluyó que el uso terrorista de armas biológicas posee una amenaza significativa para el agua potable. Varios patógenos (p.e. Ántrax, Clostridium Peringensis, plaga) y biotoxinas (p.e. Botulinum, Aflatoxina, Ricina) se han convertido en armas y son potencialmente resistentes a la desinfección con Cloro, y son estables por períodos relativamente largos en agua. Adicionalmente, aunque el agua permite alguna potencial dilución, una partícula neutra suspendida en el agua, de cualquier tamaño, así como también tecnologías sofisticadas como micro-cápsulas, pueden ser utilizados para dispersar patógenos humanos en sistemas de agua potable. La efectividad de un ataque puede ser incrementada a través de la introducción del patógeno más cerca del usuario final, por ejemplo en la red de distribución (posterior a la desinfección). Los tanques de almacenamiento y los sistemas de distribución facilitan la disposición de una dosis efectiva de tóxico a una población potencialmente elevada, así como una dosis crónica a un nivel más bajo, con efectos a más largo plazo y umbrales de detección más bajos. En la Tabla 5-3 se presentan algunos contaminantes tóxicos biológicos que pueden ingresar en un momento dado al sistema de distribución de agua potable.

Tabla 5-3 Contaminantes tóxicos biológicos AGENTE TIPOa ESTABILIDA

D EN H2O DOSIS INFECTIVA PARA

PATÓGENOS O DOSIS EFECTIVA PARA TOXINASb

TOLERANCIA AL CL2

c

Ántrax (Bacillus Anthracis)

B 2 años (esporas) 6000 Alta, Esporas resistentes

Cólera (Vibrio Cholerae)

B Estable 1000 Baja, Fácilmente eliminado

Plaga (Yersinia Pestis)

B 16 días 500 Desconocida

Salmonela (Salmonella

spp.)

B 8 días, Agua fresca

10000 Baja, inactivado

Brucilla spp. B 20 – 72 días 10000 Desconocida Clostridium perfringes

B Común en alcantarillados

~ 500000 Resistente

Francisella tularensis

B Hasta 90 días 25 Inactivo por 1 ppm, 5 minutos

Burkholderia mallei

B Hasta 30 días -- Desconocida

B. pseudomallei B Desconocida -- Desconocida Shigella spp. B 2 – 3 días 10000 Inactivo por 0.05

ppm, 10 minutos Fiebre Q R Desconocida 25 Desconocida

Saxitoxina T Estable 0.3 mg Resistente a 10 ppm

Tetrodotoxina T Desconocida 1 mg Inactivada, 50 ppm


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Tabla 5-3 Contaminantes tóxicos biológicos Anatoxina A T Inactivada en

días -- Desconocida

Enterotoxinas de Estafilococo

T Probablemente estable

4 mg Desconocida

Aflatoxina T Probablemente estable

2 mg Probablemente tolerante

T-2 micotoxina2 T Estable -- Alta, resistente Microcistinas3 T Probablemente

estable 1 mg Resistente a 100

ppm Ricina4 T Desconocida -- Resistente a 10

ppm Botulinum

Toxina T Estable 0.07 mg Inactivo por 6

ppm, 20 minutos Viruela V Desconocida 10 Desconocida

Hepatitis A V Desconocida 30 Inactivo por 0.4 ppm, 10 minutos

Criptosporidium P Estable 130 Quistes resistentes Fuentes: www.waterindustry.org, Burrows and Renner, 1999 y Valcik J.A., 1998.

a. B- bacteria, R- Especie de microbio (Rickettsia), V-virus, y P-protozoario. b. Tomado de Valcik, 1998. La dosis infectiva basada en el número de organismos o esporas para bacterias, número de

quistes para Cristoporidium y unidades virales para Virus. Las dosis efectivas para las biotoxinas son estimadas para deshabilitación del personal.

c. Resistencia al Cloro libre disponible de 2 ppm. Debido a que existe un tiempo de latencia entre la ingestión del microorganismo y la aparición de los síntomas de la enfermedad, la posibilidad de contaminación con patógenos es extremadamente difícil de manejar debido a la baja posibilidad que existe de detectar a tiempo la intrusión con el fin de evitar que se presenten casos entre la población. Igualmente, las biotoxinas tienen como característica particular las bajas dosis que son necesarias para causar un efecto detectable en la población. Con el fin de ilustrar la gran cantidad de toxinas que han sido sintetizadas en la actualidad, en el Anexo 3 se presenta un listado de éstas clasificadas según sus efectos toxicológicos.

5.3. Características físico químicas de los contaminantes tóxicos de interés

Con el fin de llevar a cabo un análisis de riesgo por introducción de sustancias tóxicas en los sistemas de distribución de agua potable es necesario contar con algunas características físico-químicas y toxicológicas de los contaminantes de interés. Por ejemplo, para predecir el comportamiento del tóxico en el agua, es necesario tener en cuenta la solubilidad de la sustancia, la tasa de degradación, la constante de Henry, la difusividad molecular, entre otras. La característica toxicológica más importante es la Dosis Letal (LD50) para tener una idea de la capacidad de causar daño del contaminante. 2 Toxina producida por hongos filamentosos del genero Fusarium, Mirotecium, Tricoderma, Staquibotris entre otros. 3 Hepatotoxina producida por ciertas Cianobacterias. 4 Potente toxina contenida en las semillas del Ricinus Communis.


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En el Anexo 1 se presenta una tabla con las características más importantes de las sustancias tóxicas de interés para la presente investigación y en la bibliografía también se encuentran disponibles algunos parámetros para determinar las tasas de decaimiento de sustancias tóxicas en agua.

5.4. Métodos actuales para el monitoreo de contaminantes tóxicos en los sistemas de distribución de agua potable

Existe una preocupación creciente por el potencial uso terrorista de armas biológicas y químicas para causar daño a civiles. Esta preocupación se basa en dos suposiciones: es más fácil dispersar efectivamente agentes biológicos o químicos a través del aire, y que es necesario estar preparados para manejar un ataque mediante el tratamiento de los individuos afectados, con énfasis en reforzar la respuesta de los organismos de salud de la comunidad. En su mayoría la preocupación no se ha enfocado en el uso de estas armas en sistemas de agua potable, y menos atención se le ha puesto a la detección anterior al ataque que al tratamiento posterior (Froran J. y Brosnan T., 2000). Según Froran J. y Brosnan T. (2000), aunque la posibilidad de un ataque terrorista a los sistemas de distribución de agua potable es extremadamente baja, las consecuencias podrían ser muy severas para las poblaciones expuestas, por esto algunos analistas estadounidenses plantean que se debe enfocar la atención en detectar la amenaza de terrorismo biológico y químico, así como otros eventos catastróficos, y en prevenir la exposición humana mientras sea posible. Para esto, las estrategias tecnológicas pre-evento o pre-exposición pueden ser elementos disuasivos eficaces para evitar la exposición humana a sustancias tóxicas, así como otros contaminantes de alto impacto y baja probabilidad de ocurrencia como la introducción de Cristoporidium. De acotación particular son las tecnologías nuevas y en desarrollo para la detección rápida de patógenos en tiempo real, bien sea en fuentes de agua o sistemas de distribución. Incluidos en estas tecnologías están los microchips para ADN (Betts KS., 1999 citado por Froran J. y Brosnan T., 2000), técnicas inmunológicas (Betts KS, 1999 citado por Froran J. y Brosnan T., 2000), microrobots (Hewish M., 2000 citado por Froran J. y Brosnan T., 2000), y una variedad de tecnologías ópticas, conteo de células en el flujo, sondas moleculares, y otras técnicas (Pelley J., 1999; Sobsey M., 1999 citados por Froran J. y Brosnan T., 2000). Ninguna de estas tecnologías esta disponible comercialmente en la actualidad, ni tampoco han sido probadas en sistemas reales de distribución de agua potable. Sin embargo, los expertos opinan que estas tecnologías pueden estar dentro de las aproximaciones más efectivas para la detección anticipada y alerta sobre el uso de armas químicas o biológicas, así como otros eventos de contaminación catastróficos, en sistemas de agua potable, y por lo tanto se debe promover su rápido desarrollo. En vista que estas tecnologías estarán disponibles en pocos años, y que el manejo pre-exposición, donde sea aplicable, prevendrá los efectos adversos en la salud, es prudente enfocarse en las aplicaciones que están asociadas con la detección prematura y sistemas de


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alarma, así como otras técnicas de manejo pre-exposición, como la modelación de la calidad del agua potable.

5.5. Análisis de sitios vulnerables al vertimiento de tóxicos en los sistemas de distribución de agua potable

Según Hickman (1999) existen varios puntos críticos en los sistemas de producción de agua potable. Estos puntos se consideran objetivos potenciales para ataques con armas químicas y biológicas. Los pozos, fuentes superficiales y sistemas locales pueden llegar a ser contaminados. Las operaciones de tratamiento tienen un doble papel, removiendo contaminantes pero a la vez proporcionando acceso directo a los sistemas. Las estructuras de almacenamiento son considerados puntos ideales para la contaminación según este autor. Las redes de distribución pueden proveer un acceso al sistema igualmente. En general, los expertos en seguridad concuerdan que los sistemas de distribución de agua potable son más vulnerables en los puntos donde el agua procesada es almacenada y distribuida. Esta conclusión proviene de la observación de que los embalses y acuíferos son extremadamente difíciles de contaminar debido a los grandes volúmenes de agua involucrada y al hecho de que esta agua cruda está sujeta a tratamiento y desinfección previamente a su almacenamiento como agua procesada. La extracción de agua subterránea de pozos es una operación mecánica aislada localizada en plantas de tratamiento de agua seguras, o asegurables, y el vertimiento de contaminantes no es muy probable (Hebert, 2001). No obstante, el agua procesada se almacena en cantidades relativamente pequeñas, generalmente en tanques de reserva de 5.000 a 10’000.000 de m3, mientras que los sistemas de distribución presentan numerosos puntos de entrada en los cuales un contaminante puede ser introducido al agua tratada. El lugar de almacenamiento del agua procesada puede ser protegido mediante medidas de seguridad apropiadas, pero la vulnerabilidad del sistema de distribución requiere la instalación de un programa continuo de detección para asegurar que cualquier deterioro de la calidad del agua sea identificado y seguido de una respuesta rápida e investigación. Infortunadamente, los requerimientos actuales de muestreo en la red exigen que estos sean realizados con intervalos de tiempo que, aunque adecuados para la mayoría de propósitos sanitarios, no permiten tener una alerta temprana o instantánea requerida para detectar una emergencia que puede presentarse por la incorporación de una sustancia tóxica, bien sea química o biológica, al sistema de abastecimiento y que genere riesgo inmediato para la salud de los usuarios del servicio de agua potable. Por ejemplo, en Gideon (Missouri) una epidemia de Salmonelosis en 1993, resultante de una combinación de contaminación natural y pobre mantenimiento, causó casi 600 casos de personas enfermas en un pueblo de 1104 residentes (Hebert, 2001). El incidente fue provocado por un contaminante introducido durante un proceso de vaciado del sistema el 10 de noviembre de 1993, se identificó por un hospital local el 29 de noviembre, por un análisis de coliformes fecales el 16 de diciembre y se notificó al público que debía hervir el agua el 18 de diciembre (38 días después de la contaminación inicial). Se podían haber realizado


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muchas acciones para acelerar el proceso de respuesta a esta epidemia, pero no se podrían haber evitado los dos días requeridos para llevar a cabo la prueba de coliformes. Dos días pueden ser una eternidad cuando un sistema ha sido intencionalmente o accidentalmente contaminado. Se requieren, por tanto, métodos de detección más rápidos pero la tecnología actual es muy limitada debido a que es muy costosa y está sujeta a demasiados falsos positivos (Hebert, 2001), es decir, el instrumento es demasiado sensible y no diferencia entre la presencia de contaminantes tóxicos o de impurezas inofensivas. En el caso colombiano, los artículos 19 y 20 del decreto 475 de 1998 indican que la ejecución de los análisis organolépticos, físicos y químicos se sujeta a las reglas que se presentan en la Tabla 5-4. Los análisis de pesticidas, metales pesados y otras sustancias peligrosas se rigen por la Tabla 5-5.

Tabla 5-4 Muestras para análisis organolépticos, físicos y químicos NÚMERO DE HABITANTES

SERVIDOS NÚMERO MÍNIMO DE MUESTRAS

A ANALIZAR POR MES INTERVALO DE DÍAS

ENTRE MUESTRAS Menos de 2.500 2 quincenal 2.501 a 12.500 8 4 días

12.501 a 60.000 15 2 días 60.001 a 100.000 30 1 día

100.001 a 1.000.000 60 2 cada día más de 1.000.001 240 8 cada día

Tabla 5-5 Muestras para análisis de pesticidas y otras sustancias tóxicas

HABITANTES FRECUENCIA MÍNIMA 1 a 500.000 1 anual

500.001 a 1.500.000 1 semestral más de 1.500.001 1 cuatrimestral

Existe, por lo tanto, un riesgo alto de que, si se tiene una sustancia tóxica con características tales que no produzca sabor, olor o color detectables en el rango de concentraciones en el cual puede ocasionar un daño a la salud pública, si ésta es vertida en el sistema de distribución de agua potable pueda no ser detectado a tiempo y ocasione graves perjuicios para la sociedad. Los sistemas de medición de Cloro en línea ofrecen una opción de bajo costo para infraestructuras que utilizan Cloro como agente desinfectante. Distribuidos uniformemente a través del sistema de distribución y conectados a un sistema telefónico de alarma, estos sistemas pueden dar un aviso rápido de un decaimiento del Cloro residual. Sin embargo, no todos los posibles contaminantes reaccionan con el Cloro. En la Tabla 5-3 se presentan algunos de los posibles agentes tóxicos que pueden ingresar a un sistema de distribución de agua potable en un momento dado. Es bastante difícil obtener cualquiera de éstos en suficiente cantidad y calidad para causar daño a un sistema de agua potable, además un gran número de contaminantes potenciales puede ser desactivado por el Cloro. Pero aquellos tales como Ricina y Microcistinas requieren niveles de Cloro residual que generan olor y sabor detectables, además de posibles consecuencias sobre la salud a


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largo plazo. Para estos y otros contaminantes resistentes al Cloro, pueden considerarse otras alternativas de detección tales como instrumentos de medición de continuidad del flujo y turbiedad. En todo caso la medición continua de Cloro, turbiedad, continuidad del flujo o una combinación de las tres estará sujeta a falsos positivos ocasionales, dado que las fluctuaciones de las mediciones pueden ser causadas por cualquier otra interferencia que no sea causada por la contaminación con tóxicos del agua potable. Esto es especialmente cierto cuando el monitoreo en línea es llevado a cabo en un sistema de distribución. En eventos tales como incendios, lavado de líneas de conducción o fallas en tuberías pueden entorpecer los patrones normales del flujo provocando la resuspensión de pequeñas cantidades de sedimento o desprendimiento de biopelícula. La turbiedad resultante en el agua puede reducir el Cloro residual además de causar alta continuidad del flujo y turbiedad simultáneamente. Los planes de respuesta deberían considerar estas ocurrencias naturales y permitir una rápida investigación de cualquier síntoma, pero manteniendo acciones adicionales hasta que la fuente del problema pueda ser determinada. La respuesta acelerada a cualquier síntoma puede crear pánico innecesario en el público. Actualmente se están desarrollando nuevas tecnologías que acelerarán la detección prematura y el muestreo para contaminación biológica y química, como se menciona en el literal 5.4 . Estos instrumentos incluyen:

• Microchips de .detección de ADN. • Microrobots. • Técnicas inmunológicas. • Técnicas de inspección óptica. • Pruebas de tinte para incubación corta y conteo de células.

Algunas de estas tecnologías están disponibles actualmente para uso militar exclusivamente. Sin embargo, debido al elevado riesgo que presentan las fuerzas armadas a ataques químicos o biológicos, éstas pueden estar sujetas a una mayor cantidad de falsos positivos de lo que sería considerado aceptable para uso público (un falso positivo puede ser aceptable cuando se está en una situación vulnerable a sabiendas, pero no lo es para sistemas de respuesta por contaminación en sistemas de agua potable de uso público). El equipo actual utilizado para el monitoreo de la seguridad del agua debería ser desarrollado como parte de un estudio de evaluación de vulnerabilidad para cada sistema de distribución.

5.6. Evolución del uso de plaguicidas en Colombia (Idrovo, 2000)

El uso de plaguicidas en Colombia ha seguido los lineamientos generales del mercado de agroquímicos a escala internacional. Hasta la primera mitad del siglo XX se utilizaron entre otros compuestos el Sulfuro inorgánico, el Arsénico, el Arsenato de Plomo, la Criolita, el ácido Bórico, junto a sustancias vegetales como las Piretrinas, la Nicotina, la Rotenona, la Rianodina y la Veratridina (Casida y Quistad, 1998). En la década de los 50 se empezaron a utilizar Órgano-Clorados, principalmente Diclorodifeniltricloroetano (DDT) y sus derivados, junto a los plaguicidas arsenicales en las labores agrícolas, ganaderas y en el


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control de la malaria. En 1963 comenzó la Organización del Servicio de Asistencia Técnica Particular, el cual fue autorizado al año siguiente y reglamentado en 1966 por el Decreto 219. Posteriormente empezaron a utilizarse otros compuestos como los Órgano-Fosforados, los Fenoxiacetatos: ácido 2,4-Diclorofenoxiacético (2,4-T) y el 2,4,5 ácido Triclorofenoxiacético (2,4,5-T), y los Ditiocarbamatos (Maneb, Mancozeb y Zineb). Todos estos productos se utilizaban en los cultivos más importantes de la época que eran los de arroz, caña de azúcar, papa y banano (Herrera y Polanco, 1995); el café es un cultivo que, en general, no demanda un elevado uso de plaguicidas. El lapso comprendido entre finales de los 60 hasta comienzos de los 80 se puede caracterizar por la aparición de problemas fitosanitarios ocasionados por la resistencia de algunas plagas a los plaguicidas utilizados hasta ese entonces; este hecho motivó el cambio hacia nuevos productos (Herrera y Polanco, 1995). El otro hecho importante fue la prohibición de la venta de plaguicidas a base de Mercurio o Fluoracetato de sodio, la cancelación del registro del Leptofos (Órgano-Fosforado) y del registro de venta de 2,4,5-T y 2,4-T, la prohibición del uso de Órgano-Clorados en el cultivo del tabaco y el café, y de los plaguicidas con Dibrocloropropano (DBCP), Dibromuro de Etileno (DBE) o Endrin (Toro, 1993). Son ejemplos de los plaguicidas ampliamente usados en aquel tiempo las ureas substituidas (Diuron y Linuron), las Triazinas (Prometrina), Cotoran y el Paraquat (compuesto amonio cuaternario) (Herrera y Polanco, 1995). Desde mediados de los 80 hasta 1993 se caracteriza por el auge en el uso de fungicidas, debido al incremento de los cultivos de flores y banano, así como un aumento en el uso de herbicidas para el control de malezas. La reducción en la utilización de los insecticidas se debe a la disminución de las áreas de cultivos comerciales (Herrera y Polanco, 1995). Durante este período se prohibieron el Dinoseb, los Órgano-Clorados: DDT, Aldrin, Heptacloro, Dieldrin, Clordano y Canfecloro, y los compuestos a base de Clordimeform (Formamidina) o sus sales (Toro, 1993). Los fungicidas que sobresalen en el consumo durante este período son el Mancozeb (Ditiocarbamato), los compuestos con Azufre, el Oxicloruro de cobre, el Captan y Edinfos; los herbicidas más usados eran los que se basaban en el 2,4-D (Fenoxiacetato), el Propanil, Glifosato (Órgano-Fosforado), Diuron (Urea substituida), las Triazinas (Atrazina y Ametrina), Paraquat (compuesto amonio cuaternario), Picloran, Butalla y Pendimetalina. Entre los insecticidas se encontraban los pesticidas Órgano-Fosforados como el Clorpirifos, el Metil-Paratión y el Mono-Crotofos, así como el Carbofuran (Carbamato insecticida) (Herrera y Polanco, 1995). Según los datos del Instituto Colombiano Agropecuario (ICA), entre 1994 y 1996 la producción, venta, importación y exportación de plaguicidas ha aumentado. En estos años los principales productos fueron en orden descendente los fungicidas, los herbicidas y los insecticidas. Dentro del primer grupo sobresalen los productos: Mancozeb, Propineb, Azufre, Oxicloruro de Cobre, Cimoxanil, Carbendazim, Etilendiamina y soda cáustica. En el segundo el Diuron, Propanil, 2,4-D, Glifosato, Picloran, Paraquat y 3,4-Dicloroanilina. Entre los insecticidas se destacan: Clorpirifos, Metamidofos, Monocrotofos, Malatión, Endosulfán y Metil-Paratión (ICA, 1999).


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En conclusión, en Colombia se ha requerido la utilización de plaguicidas para mejorar la producción agrícola y combatir las plagas y las enfermedades transmitidas por vectores (Forget, 1991); esto está evidentemente asociado con las condiciones geográficas y económicas. En términos muy generales se puede afirmar que toda la población colombiana se encuentra expuesta a plaguicidas no biodegradables (Órgano-Clorados y a base de metales o metaloides); la exposición a otros plaguicidas se encuentra mucho más limitada a los grupos ocupacionalmente expuestos, especialmente en las regiones agrícolas. Sin embargo, no se puede descartar la posibilidad de exposición mediante la ingestión de alimentos o agua potable entre las poblaciones residentes en las regiones donde sea habitual el uso de plaguicidas, o por algún acto de vertimiento deliberado. En la siguiente tabla se observa un resumen de los pesticidas registrados en Colombia en el Instituto Colombiando Agropecuario (I.C.A.) hasta marzo de 2003. Se presenta el número de pesticidas de acuerdo a su categoría toxicológica.

Tabla 5-6. Distribución de pesticidas registrados en el ICA según categoría toxicológica

Categoría Nº I 158 II 208 III 751 IV 207

Sin Clasificar 42 Total 1366

En la Tabla 5-7 se presenta un resumen de algunos pesticidas registrados en el ICA según el ingrediente activo y la categoría toxicológica. Se presentan sólo los de mayor aparición y los de mayor toxicidad (Categoría I).

Tabla 5-7. Distribución de pesticidas registrados en el ICA según categoría toxicológica e

ingrediente activo Ingrediente activo I II III IV Total

2,4 D 45 39 84 MANCOZEB 3 63 66 GLIFOSATO 1 13 38 52 PROPANIL 48 48

CLORPIRIFOS 1 5 40 46 CARBENDAZIM 43 43

ATRAZINA 43 43 CARBOFURAN 28 28

CLOROTALONIL 19 8 27 DIURON 1 19 5 25

METAMIDOFOS 16 16 MONOCROTOFOS 15 15

METOMIL 11 1 12


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Tabla 5-7. Distribución de pesticidas registrados en el ICA según categoría toxicológica e

ingrediente activo METIL PARATIÓN 10 10

PARAQUAT 7 7 Es notable que el químico más utilizado como ingrediente activo para los pesticidas con categoría toxicológica I sea el Carbofuran, y el más utilizado para formular pesticidas en todas las categorías toxicológicas es el Ácido 2,4 D.


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6. Modelación de tóxicos en los módulos de calidad del agua de los programas computacionales

Para la modelación de tóxicos en agua potable se utilizó el “Toolkit” del programa EPANET, debido a que los demás programas analizados para este fin, en su mayoría, utilizan los mismos principios matemáticos de EPANET o ejecutan éste desde sus propios módulos de calidad del agua. Se escogió modelar sustancias tóxicas orgánicas porque su información es más asequible que la de los contaminantes biológicos, por ejemplo. Se utilizaron los tipos de inyección de contaminante “mass booster” en nodos o tanques de almacenamiento (descritos en el numeral 3.5.5), utilizando cinéticas de decaimiento de primer orden (recomendadas por la literatura para tóxicos en agua), coeficientes de difusión molecular (donde aplica) típicos para grupos de pesticidas y otros parámetros de interés encontrados en la bibliografía. El coeficiente de reacción en la pared es desconocido y debe ser encontrado experimentalmente para cada red, ya que depende en gran medida del material y la edad de la tubería (estos dos parámetros influyen directamente sobre la concentración de biopelícula). Dado el caso que se requiera simular este fenómeno se puede suponer que presenta un valor similar al de la constante de decaimiento de primer orden en el flujo, pero con una cierta influencia del coeficiente de partición Octanol-Agua (afinidad de las sustancias a permanecer adsorbidas a la materia orgánica) debido a que en las paredes de las tuberías se espera tener una biopelícula con un alto contenido de materia orgánica, que presentará una tendencia a adsorber el contaminante que se esté modelando. Para el decaimiento de la sustancia en la masa de agua se utilizaron los valores de los coeficientes para hidrólisis, que es el principal mecanismo de degradación esperado en las tuberías cerradas. Este coeficiente es variable con el pH y la temperatura, por lo que en el presente estudio se exhibe la fuente donde se obtuvo la información y las condiciones utilizadas para su determinación. Otro mecanismo que puede influir en el decaimiento de las sustancias químicas orgánicas en este tipo de sistemas cerrados es la oxidación por intermedio del Cloro residual presente en el agua potable; sin embargo para este mecanismo no existe suficiente información en la literatura por lo cual no fue tenido en consideración durante las modelaciones. La fotólisis no influye en la degradación en estos sistemas y la degradación microbiana puede ser despreciada por ser una reacción lenta con respecto a las otras cinéticas de degradación. Se modelaron varios pesticidas de los cuales se tenían valores de toxicidad y cinética de decaimiento. Principalmente se centró la investigación en los pesticidas Órgano-Fosforados por su alta toxicidad y Órgano-Clorados por su alta persistencia. La herramienta desarrollada se utiliza para estimar cual será la masa de contaminante que se introduzca en un nodo determinado necesaria para generar una alarma dentro del sistema de distribución de agua potable y, adicionalmente, es útil para encontrar cuales serán los subsistemas más afectados, cual debería ser el tiempo de respuesta de la empresa prestadora del servicio o de los entes encargados de las emergencias y ayuda a tomar decisiones sobre los planes de acción en casos de emergencia.


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El principal criterio utilizado para escoger las redes de distribución de agua potable para realizar la modelación era que fuera una red con demandas variables en el tiempo y con tanques de abastecimiento o embalses. Uno de los sistemas de distribución escogido para el estudio fue la red matriz de la ciudad de Medellín que posee tres fuentes de abastecimiento, en las cuales es posible la inyección de la masa de contaminante.

6.1. Análisis de las variables utilizadas en la modelación de calidad del agua en redes de distribución

La herramienta desarrollada permite clasificar las variables en 4 clases: Propiedades de la sustancia, patrones temporales de la hidráulica y la calidad, fuentes de contaminantes y resultados obtenidos.

6.1.1. Propiedades de la sustancia Coeficiente de reacción en la pared: El coeficiente de reacción en la pared es un parámetro específico para la red que se esté simulando, por cuanto éste depende de la composición de las paredes de la tubería. Para la presente investigación no se modelaron las reacciones en la pared debido a la escasez de datos, sin embargo se realizó un análisis de la forma que debería tener este parámetro. En general las sustancias tóxicas poseen una cierta afinidad a permanecer adsorbidas a la materia orgánica; esta afinidad se define con el coeficiente de partición Carbono-Agua (koc) u Octanol-Agua (kow). Las tuberías, especialmente las que acumulan una cierta cantidad de años instaladas y las que presentan bajas velocidades sin cambios bruscos de sentido del flujo durante su operación rutinaria, presentan una película adherida a sus paredes; dicha película o capa puede estar compuesta por productos depositados (sedimentos), incrustaciones debidas al material (tuberías metálicas) y, principalmente, bacterias que encuentran en las dos primeras un buen refugio contra los efectos oxidantes de los productos desinfectantes y se alimentan del Carbono Orgánico Disuelto y Particulado (COD y COP) que viene con el agua tratada. El hecho de que se presente una cantidad apreciable de bacterias en las paredes de las tuberías implica una concentración elevada de carbono orgánico en éstas, que presentará una afinidad hacia las sustancias tóxicas que viajen con el agua. El primer efecto que se observará al presentarse una intrusión de contaminante será la tendencia a adsorberse a las paredes pero en el momento de cesar el pico, la sustancia que no haya reaccionado hasta este punto será liberada y generará un retardo en la curva de concentración del tóxico. Actualmente el estudio de biopelículas en redes de distribución está en sus primeros pasos por lo cual no es fácil predecir cual será el valor adecuado para un coeficiente de reacción en la pared y éste se debe calcular de acuerdo con la red particular que se esté evaluando, preferiblemente de manera experimental.


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En todo caso, la no inclusión de este parámetro permite efectuar la evaluación del riesgo como si fuera el peor de los casos, al no presentarse una degradación de la sustancia tóxica por esta vía. Coeficiente de reacción en el líquido: El coeficiente de reacción en el líquido, para una reacción de primer orden en la concentración de tóxico, se escogió teniendo en cuenta los estudios realizados para hidrólisis de pesticidas por diferentes investigaciones a nivel mundial. Estos análisis de hidrólisis de tóxicos químicos se llevan a cabo en recipientes cerrados, sin entrada de luz para evitar las reacciones fotoquímicas, con agua estéril para evitar las reacciones bioquímicas y a pH controlado debido a la alta influencia de este parámetro en las velocidades de reacción. Por lo tanto, las condiciones utilizadas para llevar a cabo estos experimentos son muy parecidas a las que se esperarían en el interior de una tubería de un sistema de distribución de agua potable. De otra parte, las reacciones de oxidación pueden tener lugar en las redes de distribución debido a la presencia de los productos desinfectantes; sin embargo, en la presente investigación no son tenidas en cuenta estas reacciones debido a que se obtiene escasa información sobre investigaciones en este tema. En caso de requerirse la simulación de una reacción con un desinfectante, ésta sería expresada de la forma r = Kd*Cox en donde Cox sería la concentración de desinfectante y la reacción sería de orden cero para el tóxico. Esta ecuación se debe resolver de manera simultánea con las reacciones de primer orden para las demás velocidades de decaimiento (la de desinfectante y la de hidrólisis del tóxico). Por otro lado, los procesos de coagulación, floculación y desinfección inducen ciertas variaciones en el pH del agua tratada que están directamente relacionadas con las características físico-químicas del agua; por esta razón es recomendable utilizar el valor de la constante de velocidad de hidrólisis específico para el pH del agua que se esté analizando. La cantidad de COD presente en el agua tratada también tendrá una influencia en el decaimiento de la sustancia, debido a la afinidad que presentan las sustancias tóxicas por adsorberse a la materia orgánica. Dicha afinidad está directamente relacionada con el coeficiente de partición Carbono-Agua (koc) u Octanol-Agua (Kow). La sustancia que se encuentre adherida al Carbono orgánico no presentará unas tasas de degradación al mismo nivel de la que se encuentre disuelta en el líquido. En los tanques de almacenamiento se pueden presentar otros fenómenos de decaimiento de la sustancia tóxica como son la fotólisis, la sedimentación y la volatilización. Por lo tanto es necesario ajustar los valores del coeficiente de reacción en el líquido para los tanques de acuerdo con un estimativo que se haga de la cantidad de tóxico que podría perderse por cualquiera de estas otras vías. Para esto se deben conseguir en la literatura disponible ciertas propiedades de la sustancia como solubilidad en el agua, constante de Henry, y coeficiente de reacción de primer orden para reacciones fotoquímicas. En general se considera que una sustancia que tenga una solubilidad mayor a 3 mg/L tendrá preferencia a permanecer disuelta en la fase líquida; para la constante de Henry, se tiene que a valores


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elevados (> 10-8 atm.m3.mol-1 según Chapra,1997 o > 2.2x10-3 atm.m3.mol-1 para Schnoor, 1996) la sustancia saldrá rápidamente de la solución hacia el gas; similarmente, si el valor de Kow es menor de 104 (coeficiente de partición Koc < 1900 L/kg; Chapra 1997) se supone que el contaminante prefiere estar en la fase disuelta que adherido a las partículas orgánicas; la presión de vapor también es un determinante de la volatilidad de la sustancia (reacuérdese que hace parte integral de la constante de Henry H=pg/Csl) y se considera que para valores por encima de 10-6 mm-Hg las sustancias tenderán a permanecer en el líquido. En el Anexo 1 se presentan algunas características físico-químicas para los contaminantes químicos de interés. En el libro de Schnoor (1996) y Chapra (1997) se encuentran varias tablas con parámetros que permiten evaluar los diferentes fenómenos por medio de los cuales decae la concentración de las sustancias tóxicas en agua. Difusividad Molecular: La difusividad molecular de las sustancias en agua se utiliza en la modelación matemática de calidad de agua en redes de distribución con el fin de determinar la tasa de transferencia de las sustancias hacia la pared de la tubería utilizando ecuaciones basadas en números adimensionales para transferencia de masa. En caso de ser necesario se puede utilizar un valor de difusividad para un grupo de sustancias con características físico-químicas similares. Debido a que no se simularon los efectos de la reacción en la pared en el marco de este estudio, el término de difusividad no presentaba ninguna influencia y no fue necesario ajustarlo para los modelos. Coeficiente de relación: Reacción en la pared – rugosidad de la tubería (F): El factor de pared, al igual que el coeficiente de reacción en la pared, debe ser encontrado para la red específica que esté siendo evaluada. En este caso no se utilizó ningún valor específico para este parámetro.

6.1.2. Patrones hidráulicos y de calidad en el tiempo Patrones de calidad: Los patrones que utilizados en la presente investigación para simular la calidad de agua consisten en un pico de masa de contaminante que entra como un “mass booster” (ver numeral 3.5.5) en el nodo que se elige como fuente y en un intervalo de tiempo elegido como el mínimo intervalo para el cálculo de calidad (p.e. 5 minutos). Patrones Hidráulicos: Los patrones hidráulicos son las variaciones diarias de los caudales en los nodos de consumo. Es necesario ajustarlos para que queden en los mismos intervalos de tiempo que los patrones de calidad antes mencionados.


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6.1.3. Fuentes de contaminantes: Tanques de almacenamiento y embalses: Los tanques son los sitios más vulnerables de una red de distribución de agua potable para ser contaminados por un vertimiento deliberado o accidental de alguna sustancia tóxica. Las pruebas realizadas con EPANET utilizaron tanques y embalses como fuentes de contaminación. Los parámetros físico-químicos de la sustancia en los tanques deben ser ajustados de acuerdo con los fenómenos que pueden llegar a presentarse en un caso determinado. Cuando se utiliza un “mass booster” como fuente de contaminación EPANET toma la masa de contaminante y la distribuye en el caudal de salida uniformemente a lo largo de un intervalo de tiempo de los patrones (5 minutos). Nodos de la red de distribución: En general, la entrada de contaminantes a los nodos no es viable debido a las altas presiones que estos manejan. La información obtenida de los nodos después de la modelación es la que se utiliza para realizar el análisis de riesgo de una red determinada. Concentración inicial: Si se utiliza un “mass booster” en un tanque o embalse, se supone que toda la masa de contaminante está saliendo del embalse en un solo intervalo de tiempo (p.e. 5 minutos) y la concentración se calcula con el caudal de salida en ese instante de tiempo.

6.1.4. Resultados obtenidos de la modelación: Concentración y tiempos de arribo Mediante la utilización de los modelos de calidad en redes de distribución de agua potable, se puede obtener una curva de respuesta en los nodos lo que servirá para determinar cuales serán los nodos más afectados por la introducción de una sustancia tóxica y cual será la hora más crítica para la entrada de una sustancia determinada a la red de distribución. La concentración en la fuente estará dada por el tipo de inyección de contaminante que se modele. Se obtienen concentraciones relativas con respecto a la concentración de salida del nodo donde se inyectó el contaminante.

6.2. Programa computacional para evaluar la introducción de sustancias tóxicas en redes de distribución

Para el estudio de la exposición a sustancias tóxicas en los sistemas de distribución se utilizó el “Toolkit” de EPANET que permite realizar modelaciones desde diferentes utilidades de programación. En el presente caso se utilizaron los programas de Microsoft®


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Excel y Visual Basic para Aplicaciones. La herramienta elaborada permite realizar una evaluación preliminar de los archivos de entrada (*.inp) que contienen la información de la red (coordenadas de los nodos, demandas en los nodos, diámetros de tuberías, longitudes de tuberías y patrones de tiempo). Basados en esta información deben realizarse ciertos cambios utilizando EPANET, especialmente lo referente a los tiempos de modelación, la longitud de los patrones de consumo y los posibles puntos de entrada de contaminantes a la red. El programa puede hacer diferentes cálculos para determinar algunos parámetros que servirán para evaluar el riesgo en caso de presentarse una entrada de un contaminante a una red de distribución; sin embargo con el fin de apreciar gráficamente en un plano los cambios realizados es necesario utilizar EPANET después de utilizar el programa. Todos los cálculos son realizados en período extendido por lo cual es necesario contar con los patrones de demanda y bombeo que se presentan en la red a lo largo de un día. Las cinéticas de decaimiento se suponen de orden uno en el cuerpo de agua y de orden cero en la pared de la tubería. El programa corre tiempo extendido en 72 horas con tamaños de paso para hidráulica y calidad de 5 minutos. A continuación se relacionan las diferentes partes del programa desarrollado.

Figura 6-1. Pantalla principal del programa de tóxicos en redes de distribución


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6.2.1. Organización del archivo de entrada (*.inp). El archivo de entrada (*.INP; Input file) es un documento que contiene la información topológica de la red de distribución utilizada por EPANET. En la pestaña "Listado de Nodos" se escoge el archivo con los datos de entrada que se desea abrir. Se oprime el primer botón arriba en la derecha para identificar los nodos de consumo, y los patrones que se encuentran en el archivo. Para ir directamente a la hoja de cálculo para realizar las mismas acciones del primer botón, se debe oprimir el segundo botón. El tercer botón ajustará los patrones a los tamaños de paso especificados para esta aplicación (5 minutos). Es necesario, después de hacer estos ajustes, importar un patrón que será utilizado para el contaminante; Se abre EPANET haciendo clic en el cuarto botón, se importa el archivo de entrada y se selecciona en la ventana ubicada en la derecha la opción que corresponde a los patrones; se importa entonces el patrón correspondiente al contaminante o se crea uno nuevo teniendo en cuenta que debe tener una longitud de 864 (72 * 60 / 5). En este momento el archivo se encuentra listo para ser utilizado en las demás aplicaciones de la presente herramienta.

Figura 6-2. Pantalla de la pestaña “Listado de nodos”

6.2.2. Determinar la masa y hora de entrada de un contaminante. En la pestaña "Masa y hora de entrada" se encuentra una de las herramientas que permite encontrar, a partir de una concentración dada de contaminante en uno de los nodos de la


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red, la hora de entrada y la masa que fue inyectada en un posible nodo de entrada. En este caso es necesario recurrir a la información encontrada en el paso anterior sobre el ID del patrón de contaminante, el nodo donde se detectó la sustancia y el nodo, tanque o embalse donde posiblemente se inyectó el contaminante. También es necesario contar con el coeficiente de reacción de la sustancia.

Figura 6-3. Pantalla de la pestaña “Masa y hora de entrada”

6.2.3. Encontrar la concentración de contaminante y la hora de detección en un nodo determinado.

La primera herramienta que se encuentra en la tercera pestaña, "Gráficas", permite determinar a partir de unos datos básicos de entrada, cual será la concentración y la hora de llegada de un contaminante a un nodo específico.


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Figura 6-4. Pantalla de la opción 1 en la pestaña “Gráficas”

6.2.4. Graficar la concentración relativa en los nodos y el tiempo de llegada para una hora determinada.

En la segunda opción de la pestaña "Gráficas" se pueden encontrar cuales serán los nodos más susceptibles después de la entrada de un contaminante en un nodo específico a una hora determinada. Para esto se grafican las horas de llegada del contaminante en los nodos y las concentraciones relativas (C/Cmáx) máximas que se van a presentar contra los primeros 20 nodos con mayor concentración, bien sean nodos de consumo o no.



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Figura 6-6. Gráfica de las concentraciones relativas en los nodos y el tiempo de llegada para una hora determinada

6.2.5. Graficar la concentración relativa y el tiempo de llegada para un nodo determinado.

En la tercera opción de la pestaña "Gráficas" se produce una gráfica que permite observar la variabilidad de las concentraciones y los tiempos de llegada para un nodo determinado.



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Figura 6-8. Gráfica de las concentraciones relativas y el tiempo de llegada para un nodo determinado


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7. Análisis de riesgo El análisis de riesgo para el presente estudio es un procedimiento que no tiene un estándar determinado por cuanto la capacidad de generar alarma en la población mediante la introducción de sustancias tóxicas en los sistemas de distribución de agua potable no necesariamente será la que produzca concentraciones letales o incapacitantes sino que será la que produzca un sabor, olor o color detectables. Como se mencionó anteriormente, el riesgo es una función de la toxicidad y de la exposición; la toxicidad de las sustancias puede ser expresada como ADI o como NOAEL y la exposición puede expresarse en términos de la concentración obtenida a través de las simulaciones hechas con los programas computacionales para la modelación de la calidad del agua en redes de distribución. La comparación de estos dos valores nos presentará un estimativo de cual será el riesgo al que está expuesta la población al momento de presentarse una introducción de una masa determinada de contaminante en una red de distribución; si la concentración obtenida en la simulación es superior a la calculada como crítica para la persona más vulnerable mediante la aplicación del NOAEL entonces existe riesgo de afectar directamente a la población. Sin embargo, siempre existirá una posibilidad de causar alarma y generar pánico sin que se esté poniendo en riesgo directo a la población si las concentraciones son tan bajas que no generen problemas sanitarios pero si son perceptibles por la comunidad. De acuerdo con la Academia Nacional de Ciencias de los Estados Unidos (NAS) existen cuatro pasos para la evaluación del riesgo:

• Identificación del peligro: ¿Cuáles son los efectos toxicológicos? p.e. Inhibición de la Colinesterasa.

• Evaluación de la relación Dosis-Respuesta: ¿A qué nivel de dosis se empiezan a notar efectos? p.e. ¿cual es el NOAEL de la sustancia?

• Evaluación de la exposición: ¿A qué cantidad de sustancia se está exponiendo la población?

• Caracterización del riesgo: Combinación de la información del peligro, la relación Dosis-Respuesta y la exposición para describir la magnitud global del riesgo.

En el caso de la distribución de agua potable es necesario mantener a toda la población segura, es decir, se debe realizar el análisis de riesgo para proteger a la población más sensible (niños y adultos mayores). Dentro de este concepto es necesario calcular cual sería la concentración en un nodo determinado que causaría que al menos una persona de la población estaría expuesta a recibir algún daño. Los planes de acción tendrían que ser elaborados para mitigar o prevenir los casos sanitarios provenientes en los casos donde se obtengan dichas concentraciones en la red de distribución y las tecnologías de detección deben tener límites de detección por debajo de dichas concentraciones. A manera de ejemplo de la evaluación de toxicidad se supondrá que una persona, perteneciente a una subpoblación vulnerable, en el término de 1 hora que puede durar la exposición a la máxima concentración de contaminante vertido a la red consumirá 5 L de


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agua de la llave directamente (nótese que se está evaluando una condición extrema poco probable pero basada en las peores condiciones esperadas). Se tomará como ejemplo el Paratión que tiene una ADI de 0.004 mg/Kg de peso corporal (EXTOXNET, On-line: http://ace.orst.edu/info/extoxnet/pips/ghindex.html); si la persona sensible es un niño con un peso promedio de 20 kg, la masa del pesticida que tendría que ingerir para obtener algún efecto adverso sería 0.08 mg. Si se ha planteado que consumiría 5 L la concentración resultante en la red sería de 16 µg/L. Con este valor se puede consultar con la herramienta basada en EPANET cual sería la masa de Paratión puro que sería necesario que entrara a la red para generar este tipo de riesgo. A partir de la formulación de los pesticidas se puede encontrar cual sería la masa del pesticida comercial requerida para generar esta emergencia sanitaria. Cabe anotar que la elección de los parámetros arriba descritos, como consumo de agua potable y peso corporal pueden variarse según el peligro que se observe en la población. La EPA ha hecho el trabajo de analizar la información toxicológica de buena calidad que existe y la ha acumulado en varias tablas electrónicas para consulta en línea o en publicaciones periódicas. Estas tablas constituyen las mejores fuentes de información sobre índices de toxicidad disponible. Las más importantes son (Universidad de Arizona, 2001):

• Sistema IRIS (Integrated Risk Information System, http://www.epa.gov/iris/): es una base de datos que contiene información actualizada sobre toxicidad y la normatividad para el uso de numerosas sustancias. Sólo está disponible para consulta en línea y se puede acceder desde la página electrónica de la EPA. IRIS contiene los valores verificados de las DdR y de los Factores de Pendiente y especifica el nivel de incertidumbre usados en la derivación de DdR. Los archivos contienen la siguiente información cuantitativa arreglada en las siguientes categorías:

- DdR crónicas para vía oral e inhalada. - Factores de Pendiente y Unidades de Riesgo para exposición crónica por vía

oral o por inhalación. - HA para agua potable. - Resúmenes de la normatividad que aplica la EPA. - Datos suplementarios sobre peligros agudos para la salud, así como

información físico-química. - Bibliografía sobre los estudios toxicológicos hechos con la sustancia.

• Tablas HEAST. Las tablas HEAST (Health Effects Assessment Summary Tables)

contienen información sobre DdR y Factores de Pendiente interinos, así como otros datos de toxicidad de algunas substancias. Tienen información bibliográfica sobre estudios de toxicidad. Estas tablas son de gran utilidad cuando la información que se necesita no se encuentra en IRIS. Las tablas se publican trimestralmente.

• Otros Documentos. Cuando no se encuentra información, en las fuentes arriba

mencionadas, sobre la toxicidad de la sustancia de interés, se pueden consultar otras publicaciones que contienen información general, tales como los documentos que especifican criterios de calidad de agua potable y pureza del aire.


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La ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry) publica una serie de documentos que se llaman Perfiles Toxicológicos. Contienen información general sobre toxicidad y niveles de exposición asociados con letalidad, cáncer, genotoxicidad, neurotoxicidad, toxicidad para el desarrollo y la reproducción, inmunotoxicidad y toxicidad sistémica (hepática, renal, respiratoria, cardiovascular, gastrointestinal, hematológica, músculo-esquelética y dermo/ocular). Los Perfiles contienen información sobre los efectos tóxicos observados en el hombre y en los animales, por ruta de exposición y duración (aguda, intermedia, crónica). Los perfiles también incluyen capítulos sobre propiedades físico-químicas y métodos analíticos.

Como conclusión, es importante aclarar que para evitar el pánico y la alarma en la población es recomendable realizar los estimativos del riesgo basados en los límites de percepción humana, sin dejar a un lado las Dosis de Referencia que son importantes para detectar los posibles efectos sobre la salud de la comunidad. Los valores presentados por el Decreto 498 de 1998 para establecer los límites máximos de concentración de pesticidas en agua potable (ver Tabla 3-2) también son un buen estimativo en caso de no obtener un dato para la evaluación de la toxicidad para sustancias disueltas en agua. Para la mayoría de biotoxinas sólo está disponible el dato de dosis letal media para ratas (LD50) para indicar la toxicidad relativa. En la ausencia de más datos útiles, Burrows y Renner (1999) han utilizado la dosis filtrada, LD50/104 expresada en mg/L derivada de Layton et al. (1988) y basada en estudios previos de McNamara (1976) para representar el nivel más alto de efectos adversos no observados para soldados (NOAEL) consumiendo 15 L/d de agua.


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8. Análisis de resultados Con el fin de ilustrar el uso de las herramientas desarrolladas para llevar a cabo el análisis de riesgo, se realizó una prueba con una red de distribución de agua potable. La red escogida corresponde a la red matriz de la ciudad de Medellín. Esta red tiene 735 tubos con 201.8 km de longitud, 3 tanques de almacenamiento que son modelados como embalses, 684 nodos de los cuales 46 son de consumo y suman en promedio 7.76 m3/s. Este caudal y el archivo de la red matriz fueron tomados de un estudio realizado por la Universidad de los Andes en conjunto con EPM (Empresas Públicas de Medellín) en el año 1998. En la siguiente figura se muestra el esquema general de la red de distribución.

Figura 8-1. Red matriz de Medellín En la siguiente figura se muestra el patrón hidráulico supuesto por el autor para simular esta red matriz. Se escogió un patrón que pudiera reflejar los cambios reales existentes entre los consumos diurnos y nocturnos en una ciudad del tamaño de Medellín en la época que se realizó el estudio de la Universidad de los Andes.

Embalses


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Patrones hidráulicos

0

0.2

0.40.6

0.8

1

01:00

03:00

05:00

07:00

09:00

11:00

13:00

15:00

17:00

19:00

21:00

23:00

Hora del día

Fact

or m

ultip

licad

or

Figura 8-2. Patrón de consumos en la red matriz de Medellín

Para esta red se evaluó cuales serían los nodos más afectados y cual sería el tiempo de llegada a éstos del contaminante Paratión si se llegara a presentar una incursión de esta sustancia en el embalse 686 ubicado en la parte inferior derecha de la Figura 8-1. La siguiente figura muestra los resultados obtenidos a partir de la herramienta desarrollada para el presente estudio donde se puede apreciar que los nodos más cercanos al embalse afectado presentan concentraciones muy elevadas y tiempos de llegada cercanos a cero representando un riesgo importante para la población que se suministra a partir de estos. Estos dos nodos (682 y 88) presentan 41.5 y 10.2 Lps, respectivamente, lo que representa menos del 1 % del caudal distribuido en toda la red.

Tiempos de arribo y relación de concentraciones en el nodo para hora de entrada 06:00

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

682 88 322 495 116 369 209 474 31 663 129 229 401 540 505 46 532 180 459 144

Nombre del Nodo

C/C

máx

0

1

2

3

4

5

6

7

8

∆∆ ∆∆t (

h) C/CmáxDt


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Nombre Nodo 682 88 322 495 116 369 209 474 31 663C/Cmáx 0.9965 0.9931 0.6788 0.5497 0.4290 0.4290 0.4209 0.2905 0.2532 0.2481∆t (h) 0.0833 0.1667 1.0000 1.4167 1.5833 1.5833 2.0833 4.5000 2.4167 4.1667



Nombre Nodo 624 5 109 150 198 202 233 267 320 324C/Cmáx 0.0001 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000∆t (h) 20.0000 -- -- -- -- -- -- -- -- --

Nombre Nodo 375 387 467 547 588 675C/Cmáx 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000 0.0000∆t (h) -- -- -- -- -- --

Figura 8-3. Resultados de la simulación para encontrar los nodos de consumo más afectados por la entrada de contaminantes.

El mismo ejercicio realizado para una hora de entrada a las 6:00 am puede ser realizado para otras horas del día, y para otros nodos de almacenamiento (p.e. tanques o embalses) o posibles nodos de entrada (p.e. hidrantes) generando así una serie de gráficos que permitirán encontrar cuales serán las horas del día más críticas y cuales serán los nodos más afectados por la incursión de un contaminante. Adicionalmente se utilizó la herramienta para detectar cuales serían las horas críticas para que un contaminante alcanzara su objetivo de una manera más rápida. La respuesta del nodo 116 se muestra en la siguiente figura.

Tiempos de arribo y relación de concentraciones en el nodo 116

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

00:30

01:30

02:30

03:30

04:30

05:30

06:30

07:30

08:30

09:30

10:30

11:30

12:30

13:30

14:30

15:30

16:30

17:30

18:30

19:30

20:30

21:30

22:30

23:30

Hora de entrada

C/C

máx

1.45

1.5

1.55

1.6

1.65

1.7

1.75

1.8

1.85

1.9

∆∆ ∆∆t (

h)

C/Cmáx Dt

Figura 8-4. Resultados de la simulación para encontrar las horas del día que son más críticas para la entrada de contaminantes.


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Se puede observar que las horas de la mañana y temprano en la tarde presentan los menores tiempos de llegada del contaminante, representando esto un menor tiempo de detección y reacción para las empresas prestadoras del servicio y las autoridades encargadas de manejar las emergencias de este tipo. Las concentraciones máximas se observarán cuando la hora de entrada se presente en la madrugada, debido a que en este momento se empieza a incrementar el caudal demandado por la ciudad disminuyendo los tiempos de viaje y, por lo tanto, los tiempos de reacción dentro de las tuberías. Este mismo proceso se puede llevar a cabo para los demás nodos de consumo afectados que se observan en la Figura 8-3 para encontrar las horas del día más susceptibles frente a un vertimiento de una sustancia tóxica a la red de distribución. Cabe anotar que esta herramienta es útil para realizar un análisis de los sitios más vulnerables de la red permitiendo así evaluar el riesgo de exposición de la población frente a una emergencia química o biológica. Con los datos entregados para evaluar cuales serían los nodos más afectados de la red matriz ante la entrada de un contaminante se realizó un análisis espacial con el fin de visualizar los efectos de la introducción del contaminante. En la siguiente figura se observa los resultados obtenidos al generar líneas de isoconcentración en la red. Esta concentración está expresada como la concentración del nodo sobre la concentración máxima, es decir, la de salida del embalse.


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Figura 8-5. Resultados del análisis espacial realizado para determinar los nodos más

críticos en la red para la entrada de contaminantes. Se puede observar que para la zona superior de la red no existe realmente peligro de contaminación, por lo cual sólo sería necesario aislar las zonas afectadas y realizar un lavado de la red con el fin de evacuar el contaminante. Es destacable que, aparte de los dos nodos de consumo en las inmediaciones del embalse contaminado, los demás nodos presentan valores de concentración relativamente bajos y tiempos de llegada mayores de una hora, lo que permite plantear posibilidades de reacción ante una eventualidad de este tipo. Uno de los problemas detectados en la modelación de calidad del agua realizada por EPANET es la no inclusión del término de dispersión en su ecuación de continuidad. Esto se ve reflejado en respuestas en forma de pulso y no en forma de campana, como se podría esperar. En al siguiente figura se ilustra este efecto.


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Figura 8-6. Pico de concentración observado en uno de los nodos de la red. Este comportamiento tampoco concuerda con el fenómeno de adsorción que se espera encontrar en las paredes de la tubería por efecto de la biopelícula, que primero almacena contaminante y después lo libera al disminuir la concentración en el líquido presentándose transferencia de masa por gradiente de concentraciones. Así mismo, la solubilidad de la sustancia provocará en ciertos casos que una parte del compuesto sea transportado con el agua en forma particulada lo que generará alargamientos de la cola de respuesta del contaminante en los nodos. Sin embargo, la representación hecha por EPANET sería una forma muy conservativa para realizar el análisis de riesgo, permitiendo evaluar el caso más crítico lo cual siempre representa una ventaja al permitir evaluar el peor caso que se podría presentar. En la siguiente figura se presentan las curvas isócronas para los tiempos de llegada a los nodos de consumo.


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Figura 8-7. Curvas isócronas para los tiempos de llegada, en horas, del contaminante a los nodos de la red matriz.

Se puede observar que estas curvas permiten predecir las horas de llegada de un contaminante a los nodos de consumo para una hora determinada. Esto es de gran ayuda para diseñar los planes de contingencia ante eventualidades de contaminación por tóxicos. También permite localizar los instrumentos de monitoreo “in-situ” en los lugares donde se obtenga una respuesta más rápida de éstos, permitiendo tomar las acciones que sean necesarias.


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9. Conclusiones

9.1. Herramientas computacionales para el análisis de riesgo en redes de distribución.

Por medio del presente estudio se demostró que las herramientas de modelación de la hidráulica y calidad del agua para las redes de distribución de agua potable son una ayuda importante para realizar análisis de riesgo por la introducción de sustancias tóxicas los sistemas potabilizadores. Dichas herramientas permiten analizar cuales son los puntos más críticos de la red, acoplar los modelos hidráulicos con los modelos de transporte de masa, predecir posibles escenarios de incidentes y crear planes de acción en caso de emergencias. La utilización de una manera adecuada, de estos programas computacionales proporciona una capacidad de reacción adecuada para mitigar los efectos de un vertimiento deliberado o accidental de una sustancia en una red de distribución. Estos programas permiten predecir cual será el efecto de cerrar una válvula o abrir un aliviadero para mitigar los efectos sobre la población y descontaminar la red que ha sido afectada sin tener la necesidad de suspender el servicio para otros sectores que no presenten riesgo alguno por la contaminación. Esto también es válido en los casos donde la entrada del contaminante no alcanza niveles que afecten la salud de la población, pero causan pánico y alarma por la presencia de color, sabor u olor detectables. Las herramientas computacionales permiten simular una gran variedad de alternativas o escenarios con el fin de detectar la solución óptima a problemas de emergencia química o biológica.

9.2. Modelación de la calidad del agua. Es necesario realizar un análisis más detallado sobre el comportamiento de las sustancias en las redes de distribución, debido a que los programas computacionales comerciales que se consiguen actualmente presentan problemas en la modelación del transporte de las sustancias por cuanto no se tiene en cuenta el fenómeno de la dispersión longitudinal, especialmente importante a bajas velocidades. Esta característica de estos modelos afecta la distribución de concentraciones aguas abajo de la entrada del contaminante, donde se observa un único pico de concentración sin que se refleje la campana de Gauss que típicamente debería presentarse. Los modelos de transporte utilizados para corrientes superficiales, tales como ADZ (Agregated Dead Zone) o TS (Temporal Storage), permiten hacer un análisis matemático donde la dispersión longitudinal y otros fenómenos que generan atrasos en el movimiento de la masa de contaminante son modelados de manera adecuada. Es recomendable estudiar la aplicación de estos modelos o generar unos nuevos con características similares para su aplicación en redes de distribución de agua potable.


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9.3. Sustancias tóxicas. La falta de información sobre los coeficientes de decaimiento de sustancias tóxicas en agua potable se hace evidente al realizar este tipo de estudios. Los fenómenos predominantes en los sistemas de distribución son la hidrólisis de la sustancia, la oxidación de la misma en presencia de Cloro y la adsorción de las sustancias orgánicas a las paredes de la tubería. Los datos disponibles sobre las dos últimas reacciones son especialmente escasos y, por este motivo, es recomendable que las empresas prestadoras del servicio de distribución de agua potable, dentro del marco de asegurar una prestación adecuada del mismo, financien o promuevan investigaciones tendientes a identificar cuales serían las velocidades de reacción predominantes en los sistemas de distribución de agua potable. La identificación de fenómenos como la adhesión de sustancias a la biopelícula que se forma al interior de las tuberías o la sedimentación de partículas en las mismas, genera posibles campos de investigación mediante los cuales las empresas mantendrían un adecuado nivel de prevención frente a posibles emergencias relacionadas con el decaimiento de la calidad del agua en las redes de distribución. Después de realizar un análisis de la toxicidad y cantidades de agua suministrada a la población se puede concluir que es bastante difícil obtener cualquiera de estos contaminantes químicos o biológicos en suficiente cantidad y calidad para causar daño a los usuarios de un sistema de distribución de agua potable. Sin embargo, se puede crear pánico en la población mediante la introducción de sustancias que generen sabor, olor o color detectables por la población que traerían como consecuencia posibles traumatismos en la correcta operación y funcionamiento de los sistemas de distribución.

9.4. Vulnerabilidad de los sistemas de distribución. La revisión bibliográfica sobre los puntos más frágiles de las redes de distribución permite apreciar una tendencia de los diferentes autores a identificar como puntos claves los tanques de almacenamiento del líquido. Estas instalaciones permiten un acceso relativamente fácil al agua tratada posterior a cualquier tratamiento, con un volumen de almacenamiento pequeño y unos tiempos de viaje del agua en la red cortos. Esto los hace particularmente sensibles en el caso de introducción de sustancias tóxicas a los sistemas de potabilización y distribución. Sin embargo, estos sitios de almacenamiento de agua procesada pueden ser protegidos fácilmente mediante medidas de seguridad apropiadas, a diferencia de las redes de distribución. La introducción de sustancias directamente en la red es poco viable debido a que se tiene que vencer la presión que ésta maneje y agregar un poco más para permitir la entrada de la sustancia; sin embargo, los numerosos puntos de entrada hace que esta parte del sistema sea particularmente vulnerable y difícil de proteger por lo que se hace necesario la instalación de programas continuos de detección para asegurar que cualquier deterioro de la calidad del agua sea identificado y seguido de una respuesta rápida.


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La adición de tóxicos en algún punto aguas arriba de la planta de tratamiento no es tan preocupante debido a que en los procesos de potabilización por los cuales es conducida el agua cruda, muchos contaminantes quedarán atrapados o serán inhabilitados (con excepción de algunas bacterias y biotoxinas resistentes), sin embargo la susceptibilidad al Cloro y a los demás tratamientos puede ser obviada inactivando los sistemas de cloración.

9.5. Instrumentos de detección y monitoreo. Los nuevos sistemas de detección de sustancias en muestras de agua permiten pensar en la utilización de monitoreo in-situ para descubrir, en un tiempo relativamente corto, la presencia de sustancias extrañas en la red. Esta rapidez en la detección de sustancias disueltas o suspendidas permitirá reducir la gravedad de los efectos de una emergencia química al acelerar la respuesta de las empresas prestadoras del servicio y de los organismos de control de emergencias, permitiendo aplicar de una manera adecuada los planes de acción que ante este tipo de situaciones tengan dichos entes. Adicionalmente, una vez ha sido detectada una sustancia extraña en la red se puede identificar en que nodo y a que hora se introdujo la sustancia a la red mediante la utilización de programas computacionales para la modelación de la calidad del agua en redes de distribución. Sin embargo, los nuevos sistemas de detección que son utilizados en su mayoría por las fuerzas militares, presentan demasiados resultados positivos que no representan un riesgo real que, aunque son aceptables para dicho gremio, son inaceptables para un sistema de distribución para la población civil. Actualmente se está haciendo un gran esfuerzo a nivel mundial para mejorar este tipo de instrumentos.

9.6. Evaluación del riesgo. La evaluación del riesgo por introducción de sustancias tóxicas en agua potable debe dividirse en dos grandes campos, la evaluación de la toxicidad y la evaluación de la exposición, que finalmente se deben unificar en un solo criterio que corresponde a la evaluación del riesgo como tal. La evaluación de la toxicidad ha probado ser de difícil consecución para algunas sustancias y trae implícita una serie de incertidumbres que hacen que se sobreestime el riesgo real al que se está exponiendo la población. Es importante aclarar que para evitar el pánico y la alarma entre la población es recomendable realizar estimativos del riesgo basados en los límites de percepción humana, sin dejar a un lado los parámetros que permiten evaluar los efectos sobre la salud de la comunidad. Si se utilizan las metodologías utilizadas por la EPA, esta evaluación debe tener en cuenta ciertos factores como son las Dosis de Referencia y los factores HI mencionados en el texto. La evaluación de la exposición es posible evaluarla utilizando las herramientas computacionales para la modelación de la calidad del agua en redes de distribución, teniendo en cuenta factores que disminuyen la concentración en el agua de las sustancias como son los coeficientes de hidrólisis, oxidación, volatilización, etc. Nuevamente se


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resalta la importancia de las herramientas de simulación para la evaluación del riesgo en los sistemas de distribución de agua potable, no sólo para sustancias tóxicas sino para problemas de calidad del agua en general.

9.7. Análisis de la red matriz de Medellín. La evaluación de la exposición a sustancias tóxicas en la red matriz de la ciudad de Medellín permitió utilizar la herramienta desarrollada para identificar los nodos de consumo más susceptibles a la introducción de sustancias tóxicas y permitió observar que a partir de ciertos nodos no se detectaba la presencia de contaminante con las condiciones evaluadas. Además, se pudieron detectar los tiempos de arribo del contaminante a los nodos más afectados, lo que permite tomar acciones relacionadas con el monitoreo “in-situ” y la elaboración de planes de acción en caso de emergencias químicas o biológicas. La relación concentración en el nodo contra concentración máxima a la entrada de la red permite determinar cuales serían las cantidades necesarias para generar un verdadero riesgo sobre la población o cual sería la necesaria para ocasionar un estado de alarma en alguna comunidad utilizando las metodologías para la evaluación de dosis suministrada y las dosis de referencia de una sustancia determinada.

9.8. Contaminantes biológicos. Los contaminantes biológicos representan un peligro latente para los sistemas de distribución de agua potable y se puede concluir que su llegada a las redes de agua potable se podría presentar sólo en casos de vertimientos intencionales. Es bastante preocupante la ausencia de información sobre estos contaminantes, especialmente en los que se refiere a la reactividad con el Cloro residual libre y su cinética de decaimiento o de crecimiento (podría darse este caso si se presentase una resistencia la Cloro y la presencia de Nutrientes y Carbono). La información sobre reactividad con Cloro sólo está disponible para los patógenos comunes del agua potable y es escasa para los nuevos microorganismos utilizados como armas biológicas donde tan solo se encuentra información sobre la resistencia a ciertos desinfectantes, que es de mucha ayuda para tratar vertimientos superficiales pero no para desarrollar criterios para la desinfección de redes de distribución de agua potable. También es claro que el análisis de toxicidad de estos contaminantes diferiría del análisis realizado para las sustancias químicas debido, principalmente, a su modo de infección, a diferencia de las biotoxinas que se comportan como un compuesto químico. En teoría una persona podría resultar contagiada de la enfermedad transmitida por estos patógenos con el contacto de tan sólo una partícula, lo que los hace potencialmente más peligrosos para la población en general. También es más complicada su detección por los instrumentos convencionales y podría pasar desapercibida a éstos. Es recomendable la realización de investigaciones pertinentes a evaluar el comportamiento de estos contaminantes biológicos en las condiciones que se encuentran en las redes de distribución de agua potable.


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Debido a que existe un tiempo de latencia entre la ingestión del microorganismo y la aparición de los síntomas de la enfermedad, la posibilidad de contaminación con patógenos es extremadamente difícil de manejar debido a la baja posibilidad que existe de detectar a tiempo la intrusión con el fin de evitar que se presenten casos entre la población.


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10. Recomendaciones

10.1. Información Físico-Química. A través del desarrollo del presente estudio se encontró que la información referente al decaimiento de las sustancias contaminantes (bien sea microorganismos patógenos o químicos tóxicos) bajo las condiciones encontradas en las redes de distribución es muy escaso. Por esta razón es recomendable que las empresas prestadoras del servicio, los organismos de control, las universidades y los entes competentes financien o promuevan los estudios de toxicología, exposición y decaimiento físico-químico, entre otros, para diferentes sustancias con el fin de mantener al público informado y alerta de posibles emergencias sanitarias que se puedan presentar por la introducción de estas en los sistemas de distribución de agua potable.

10.2. Futuro del análisis de riesgo. Mediante el presente estudio se desarrolló un programa basado en EPANET que permite determinar cuales son los nodos más afectados por la introducción de contaminantes tóxicos en las redes de distribución. Se recomienda continuar con este tipo de investigaciones para lograr obtener un conocimiento mucho más adecuado de la red para realizar los modelos de exposición a contaminantes, realizar la planeación en casos de emergencias y localizar los puntos más frágiles de los sistemas de distribución. Es posible, por ejemplo, realizar un programa que a partir de una base de datos con características físico-químicas y toxicológicas de la sustancia genere un reporte de concentraciones de peligro para los nodos de consumo. Sin embargo existen características inherentes a la red de distribución que esté siendo estudiada como los coeficientes de reacción en la pared o los volúmenes muertos en los tanques que afectarán los cálculos realizados y deben ser evaluados antes de presentar conclusiones apresuradas sobre el riesgo de contaminación de la población. Mediante este tipo de investigaciones se disminuye la incertidumbre que se presenta al realizar una evaluación de riesgo.

10.3. Tecnologías de detección. Los instrumentos de detección “in-situ” proveen una manera eficaz de disminuir el riesgo de intoxicación y muertes entre la población debido a la entrada de contaminantes tóxicos en los sistemas de distribución de agua potable. En la medida que la tecnología sea adecuada es recomendable realizar investigaciones con el fin de diseñar, planificar o construir instrumentos que permitan la detección en el sitio de ciertos parámetros en el agua potable que indiquen la presencia de un contaminante químico o biológico, como pueden ser el color, la turbiedad, los sólidos suspendidos, la caída repentina del Cloro residual o la


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presencia de olor y sabor por encima de ciertos límites. El desarrollo o la transferencia de esta tecnología representan un verdadero logro para prevenir la contaminación del agua potable con sustancias tóxicas.

10.4. Modelación de la calidad del agua en redes de distribución de agua potable.

Como se observó en los últimos capítulos del presente trabajo, el modelo utilizado por EPANET para simular el desplazamiento de una sustancia en la red de distribución no tiene en cuenta la dispersión del contaminante durante su viaje ni el transporte de partículas sedimentadas, entre otras. Teniendo esto en cuenta, podría desarrollarse un trabajo investigativo que evalúe varios modelos de calidad de agua superficial aplicados a los sistemas de distribución de agua potable con el fin de hacer más precisa la modelación y permitiendo simular diferentes fenómenos que se espera que ocurran en las redes. Son de interés los modelos que resuelvan las ecuaciones simultáneas de decaimiento del Cloro residual y la de decaimiento de la sustancia toxica. Sería interesante incorporar un modelo de transporte entre la pared de la tubería y el líquido que permita evaluar el retorno de la sustancia al líquido una vez ha pasado el pico de contaminante; esto permitiría evaluar el tiempo necesario para descontaminar la red antes de ser abierta al público después de una emergencia.


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12. Anexos A continuación se presentan los anexos de la presente investigación. En el Anexo 1 se presentan algunas características Físico-Químicas de algunos pesticidas de gran uso en la agroindustria. En el Anexo 2 se presenta una tabla con los principales grupos de pesticidas utilizados actualmente a nivel mundial y sus características generales. En el Anexo 3 se muestra una tabla con las principales toxinas y los efectos sobre la salud. El Anexo 4 consiste en un CD con el programa computacional desarrollado para la presente investigación, el documento final y un archivo con los ejemplos incluidos en el texto.

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Anexo 1

Tabla 12-1 Características físico-químicas de algunos contaminantes tóxicos de interés

Químico CAS #

Punto de ebullición (Celsius)

Difusividad en agua (cm2/s)

Constante de Henry

adimensional

Coef. De partición Carbono Orgánico

(L/kg)

Log de Coef. De partición Octanol-

agua

Punto de fusion

(Celsius)

Peso molecular

(g/mol)

Solubilidad en agua

(g/L)

Presión de

vapor (mm Hg)

Clasificación WHO1 Clase2 Estado

Velocidad de hidrólisis

(d-1) Parathion 56382 375 5.79E-06 0.0000122 1779 3.83 6.1 291.26 11 6.68E-06 Ia OP L 0.0027 Methyl Parathion 298000 348.38 5.91E-06 4.09E-06 522.9 2.86 35.5 263.21 37.7 3.50E-06 Ia OP L 0.017 DDD 72548 350 4.76E-06 0.00027 153000 6.02 109.5 320.05 0.09 1.35E-06 II OC S 6.78E-05 DDE 72559 336 5.87E-06 0.0017 153000 6.51 89 318.03 0.04 6.00E-06 II OC S -- DDT 50293 367.95 4.95E-06 0.00034 220000 6.91 108.5 354.49 0.0055 1.60E-07 II OC S -- Atrazine 1912249 313.03 1.68E-05 9.65E-08 230.4 2.61 173 215.69 34.7 2.89E-07 U 0 Diazinon 333415 366.2 4.16E-06 4.62E-06 1337 3.81 87.58 304.35 40 9.01E-05 II OP L 0.136 Endrin 72208 330 4.74E-06 0.00026 10600 5.2 226 380.91 0.25 3.00E-06 O -- Dieldrin 60571 330 4.74E-06 0.000409 10600 5.2 226 380.91 0.25 3.00E-06 O 1.81E-04 Paraquat 1910425 351.92 -- 1.32E-11 1405 -2.71 300 257.16 620000 1.01E-07 II BP S -- Malathion 121755 351.17 -- 2.00E-07 30.5 2.36 2.8 330.35 130 3.38E-06 III OP L 0.11 Pyridine 110861 115.2 7.60E-06 0.00045 33.01 0.65 -41.6 79.1 1000000 20.8 III -- Glyphosate 1071836 417.49 5.92E-06 1.67E-17 18.79 -4 189.5 169.07 12000 4.30E-10 U 0 Endosulfan 115297 401.28 4.55E-06 0.00266 22000 3.83 108 406.92 0.45 6.00E-07 II OC S -- Pentachlorophenol 87865 309.5 6.10E-06 1.00E-06 3380 5.12 174 266.34 14 0.00011 Ib -- S -- Dichlorophenoxy Acetic Acid, 2,4- 94757 329.17 7.31E-06 1.45E-06 29.41 2.81 140.5 221.04 677 8.25E-05 II PAA S 0 Trichlorophenoxyacetic Acid, 2,4,5- 93765 348.68 6.70E-06 1.91E-06 48.63 3.31 153 255.49 278 3.75E-05 O --

Chlordane 57749 351.09 4.37E-06 0.00199 86700 6.22 106 409.78 0.056 9.98E-06 II OC L -- 1. U: No se cree que genere peligro en uso normal. O: Obsoleto. 2. OP: Órgano-Fosforado. OC: Órgano-Clorado. BP: Bifenilo. PAA: Ácido poliacético. Fuente: http://risk.lsd.ornl.gov/cgi-bin/tox/TOX_select?select=csf ; http://wizard.arsusda.gov/acsl/ppdb3.html


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Anexo 2

Tabla 12-2 Descripción del modo de acción de los pesticidas de acuerdo a su clase química

CLASE QUÍMICA DESCRIPCIÓN

1,3-Indandione

Rodenticidas que actúan como anticoagulantes. Alta toxicidad.

2,6-Dinitroanilina

Compuestos herbicidas que contienen el grupo funcional Dinitroanilina. Estos compuestos no causan toxicidad crónica pero muchos son posiblemente cancerígenos para los humanos.

Alquil ftalato

Compuestos derivados del ácido Ftálico. Usados como insecticidas y repelentes., también como emulsificantes en la industria del plástico. Algunos de estos compuestos son sospechosos de ser perturbadores del sistema endocrino.

Anilida

Compuestos herbicidas con el grupo funcional Anilida. Estos compuestos tienen potencial de lixiviar hacia las aguas subterráneas.


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Azole

Compuestos fungicidas, algunos de los cuales son cancerígenos.

Benzimidazole

Compuestos fungicidas con el grupo Benzomidazole.

Ácido Benzoico

Compuestos con el grupo funcional ácido Benzoico. Muchos de estos son herbicidas.

Úrea benzoica

Compuestos herbicidas con el grupo funcional úrea y un sustituyente benzoico. Frecuentemente encontrados como contaminantes de aguas subterráneas.

Bipiridilium

Herbicidas que contienen dos anillos de Piridina, unidos a través de un enlace C-C. La mayoría son tóxicos agudos para los mamíferos.

Bis-Carbamato

Compuestos que contienen dos mitades de Carbamato. Típicamente herbicidas.


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Botanicos Pesticidas derivados de plantas. Estos pesticidas son típicamente la defensa natural de las plantas contra insectos u hongos. Algunos ejemplos son la Nicotina o las Piretrinas. Algunos de estos compuestos son tóxicos.

Carboxamida

Compuestos fungicidas.

Agentes Quelantes

Un compuesto que se une fuertemente a los iones metálicos, generalmente incrementando la solubilidad en agua del ion. La quelación también reduce la bioacumulación del metal haciéndolo menos reactivo en sistemas biológicos. EDTA es el agente quelante más utilizado en formulaciones de pesticidas.

Fenoles clorados

Alcoholes aromáticos clorados generalmente utilizados como microbicidas, fungicidas, algacidas o preservativos de madera. Algunos de estos compuestos son cancerígenos y/o extremadamente tóxicos.

Cloroacetanilidas

Compuestos herbicidas con el grupo funcional Cloroacetanilida. Estos compuestos son frecuentemente encontrados con sus productos de descomposición como contaminantes de aguas subterráneas. Alaclor o Metolaclor son algunos de ellos.

Ácidos / ésteres clorofenólicos

Compuestos herbicidas como el 2,4-D y el 2,4,5-T. Muchos pueden ser perturbadores del sistema endocrino.


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Cloropiridina

Triclopyr y sus sales son miembros de esta clase de compuestos herbicidas. Estos son generalmente usados en bosques de crecimiento nuevo.

Cumarin

Rodenticidas que actúan como anticoagulantes. Estructura de Lactona y ácido Cinámico.

Ciclohexanonas

Una clase relativamente nueva de herbicidas. La mayoría no han sido evaluados a fondo.

Diacilhidrazina

Una clase relativamente nueva de insecticidas que son persistentes en el ambiente y pueden poseer riesgos ecológicos sustanciales. Existe evidencia de que estos compuestos pueden ser perturbadores del sistema endocrino.

Dicarboximida

Compuestos fungicidas.

Dinitrofenol

Compuestos herbicidas y fungicidas. Muchos son moderadamente tóxicos, así como tóxicos para la reproducción y el desarrollo.


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Ditiocarbamato

Fungicidas típicos con una estructura de Carbamato donde el Azufre reemplaza ambos Oxígenos en el grupo funcional Amida. Estos compuestos no son inhibidores de la colinesterasa.

Orgánicos halogenados

Una diversa colección de compuestos constituidos principalmente por Carbono, Hidrógeno y Fluor, Cloro y/o Bromo. Usados como fumigantes, fungicidas, solventes y propelentes.

Imidazolinona

Una clase relativamente nueva de compuestos herbicidas, con baja toxicidad aguda para animales.

Inorgánicos Cualquier compuesto químico que no contiene enlaces con hidrocarburos ni ninguno de los metales tóxicos. Algunos ejemplos son Óxido de Calcio, Ácido Fosfórico y Fluoruro de azufre.

Inorgánicos-Arsénico, Cadmio, Cromo (VI), Mercurio

Compuestos con estos metales que no tienen uniones Metal-Carbono. Estos compuestos por lo general son extremadamente tóxicos, causando toxicidad aguda, cáncer y toxicidad al desarrollo.

Inorgánicos-Plomo

Compuestos con Plomo que no tienen enlaces Plomo-Carbono. Estos compuestos son extremadamente tóxicos, causando neurotoxcicidad aguda, cáncer, toxicidad reproductiva y al desarrollo.

Inorgánicos-Plata Compuestos con Plata que no tienen enlaces Plata-Carbono. La mayoría son usados como microbicidas.

Inorgánicos-Zinc Compuestos con Zinc que no tienen enlaces Zinc-Carbono. La mayoría son usados como microbicidas o fungicidas.

Microbianos

Pesticidas compuestos de una especie particular de microbio, p.e. Bacillus Thuringensis. Generalmente, estos microorganismos producen una toxina que es el ingrediente activo del pesticida. Por lo general estos pesticidas son muy selectivos actuando sólo contra la peste problema.


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N-Metil carbamato

Compuestos (la mayoría insecticidas) con un grupo funcional amida N-Metil. La mayoría de los N-Metil Carbamatos son fuertes inhibidores de la Colinesterasa, lo cual es causante de neurotoxicidad tanto para los insectos como para los humanos. Los N-Metil Carbamatos son los tóxicos más agudos de todos los pesticidas de Carbamatos.

Ácido acético Naftaleno Reguladores del crecimiento de las plantas con baja toxicidad.

Aceites esenciales Aceites con propiedades pesticidas extraídos de las plantas. Algunos ejemplos son Cinamomo, Hierbabuena, Jazmín, y aceites de lavanda.

Aceites vegetales Aceites extraídos de plantas tales como Soja y Maíz que son usados como insecticidas. Su modo de acción es el sofocamiento de los insectos.

Órgano-Arsenicales

Compuestos con Arsénico con un radical de Carbono unido al Arsénico. Estos compuestos generalmente son extremadamente tóxicos y muchos son usados como agentes químicos de combate.

Órgano-Clorados

Compuestos, la mayoría insecticidas, compuestos principalmente por Carbono, Hidrógeno y Cloro. Los Órgano-clorados son típicamente muy persistentes en el ambiente y son reconocidos por su bioacumulación en sedimentos, plantas o animales.

Órgano-Mercúricos

Compuestos que contienen Mercurio con un enlace hacia un orgánico. Estos compuestos son generalmente muy tóxicos, causando toxicidad aguda, cáncer y toxicidad al desarrollo.


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Órgano-Fosforados

Compuestos, en su mayoría insecticidas, que contiene un átomo de Fósforo unido a un sustituyente orgánico, bien sea grupos alquilo o alcoxi. La mayoría de los pesticidas órgano-fosforados son inhibidores de la Colinesterasa, lo cual causa neurotoxicidad en insectos y en humanos.

Órgano-Estánicos

Compuestos que contienen Estaño con un radical orgánico unido directamente al Estaño. Estos compuestos son generalmente muy tóxicos y también son conocidos por ser perturbadores del sistema endocrino. Algunos ejemplos son Tributilestaño o sales de Trifenilestaño.

Otros Carbamatos

Compuestos (en su mayoría insecticidas) con un grupo funcional amida con sustituyentes al lado de los grupos metilo. Muchos de estos Carbamatos son inhibidores débiles de la Colinesterasa los que causa neurotoxicidad en insectos y humanos.

Derivados del Petróleo

Compuestos derivados del Petróleo crudo a través de procesos de destilación. Frecuentemente utilizados como solventes, suplementos e insecticidas. Dependiendo del nivel de refinamiento, los derivados del petróleo muchas veces contienen sustancias cancerígenas.


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Feromonas

Hormonas sexuales atrayentes de insectos, usadas para trastornar el apareamiento. Estos compuestos son usados en muy pequeñas cantidades y son muy selectivos para unas especies particulares de insectos. Su estructura química es típicamente un alcohol de cadena larga, aldehído o éster con al menos un doble enlace. La Universidad de Cornell posee una excelente página de Internet sobre el tema de feromonas. Algunas Feromonas tienen un componente alquilo de cadena larga con uno o más dobles enlaces y un grupo funcional alcohol, éster o aldehído terminal.

Otros son más variables en su estructura. Algunos ejemplos son:

Fosforoglicina

Compuestos órgano-fosoforados herbicidas. Estos compuestos inhiben una enzima específica de ciertas plantas y tienen baja toxicidad para los mamíferos. Glifosfato y sus sales y ésteres (ingredientes activos de los productos Roundup) pertenecen a esta clase de compuestos.


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Pirazol

Una clase relativamente nueva de insecticida que es persistente en el ambiente y puede poseer riesgos ecológicos sustanciales. Clorofenapir (Pirato) es un ejemplo.

Piretroides

Insecticidas sintéticos (típicamente Ciclopropano Carboxilatos) estructuralmente similares a las Piretrinas, los cuales son compuestos insecticidas naturales. Se sospecha que muchos Piretroides son perturbadores del sistema endocrino.

Ácido Piridincarboxílico

Compuestos herbicidas con baja toxicidad crónica.


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Amonio cuaternario

Sales de amonio con cuatro grupos alquilo o arilo, típicamente usados como microbicidas o alguicidas.

Silicio Aceites sintéticos con una estructura de Silicio-Oxígeno. Usados como agentes anti-

espumantes y emulsificadores.

Jabón Compuestos con propiedades surfactantes o detergentes. Usados como insecticidas o ayudantes.

Benceno sustituido

Compuestos fungicidas con un anillo de Benceno sustituido. Algunos de estos compuestos son preservativos de madera muy tóxicos como Pentacloro-Nitrobenceno (PCNB) y Hexaclorobenceno.

Sulfonil urea

Compuestos herbicidas con un grupo funcional urea y un sustituyente Sulfonil. Frecuentemente encontrados como contaminantes de aguas subterráneas. Bensulfurón-Metil y Rimsulfuron son ejemplos.

Tiocarbamato

Típicamente herbicidas con una estructura de Carbamato donde el Azufre reemplaza uno de los Oxígenos en el grupo funcional amida. Estos compuestos son débiles inhibidores de la Colinesterasa.


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Triazina

Herbicidas o microbicidas con el anillo triazina. Frecuentemente encontrados en aguas subterráneas acompañados de sus productos de transformación.

Uracil

Compuestos herbicidas derivados de Uracil. Frecuentemente encontrados como contaminantes de aguas subterráneas. Bromacil y terbacil son ejemplos.

Urea

Compuestos herbicidas con el grupo funcional Urea. Frecuentemente encontrados como contaminantes de aguas subterráneas. Diuron y Tebutiuron son ejemplos. Algunos de estos compuestos son cancerígenos.

Fuente: http://pmep.cce.cornell.edu/facts-slides-self/facts/gen-posaf-health.html ; www.chemfinder.com


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Anexo 3

Tabla 12-3 Relación de diferentes toxinas que han podido ser aisladas en la actualidad agrupadas por sus efectos toxicológicos

Fuente de la secuencia Nombre de la toxina

Secuencias para inhibidores de síntesis de proteínas Corynebacterium diphtheriae & C. ulcerans Diphtheria toxin Pseudomonas aeruginosa Exotoxin A

Shigella dysenteriae Shigella toxin (Shiga toxin, Shigella dysenteriae type I toxin, Vero cell toxin)

Abrus precatorius, semillas Abrin Ricinus communis, semillas Ricina

Secuencias para Neurotoxinas

Clostridium botulinum Neurotoxins A, B, C1, D, E, F, G (Botulinum toxins, botulinal toxins)

Clostridium tetani Tetanus toxin (tetanospasmin) Proteus mirabilis Neurotoxin Staphylococcus aureus Alpha toxin (alpha lysin) Yersinia pestis Murine toxin Toxinas de serpientes Bungarus caeruleus Caeruleotoxin Bungarus multicinctus Beta-bungarotoxin (phospholipase) Crotalus spp. Crotoxin (phospholipase) Dendroaspis viridis Neurotoxin Naja naja varieties Neurotoxin Notechia scutatus Notexin (phospholipase) Oxyuranus scutellatus Taipoxin Toxinas de invertebrados Chironex fleckeri Neurotoxin Androctnus australis Neurotoxin Centruroides sculpturatus Neurotoxin

Secuencias para inestabilidad de glóbulos blancos Bacillus alve Alveolysin Bacillus cereus Cereolysin Bacillus laterosporus Laterosporolysin Bacillus thuringiensis Thuringiolysin Clostridium bifermentans Lysin Clostridium botulinum Lysin Clostridium caproicum Lysin Clostridium chauvoei Delta-toxin Clostridium histolyticum Epsilon-toxin


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Fuente de la secuencia Nombre de la toxina Clostridium novyi Gamma-toxin Clostridium oedematiens Delta-toxin Clostridium perfringens Theta-toxin (Perfringolysin) Clostridium septicum Delta-toxin Clostridium sordellii Lysin Clostridium tetani Tetanolysin Listeria monocytogenes Listeriolysin (A B) Streptococcus pneumoniae Pneumolysin Streptococcus pyogene Streptolysin O (SLO)

Secuencias para toxinas que afectan la función de la membrana

Bacillus anthracis Edema factor (Factors I II); Lethal factor (Factors II III)

Bacillus cereus Enterotoxin (diarrheagenic toxin, mouse lethal factor)

Bordetella pertussis

Adenylate cyclase (Heat-labile factor); Pertussigen (pertussis toxin, islet activating factor, histamine sensitizing factor, lymphocytosis promoting factor)

Clostridium botulinum C2 toxin Clostridium difficile Enterotoxin (toxin A) Clostridium perfringens Beta-toxin; Delta-toxin Escherichia coli & other Heat-labile enterotoxins

Enterobacteriaceae spp. (LT); Heat-stable enterotoxins (STa, ST1 subtypes ST1a ST1b; also STb, STII)

Legionella pneumophila Cytolysin Vibrio cholerae & Vibrio mimicus Cholera toxin (choleragen)

Secuencias que afectan la integridad de la membrana Clostridium bifermentans & other Lecithinase Clostridium spp

Clostridium perfringens Alpha-toxin (phospholipase C, lecithinase); Enterotoxin

Corynebacterium pyogenes & other Cytolysin (phospholipase C), Corynebacterium spp. Ovis toxin (sphingomyelinase D) Staphylococcus aureus Beta-lysin (beta toxin)

Secuencias que son citotoxinas en general Adenia digitata Modeccin

Aeromonas hydrophila Aerolysin (beta-lysin, cytotoxic lysin) Clostridium difficile Cytotoxin (toxin B)


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Fuente de la secuencia Nombre de la toxina

Clostridium perfringens Beta-toxin; Epsilon-toxin; Kappa-toxin Escherichia coli & other Cytotoxin (Shiga-like toxin, Enterobacteriaceae spp. Vero cell toxin) Pseudomonas aeruginosa Proteases

Staphylococcus aureus

Gamma lysin (Gamma toxin); Enterotoxins (SEA, SEB, SEC, SED SEE); Pyrogenic exotoxins A B; Toxic shock syndrome toxins (TSST-1)

Staphylococcus aureus & Pseudomonas Leucocidin (leukocidin, aeruginosa cytotoxin)

Streptococcus pyogenes Streptolysin S (SLS); Erythrogenic toxins (scarlet fever toxins, pyrogenic exotoxins)

Yersinia enterocolitica Heat-stable enterotoxins (ST)


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Anexo 4

Anexo en medio magnético (CD) con la aplicación para la evaluación del riesgo en sistemas de distribución de agua potable por introducción de sustancias tóxicas, el documento de la investigación y los diferentes ejemplos desarrollados durante el presente trabajo.

utilizaciÓn de modelos de calidad en redes de …

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