REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA DE SISTEMAS AVANZADOS PARA ...
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*Estudiante pregrado en Ingeniería Ambiental, Universidad de Los Andes
** Profesor asociado Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental, Universidad de Los Andes
REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA DE SISTEMAS AVANZADOS PARA ASEGURAMIENTO DE
AGUA POTABLE – HORMONAS FEMENINAS
JUAN DAVID VALENCIA NARANJO* y MANUEL S. RODRÍGUEZ SUSA, Ph.D.**
Universidad de los Andes, Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental
Bogotá, 2020
RESUMEN
Numerosos estudios han demostrado la presencia de disruptores endocrinos (EDCs) hormonales como estrona (E1), estradiol
(E2), estriol (E3) y etinilestradiol (EE2) en ríos, aguas residuales, aguas embotelladas y agua potable. Producto de la excreción
de humanos, animales y productos agrícolas. La presencia de estos compuestos genera gran preocupación ya que no son
controlados en los sistemas de tratamiento de aguas y generan problemas en el medio ambiente, así como afectaciones en la
salud de personas y animales a concentraciones muy bajas (0.7 ng/L). Por este motivo, en los últimos años se ha estudiado la
eficacia de diferentes procesos de remoción en agua para estos compuestos. Este estudio realizó una revisión bibliográfica sobre
la efectividad del tratamiento con carbón activado (CA) y métodos de oxidación de avanzada ultravioleta/peróxido de hidrógeno
(UV/H2O2) para la remoción de E1, E2, E3 y EE2 con énfasis en el tratamiento de agua potable para incrementar su
aseguramiento.
Palabras Claves: Disruptores endocrinos; Hormonas femeninas; Estrona; Estradiol; Estriol; Etinilestradiol; Carbón Activado;
Procesos de oxidación UV/H2O2 (POA).
ABSTRACT
Numerous studies have shown the presence of hormonal endocrine disruptors (EDCs) such as Estrone (E1), Estradiol (E2),
Estriol (E3) and Ethynilestradiol (EE2) in rivers, wastewater, bottled water and drinking water. Resulting from the excretion of
humans, animals, and agricultural products. The presence of these compounds is of great concern since they are not controlled
in water treatment systems and generate problems in the environment, as well as affecting the health of people and animals even
at very low concentrations (0.7 ng/L). Due to these reasons, in recent years the effectiveness of different water removal processes
for these compounds has been studied. This study performed a literature review on the effectiveness of activated carbon (AC)
and advanced ultraviolet/hydrogen peroxide (UV/H2O2) methods for the removal of E1, E2, E3 and EE2 with emphasis on
drinking water treatment to increase its safety.
Keywords: Endocrine disruptors; Female hormones; Estrone; Estradiol; Estriol; Ethynilestradiol; Activated carbon; UV/H2O2
oxidation process (AOP).
1. Introducción
En los últimos años se ha incrementado el interés por
parte de diversos grupos de investigadores por estudiar el
comportamiento de los contaminantes emergentes (CE) en
fuentes hídricas, ya que esto puede generar riesgo. Dado que,
se ha comprobado afectación negativa a seres humanos,
animales y el medio ambiente (Gil., 2012; Bin et al.,2020;
Lee et al., 2020; Barrios et al., 2018). Los CE son un grupo
de diferentes compuestos que pueden tener distintos
orígenes. Su impacto en el medio ambiente ha sido poco
estudiado, por lo que requieren de más investigación. Dentro
de este grupo de compuestos se encuentran retardantes de
llama bromados, cloroalcanos, pesticidas polares,
compuestos perfluorados, fármacos, drogas de abuso,
metabolitos y productos de degradación provenientes de
estas clasificaciones (Barcelo, 2012).
Dentro de estos CE, existe un gran grupo conocido como
compuestos disruptores endocrinos (EDCs) que son un grupo
de una o más sustancias exógenas que altera las funciones
del sistema endocrino causando efectos adversos en la salud
de las personas (IPCS, 2002). El estudio de estos compuestos
se desarrolló debido a las crecientes tendencias de estudios
de laboratorio que vinculan enfermedades con productos
químicos con propiedades disruptivas del sistema endocrino
y trastornos relacionados al sistema endocrino en personas y
poblaciones de vida silvestre (WHO, 2012). Estos
compuestos disruptores están asociados a diversos
problemas de salud en personas como: obesidad, diabetes,
alteraciones en el sistema inmunológico, retraso en el
desarrollo neurológico de los niños, patrones de crecimiento
2
anormales, alteración de la vida reproductiva de los hombres
y mujeres, así como diversos tipos de cáncer. En poblaciones
de vida silvestre, producen afectaciones negativas en su
crecimiento y alteran su reproducción (WHO, 2012; Gore,
2015).
Los ECDs se pueden dividir entre naturales y sintéticos
como se evidencia en la Figura 1. Dentro del grupo de los
disruptores endocrinos naturales se encuentran las hormonas
esteroidales y no esteroidales. Se ha encontrado que los
estrógenos alteran la fisiología de poblaciones de peces y
altera el desarrollo reproductivo de animales salvajes y
domésticos. En plantas, estas hormonas afectan la floración,
germinación y el desarrollo de la raíz, así como su brote y
raíces (Adeel et al., 2016). En este trabajo nos enfocamos en
los disruptores endocrinos naturales Estrona (E1), Estradiol
(E2), Estriol (E3) y el disruptor endocrino sintético
etinilestradiol (EE2).
La estrona (E1) es una hormona esteroide secretada por
humanos y mamíferos utilizada para controlar el desarrollo
sexual y la reproducción (WHO, 2012). Puede ser excretada
por parte de los humanos en la orina y excrementos (Schäfer
y Waite, 2002). Es descrita como un estrógeno primario en
mujeres post-menopáusicas y proviene de la conversión de
andrógenos adrenales (Brantley et al., 2019). En este sentido,
la concentración excesiva de esta hormona ha sido
relacionada con el crecimiento de quistes mamarios. Dicha
característica es relevante, puesto que las pacientes que han
desarrollado enfermedades fibroquísticas a nivel mamario
tienen mayor incidencia en el desarrollo de cáncer de seno.
(Raju et al., 2001).
Figura 1 Clasificación compuestos disruptores endocrinos (EDCs). Adaptado de: Wee, S., Zaharin, A. (2017)
El estradiol (E2) es una hormona esteroide derivada del
colesterol, producida en los ovarios por células granulosas.
Es transportada desde los ovarios hasta las células objetivo
de la sangre, uniéndose así a la globulina fijadora de
hormonas sexuales (Dahlman-Wright et al.,2006). Más del
95% del Estradiol circulante en mujeres en un rango de edad
fértil viene producido directamente de los ovarios. Sin
embargo, en etapas pre-menopáusicas las cantidades
circulantes empiezan a ser responsabilidad de la conversión
de estrona por medio de células granulosas. Adicionalmente,
aunque esta hormona se encuentra presente tanto en hombres
como en mujeres, se ha concluido que la conversión de
andrógenos en estradiol es superior en mujeres que en
hombres en una relación 1:200 (Molina, P., 2018).
El estriol (E3) es un metabolito periférico del estradiol y
de la estrona, y no una secreción del ovario (González-Merlo
y Bosquet., 2018). Es considerado un estrógeno débil puesto
que su producción depende del hígado que está encargado en
convertir tanto la Estrona como el Estradiol en Estriol.
(Mesiano y Jones., 2017). En este sentido, la producción de
Estriol en mujeres no gestantes se reduce exclusivamente a
la derivada por el estradiol (Woodworth, A, 2018).
Actualmente es usado en el control farmacéutico de síntomas
de la menopausia e infecciones urinarias. Sin embargo, ha
3
sido catalogado como un factor de riesgo para el aumento de
tejido quístico en glándulas mamarias y tejido endometrial
(Head, 1998).
Por otro lado, se encuentra el 17α-ethynylestradiol (EE2)
y a diferencia de las hormonas descritas anteriormente, el
etinilestradiol se obtiene de forma sintética a partir del
Estradiol (Oropeza, 2008). La obtención de esta hormona
obedece en su mayoría a la industria farmacéutica y la
producción de anticonceptivos orales, los cuales contienen
en general una concentración de 20-50 μg (Xiu, 2019).
Algunas de las proteínas que aumenta el etinilestradiol, como
los factores V, VIII y X y el fibrinógeno tienen el potencial
de fomentar las trombosis (Winikoff y Grossman., 2017). La
incidencia de complicaciones de orden trombo venosas con
el uso de anticonceptivos orales cuya base es el
etinilestradiol se traduce en una incidencia de 3 a 4 por cada
10.000 habitantes (Weitz, 2019).
De estas cuatro hormonas, la que ha mostrado tener una
mayor potencia estrogénica es EE2, seguido de E2, E1 y
finalmente E3 (Andrew et al., 2010). Como se evidencia en
la Tabla 1, el EE2 tiene un coeficiente de sorción del suelo y
un coeficiente de reparto octanol-agua relativamente altos
(𝑘𝑜𝑐 = 4.766 𝑥 104 y 𝑘𝑜𝑤 = 4.12 ,respectivamente),
además de tener características hidrofóbicas y una
volatibilidad relativamente baja (1.95 𝑥 10−9 mm Hg a 25
ºC) en comparación a las otras tres hormonas estudiadas.
Debido a estas características la hormona EE2 tiende a
bioacumularse en el medio ambiente al igual que el E2 (Wee,
S y Zaharin, A. 2017). Es por esto que, la mayoría de los
estudios se centran en la remoción de EE2 y E2.
Tabla 1.
Propiedades de Hormonas Femeninas. Fuente: Wee, S., Zaharin, A. (2017)
Estrógeno Fórmula
molecular Estructura1
Peso
molecular (g/mol)
pKa2
Solubilidad
en agua a 25°c (mg/L)
Presión de vapor a
25°c (mm
Hg)
Coeficiente
de adsorción suelo-agua,
𝑘𝑜𝑐
Coeficiente de reparto
Octanol-
Agua, log
𝑘𝑜𝑤
Estrona, E1 C18H22O2
270.37 10.33 30.0 2.49 𝑥 10−10 2.996 𝑥 104 3.13
Estradiol,
E2 C18H24O2
272.39 10.46 82.0 6.38 𝑥 10−9 3.000 𝑥 104 4.01
Estriol, E3 C18H24O3
288.39 10.54 27.3 9.93 𝑥 10−12 1.200 𝑥 103 2.45
17α-
ethynylestradiol, EE2
C20H24O2
296.41 10.33 1.16 x 102 1.95 𝑥 10−9 4.766 𝑥 104 3.67
Actualmente la EPA tiene una lista de candidatos
contaminantes (CCL3), en la cual se enuncian 104 químicos
y 12 contaminantes microbiológicos que no se encuentran
regulados por ninguna norma de agua potable. Sin embargo,
se sabe que se encuentran en sistemas públicos de agua, lo
que podría requerir de alguna regulación. En esta lista se
1 https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/ 2 https://www.drugbank.ca/
encuentran pesticidas, subproductos de desinfección,
productos farmacéuticos, toxinas biológicas, entre otros (US
EPA, 2016). Dentro de esta lista CCL3 se encuentran
descritos las cuatro hormonas estudiadas en este artículo.
4
Estos EDCs esteroideos endógenos se caracterizan por
tener más potencia en comparación con otros ECDs no
hormonales. Según estudios de la Organización Mundial de
la Salud, se logró identificar que estos compuestos pueden
llegar a fuentes hídricas como ríos y lagos debido a excreción
por parte de humanos y mamíferos, principalmente en el
ganado (WHO, 2012). Adicionalmente, se han encontrado
concentraciones de estas hormonas en plantas de tratamiento
de agua potable. Debido a esto, surge una gran preocupación,
puesto que estas hormonas tienen efectos negativos para la
salud de las personas a bajas concentraciones, se ha logrado
identificar que el valor de activación para estos estrógenos
en agua potable es de 0.7 ng/L, valor para el cual se empiezan
a ver efectos adversos en las personas. (Genthe et al., 2012).
Por otro lado, se han encontrado concentraciones de
estrógenos en agua embotellada de varias partes del mundo
como África (Aneck-Hahn et al., 2018), Alemania (Wagner
y Oehlman 2009, 2011) e Italia (Pinto y Reali., 2009).
Debido a todos los efectos negativos en las personas,
medio ambiente y animales de estas hormonas, se han
desarrollado diferentes tipos de tratamiento para su
remoción. Dentro de estos procesos, se encuentra la
adsorción mediante lodos activos, adsorción mediante
materiales adsorbentes, filtración por membranas, procesos
biológicos (microalgas, bacterias, enzimas) y oxidación de
avanzada (AOP) (Silva et al., 2012; Fernández et al., 2017).
El tratamiento más prometedor debido a su eficiencia es
PAO y el de más fácil acceso es el de adsorción por carbón
activo (CA) (Silva et al., 2012). Por lo que se decidió hacer
una revisión bibliográfica de estos dos métodos de remoción
y degradación: Tratamiento con carbón activado y oxidación
de avanzada ultravioleta/peróxido de hidrógeno (UV/H2O2)
para la remoción de estos cuatro disruptores endocrinos
hormonales (E1, E2, E3 y EE2) en agua potable.
2. Procesos de Remoción de Estrógenos en el agua
2.1 Tratamiento con Carbón Activado
El CA posee una gran capacidad de adsorción, lo que
permite eliminar contaminantes orgánicos en medios
acuosos. Por este motivo, se ha utilizado en los últimos años
como un proceso de tratamiento de aguas y se ha
caracterizado por ser un método efectivo y de bajo costo para
la remoción de contaminantes (Zhao et al., 2011; Sahira et
al., 2013). Otra ventaja de este método es la no generación
de subproductos de desinfección que se generan en otros
procesos de tratamiento y que pueden afectar a organismos
vivos (Torrellas et al., 2015). La gran eficiencia de este
método se da debido a que cuando se activa el carbón se
crean superficies internas que son capaces de atraer
diferentes moléculas presentes en fase liquida que llenan los
poros del CA. Este proceso se ilustra en la Figura 2. En el
caso del tratamiento de aguas se habla de un proceso de
adsorción física, la cual involucra fuerzas relativamente
débiles, por lo que podría haber una desadsorción (Cooney,
1998).
Se hizo una revisión bibliográfica de este método de
remoción de contaminantes para estrógenos. En la Tabla 3 se
resumen los aspectos más relevantes de los artículos
estudiados para la remoción de E1, E2, E3 y EE2 mediante
procesos con CA. Se encontraron varios factores que pueden
alterar la efectividad del método para estrógenos, los cuales
son detallados a continuación.
Figura 2 Funcionamiento AC. Fuente: Autores
2.1.1 Tipos de Carbón Activado
En primer lugar, vale la pena mencionar que existen
varios tipos de CA. Según la US EPA hay dos principales
tipos de CA para el tratamiento de aguas y corresponden a:
carbón activado granular (CAG) y carbón activado en polvo
(CAP), ambos poseen características químicas similares, sin
embargo, su principal diferencia es el tamaño. Las partículas
de CAG usualmente tienen un diámetro entre 1.2 y 1.6mm y
las partículas de CAP tienen un diámetro menor a 0.1mm.
(US EPA, s.f).
Con base en la literatura encontrada, se pudo observar
que se han utilizado tres tipos de carbono para remover
estrógenos en el agua. El CAG ha mostrado una buena
capacidad de adsorción para E1 y E2 (Zhang y Zhou., 2005).
Así mismo, estudios realizados por Snyder (2007)
5
demuestran que tanto el CAG como el CAP son tratamientos
muy efectivos para la remoción de estrógenos, ya que pueden
remover más del 90% de estas hormonas, demostrando que
en estudios de laboratorio no hay mucha diferencia entre
ellos. Jiang et al., (2017) determinaron que para E2 y EE2 el
CAP tiene mejores propiedades de adsorción que el CAG.
Sin embargo, para tratamientos a gran escala, como en el
caso de la implementación del sistema como tratamiento
terciario para una planta de tratamiento de aguas residuales
no se recomienda el uso de CAP para estos sistemas ya que
su separación con biosólidos es más difícil y puede terminar
en fase de lodos. Así mismo, la capacidad del CAG en un
lecho fijo es mayor ya que tiene una mayor concentración de
compuestos disueltos que el CAP.
Por otra parte, estudios recientes de Zhang et al (2020)
evaluaron la adsorción de E2 con fibras cortas de carbón
activado (FCA), el cual, es un tipo de CA con gran área
superficial fabricado vía carbonización en N2 y activación a
altas temperaturas con Co2 utilizando fibras de celulosa
como materia prima. A partir de este FCA se logró crear una
membrana que dejó como resultado una remoción del más
del 97% de E2. La ventaja de este método es que no hay
saturación en este tipo de CA.
2.1.2 Efectos de la Temperatura del sistema
Se ha encontrado que en los procesos de adsorción física
la temperatura es un factor importante a tener en cuenta,
puesto que puede influir en la efectividad de remoción de los
compuestos por parte del CA. Aumentar la temperatura en el
proceso genera mayores energías vibracionales en las
moléculas a absorber ocasionando que no se pueda adherir
correctamente a la superficie del material adsorbente, en este
caso al CA (Cooney, 1998). Estudios de Feng et al., (2010)
con lodos activos para la remoción de hormonas confirman
que un aumento en la temperatura durante el proceso de
adsorción para estos compuestos disminuye la capacidad de
adsorción del material, pero se genera una aceleración del
proceso.
Sin embargo, para el caso concreto de la hormona EE2,
Moura (2018) desarrolló un estudio en donde se evalúa la
efectividad del tratamiento con CA con relación a la
temperatura del sistema, haciendo ensayos a temperaturas
entre 25 y 80 ºC, encontrando que la adsorción para EE2 no
está influenciada por la temperatura ya que no tiene mucha
variación y su tendencia de adsorción crece a una muy baja
tasa. Por otro lado, estudios de Kumar (2009), evaluaron el
porcentaje de remoción de E3 para diferentes temperaturas
en un rango de 0 a 50ºC y en sus resultados se puede ver que
la remoción tampoco se ve significativamente alterada para
estos rangos de temperatura, teniendo solamente un leve
aumento. Esta pequeña variación en la adsorción debido al
aumento en la temperatura es explicada en el trabajo de Budi
et al., (2018) que atribuye este fenómeno a que la
temperatura afecta la difusión de los contaminantes
generando una mayor tasa de transferencia de masa a la capa
límite alrededor de la superficie del AC, provocando una
mayor adsorción conforme va a aumentando la temperatura.
Dado que el enfoque del presente estudio está
encaminado al tratamiento para asegurar agua potable a las
personas, nos enfocamos en la efectividad de los procesos a
temperaturas ambiente para aguas potables. Conforme a esto,
los trabajos de (Lee et al., 2009; Rovani et al, 2016; Jiang et
al., 2017; Moura et al., 2018; Zhang et al, 2020) han
mostrado que para temperaturas de 20 a 30 ºC hay una
remoción de entre 80 y 100% para E2, E3 y EE2. Esto
sugiere que si la muestra de agua potable a tratar se encuentra
en ese rango de temperatura no es necesario variar esta
característica del sistema para tener una buena remoción de
estos compuestos.
2.1.3 Efectos del pH del sistema
El pH de la solución tiene gran importancia en el rol de
la adsorción, sin embargo, la influencia de esta característica
en la remoción con CA depende de las características del
contaminante y su carga superficial (Cooney., 1998; Li et al
2013). Para el caso de los estrógenos, sus pKas como se
pueden ver en la Tabla 1 oscilan entre 10.33 y 10.54, por lo
que las moléculas están en forma neutra a pHs inferiores y
no habrá ionización para esos casos. Esto hace que no se
generen cargas superficiales y se beneficie la adsorción para
rangos menores de pH (Moura et al., 2018; Zhang et al.,
2020).
Confirmando esto, se pudo ver en diversos estudios que
para las cuatro hormonas estudiadas hay remoción entre 80
y 100% a pH entre 7 y 8 por parte del AC (Kumar et al.,
2009; Li et al., 2012; Rovani et al., 2016; Jiang et al., 2017;
Moura et al., 2018; Zhang et al., 2020). Esta información es
de gran utilidad debido a que en esos rangos de pH suelen
estar las muestras de agua a potable.
2.1.4 Efectos del Tiempo de contacto
En general, en los estudios estudiados se ha podido
observar que la tasa de adsorción de las hormonas aumenta
en función del tiempo de contacto. Al inicio del tratamiento,
se observa que las hormonas son adsorbidas muy
rápidamente. Luego, se evidenció que se forman varios
puntos de equilibrio, en donde parece estabilizarse la
remoción de las hormonas. Sin embargo, esta remoción suele
ir aumentando, llegando a puntos más altos de equilibrio,
hasta que finalmente llega a un punto de equilibrio estable en
donde la remoción es alta y se mantiene constante. (Kumar
et al., 2006; Ogata, et al, 2011). La rápida e instantánea
adsorción es atribuida a la formación de enlaces químicos
(quimisorción) en donde grupos funcionales y sitios activos
de superficie interactúan. Así mismo, la reducción en tasa de
adsorción que se presenta una vez se alcanza el equilibrio
6
está asociada al uso de sitios activos en la superficie
adsorbente (Kumar et al., 2006).
2.1.5 Efectos de la Agitación de la solución
La velocidad de agitación es un factor que no suele tener
mucha importancia. Sin embargo, se ha encontrado que esta
velocidad de agitación juega un papel importante en la
adsorción de compuestos orgánicos del CA. Se ha
evidenciado que la velocidad de adsorción aumenta con
aumentos en la velocidad de agitación. Sin embargo, es
necesario tener en cuenta que si hay velocidades muy altas
de agitación en el sistema la estructura del adsorbente se
puede dañar (Kuśmierek., K., Świątkowski, A. 2015).
Los estudios de Kumar et al., (2009), Lee et al., (2009),
Li., et al (2012), Rovani et al., (2016), Jiang et al., (2017),
Moura et al., (2018) y Zhang et al., (2020) tenían como parte
de su trabajo, estudiar a qué velocidades de agitación había
una mejor adsorción de estrógenos, en donde se evidenció
que las mejores tasas de adsorción se dan para velocidades
de más de 150 rpm. En la Tabla 2 se resumen las velocidades
de agitación encontradas en algunos los trabajos de remoción
con CA estudiados. Comparando estas revoluciones con los
datos de eficiencia recolectados en la Tabla 4 se puede ver
que para velocidades de 80 y 170 rpm hay una remoción
entre el 60 y el 81%. Por otro lado, para velocidades entre
150 y 260 hay una adsorción de estrógenos entre 80 y 100%,
por lo que podría decirse que este es el rango óptimo de
agitación para tratamientos con CA.
Tabla 2
Velocidades de agitación para estudios con CA
Velocidad de
agitación (rpm) Tipo de carbono Fuente
200 CA Kumar et al.,
(2009)
90-170 CAP Lee et al.,
(2009)
80 CAG Li., et al (2012)
150 CA Rovani et al.,
(2016)
170 CAG, CAP Jiang et al.,
(2017)
250 CAG Moura et al.,
(2018)
260 FCA Zhang et al.,
(2020)
2.1.6 Efectos del Tipo de solución a tratar
Ogata (2011) realizó un estudio para evaluar el
porcentaje de remoción con CA para cada estrógeno de
acuerdo con la presencia de cada hormona en una solución
simple, binaria y combinada. Para esto utilizó una solución
simple con cada estrógeno, una solución binaria con dos
estrógenos y una solución ternaria con E1, E2 y E3. Con base
en estos ensayos pudo determinar que el tratamiento con CA
es más efectivo en soluciones simples con un solo estrógeno.
Sin embargo, para el caso de E3 hay una menor remoción en
soluciones simples, ya que esta hormona posee más grupos
hidroxilo como se puede ver en la Tabla 1, por lo que se
generan interacciones hidrofóbicas leves y la remoción de
este compuesto se reduce. Por otro lado, en soluciones
binarias y terciarias de las hormonas hay un menor
porcentaje de remoción, ya que se pudo observar que en
presencia de más hormonas se genera una competencia entre
ellas por ser adsorbidas por el CA (Ogata et al., 2011).
2.1.7 Efectos de la Cantidad de CA
La cantidad de CA puede ser un factor importante para la
remoción de estrógenos en el agua. Snyder (2007) encontró
que la eficiencia del tratamiento con CAG Y CAP dependen
de tres factores: tiempo de contacto, dosis del CA y la
estructura del compuesto a eliminar. Según sus resultados, a
mayores dosis de CA se logra una mejor remoción. Años
después, Ogata (2011) confirmó que el porcentaje de
remoción depende de la cantidad de CA aplicada a la
muestra, se pudo ver que la eficiencia de remoción aumenta
con la cantidad de CA utilizada en el tratamiento.
2.1.8 Influencia del Área superficial del carbón
El área superficial del CA tiene gran importancia en la
remoción de contaminantes, ya que entre mayor sea esta, el
material adsorbente puede adherir mayor cantidad de
compuestos orgánicos de la solución en su superficie. Así
pues, se pudo corroborar en los artículos estudiados que el
porcentaje de adsorción en general aumenta debido al área
específica (Rovani et al, 2016; Jiang et al., 2017; Moura et
al., 2018).
2.1.9 Efecto del Diámetro de los poros
La distribución del tamaño de poros de un material
adsorbante es importante, ya que determina el volumen total
de los poros que se encuentra disponible para moléculas con
tamaños y formas específicas. Según el tamaño del poro se
pueden clasificar en: microporos(d<2nm), mesoporos (2-
50nm) y macroporos (d>50nm) (Thommes et al., 2015).
Fukuhara et al (2006) desarrollaron una investigación de
la adsorbancia de E1 y E2 en función del tamaño del poro del
CA en tratamientos de agua. A partir de esto, concluyeron
que la adsorción de estas dos hormonas disminuye con en
tratamientos de remoción con CA de grandes diámetros. Por
otro lado, descubrieron que la adsorbibilidad de E1 es mayor
que la de E2 debido a que es más hidrofóbica.
Estudios de Kwiatkowski et al (2017) señalan que las
propiedades finales del carbón activado y su calidad
dependen de las características físicas y químicas de la
materia prima, así como del método de preparación y
activación del CA. El método que ha presentado mayor
7
eficiencia es el de activación química, ya que permite un
mayor desarrollo de la estructura porosa y permite obtener
un rango específico de anchos de poro. Por ejemplo, se pudo
observar la generación de diferentes tipos de CA a partir de
diferente materia prima: biomasa residual de palma de
Macauba, cáscara de coco, carbón y madera. Cada uno de
estos materiales adsorbentes tenía diferentes áreas
superficiales y tamaños de poros, lo que determina estas
propiedades (Fukuhara et al., 2006; Moura et al, 2018).
2.1.10 Implementación como tratamiento terciario en
plantas de tratamiento
Las consideraciones anteriores se han enfocado a
estudios en laboratorio donde los tratamientos se hacen a
pequeña escala y en la mayoría de los estudios se realizan
con agua ultrapura, lo que permite dar una primera
aproximación al comportamiento de estos tratamientos con
estas hormonas. Sin embargo, como el fin de estos
tratamientos es un aseguramiento de agua potable, se han
realizado estudios donde se ha llevado a gran escala estos
tratamientos y se han probado en plantas de tratamiento con
el fin de determinar la efectividad real.
Por un lado, Ek et al (2014) estaban interesados en medir
la remoción de este tratamiento en plantas de tratamiento de
aguas residuales reales. Por lo que realizaron un sistema a
escala piloto de tres columnas iguales operadas en serie con
una capa de CAG y se estudió su comportamiento durante 20
meses. El sistema era alimentado con el efluente de una
planta de tratamiento de aguas residuales previamente
tratadas mecánicamente, químicamente con precipitación
simultanea de hierro, y biológicamente con
predenitrificación con lodos activos y finalmente filtración
con arena. Lo que dejaba una muestra en promedio con
demanda química de oxígeno (DQO) de 25mg/L, demanda
bioquímica de oxígeno (DBO) de <3 mg/L, nitrógeno total
de <8mg/L, fósforo total <1.5mg/L y bajo contenido de
sólidos suspendidos. Cada columna tenía una altura de 2
metros, diámetro de 0.15 metros, a las cuales se les agregó
25 kg de CAG, se utilizó en total 25kg de CAG, lo que
generó una altura de 1.1 metros de este carbón en cada
columna. Se observó que se generaba una película bacteriana
en la superficie del CAG, por lo que era necesario un
retrolavado con aire y agua para remover esa biomasa. El
caudal se mantuvo los primeros meses entre 80 y 100 L/h,
pero se vio una disminución hasta del 50% después del
décimo mes debido al crecimiento microbiano.
Además de estos experimentos a escala piloto, Grover
(2011) estudió la remoción de E1, E2 y EE2 de una planta de
CAG a escala real en Inglaterra instalada como parte de un
programa del Reino Unido enfocado en tratamientos para la
remoción de EDCs. Este estudio tuvo la ventaja de trabajar
con muestras de agua y caudales reales de una planta de
tratamiento de una población de 155,000 personas. Al
estudiar las muestras de agua tratada que eran vertidas a un
río, se pudo determinar que la remoción de E1, E2 y EE2 fue
de 64%, 43% y 43% respectivamente. A pesar de tener una
buena remoción, se observó una disminución en la eficiencia
del sistema con el paso del debido a la saturación de los sitios
de adsorción del CAG.
Esto podría relacionarse a los estudios de Jiang et al
(2017), en donde se realiza una comparación entre la
efectividad de remoción del CA en agua pura y en agua con
presencia de material orgánico natural (MON). En presencia
de MON se encontró que la capacidad de adsorción del CA
disminuyó debido a que se bloquean los poros y se restringe
el acceso de las hormonas a los sitios de adsorción,
reafirmando los resultados obtenidos por Grover et al (2011)
y Ek et al (2014).
Finalmente, podemos observar que estos métodos tienen
una gran eficiencia en estudios de laboratorio y en
tratamientos a gran escala. Adicionalmente, notamos que el
agua potable cumple con las condiciones óptimas de pH,
temperatura y baja concentración de MON, por lo que estos
tratamientos con CA serían una buena opción de tratamiento
para la remoción de E1, E2, E33 y EE2 en este tipo de agua.
Tabla 3.
Remoción de estrógenos mediante procesos de adsorción con carbón activado.
Estrógenos a tratar Tipo de carbón
activado Modo de empleo Remoción Conclusiones Fuente
E1, E2 AC AC en recipiente
con agitación E1<65% E2<80%
− Para muestras de agua potable el rango de
remoción fue de 3.5-8.2mg/L para E2
− La remoción de E1 y E2 se ve disminuida
debido a poros de CA muy grandes
Fukuhara et al., (2006)
8
Estrógenos a tratar Tipo de carbón
activado Modo de empleo Remoción Conclusiones Fuente
E1, E2, E3, EE2 CAG, CAP Test de jarras con
CAG y CAP >90%
− El tratamiento con GAC y PAC puede
remover E1, E2, E3 Y EE2 y logra una
remoción de más del 90%
− La efectividad de remoción depende del
tiempo, dosis y estructura molecular del contaminante
Snyder et al., (2007)
E3 AC Columna de lecho
fijo >90%
− La mayor eficiencia de adsorción para E3
se da en condiciones de pH neutro
− El aumento de temperatura en el sistema
mejora la adsorción de E3
− La adsorción de E3 tiene una naturaleza
exotérmica
− En soluciones alcalinas hay una desorción
de E3 del AC
− Las columnas de lecho fijo tienen un gran
potencial como tratamiento terciario en el
tratamiento de aguas
Kumar et al.,
(2009)
E2 CAP Microfiltración-
CAP <62.86%
− En un sistema híbrido de microfiltración de
carbón activado en polvo sumergido (CAP-
MF) el porcentaje de remoción de E2
depende de la fracción de CAP depositado en la membrada
Lee et al.,
(2009)
E1, E2, EE2 GAC
Planta de tratamiento con
GAC como
tratamiento terciario a escala
real
E1: 64% E2: 43%
EE2: 43%
− La implementación del tratamiento con
GAC como tratamiento terciario en una planta de tratamiento tiene una gran
reducción de E1, E2 y EE2
− Con el tiempo se puede ver una
disminución en la eficiencia del sistema
debido a la saturación de los sitios de adsorción del GAC
Grover et al.,
(2011)
E1, E2, E3 CA CA en recipiente
con agitación
En soluciones
simples: E1: <90
E2: <90
E3: <70 En soluciones
binarias
E1-E2: E1: <85
E2: <85
En soluciones binarias
E1-E3:
E1: <85 E3: <60En
soluciones
binarias E2-E3:
E2: <85
E3: <50 En soluciones
ternarias
E1-E2-E3: E1: <80
E2: <80
E3: <40
− El porcentaje de remoción de cada hormona
es diferente si se encuentra en una solución
simple, binaria o ternaria. Siendo mayor en una solución simple que en una solución
ternaria.
− El porcentaje de remoción depende de la
cantidad de AC.
− La degradación de E3 es menor en todas las
soluciones debido a sus grupos hidroxilos.
Ogata et al.,
(2011)
E1, E2 CAG, CAP
Columna de lecho fijo con CAG –
Columna de lecho
fijo con CAP
Con CAP <98%
Con CAG
<82%
− Hay adsorción competitiva entre E1 y E2.
− El CAG tiene mayor capacidad de
adsorción para E1.
− La columna con CAP tuvo una mejor
remoción que el CAG
Li., et al
(2012)
E2 CAG
Sistema a escala
piloto de tres
columnas idénticas con una capa de
CAG que recubría
el 55% de la columna. EL
sistema era
operado en serie y
75.94%
− El tratamiento con CA es una buena
alternativa para la remoción de estrógenos
y medicamentos de una planta de tratamiento de aguas residuales.
− Es un sistema de bajo costo en comparación
con otros métodos
− Se genera un crecimiento microbiano en el
sistema que limita la capacidad hidráulica
Ek et al., (2014)
9
Estrógenos a tratar Tipo de carbón
activado Modo de empleo Remoción Conclusiones Fuente
hacía el
tratamiento final en una planta de
tratamiento de
aguas residuales.
en el sistema y es necesario hacer retro
lavado.
E2 CA Adsorción por
lotes 97.7-100%
− Según la materia prima para la fabricación
de CA se puede presentar materiales con más o menos contenido de carbón
− El porcentaje de adsorción para E2 depende
del área específica del CA y de los grupos
funcionales de superficie.
Rovani et al.,
(2016)
E2, EE2 CAP, CAG Recipientes con
agitación
Con CAP:
-E2: 44.2%
-EE2: 43.5% Con CAG:
-E2:33.1%
-EE242.4%
− Para muestras con agua pura el equilibrio de
adsorción de E2 y EE2 se logra en 24 horas
− Para muestras con MON el equilibrio de
adsorción de E2 y EE2 se logra en 96 horas
Jiang et al., (2017)
EE2 CAG
CAG producido a partir de
Biomasa de
Macauba Activado
químicamente con
ZnCl2
81-100%
− Es posible lograr la remoción de EE2 con
CAG elaborado a partir de biomasa de
palma de Macauba.
− Es posible generar CAG de bajo costo con
residuos
Moura et al.,
(2018)
E2 FCA Membrana FCA-
PES >93%
− Las membranas generadas a partir de FCA
no presentan saturación
− Se puede operar a altos fluxes y a cortos
tiempo de residencia
Zhang et al.,
(2020)
2.2 Tratamiento con métodos de oxidación de avanzada
ultravioleta/peróxido de hidrógeno (UV/H2O2)
Los procesos de oxidación de avanzada, más conocidos
como POA son tratamientos utilizados para la purificación
de agua. Dichos procesos, se basan en la oxidación de
contaminantes orgánicos debido a reacciones con radicales
hidroxilos (HO*). (Glaze et al., 1987; Parsons, 2004). Estos
procesos generalmente involucran la generación de radicales
HO* mediante fotolisis de H2O2 u ozono. La combinación
de radiación UV y peróxido de hidrógeno (UV/H2O2) logra
acelerar la formación de estos radicales haciendo que los
compuestos orgánicos sean más biodegradables. La
radiación UV se encarga de reaccionar con las moléculas de
H2O2 presentes en la solución, rompiendo los enlaces
químicos generando aproximadamente dos moléculas de
HO* por cada molécula de peróxido de hidrógeno fotolisada,
logrando una buena degradación de los contaminantes
orgánicos a tratar (Domenech et al., 2004). Este proceso se
describe con mayor detalle en la Figura 3.
Con base en esto, en la Figura 4 se evidencia un sistema
típico de tratamiento UV/H2O2 en donde se hace visible un
reactor, compuesto por una manga de cuarzo que separa el
agua de la lampara UV y permite el paso de los rayos UV a
la muestra de agua.
Figura 3 Descripción POA. Fuente: Autores
Con base en esto, se llevó a cabo una revisión
bibliográfica de este método de remoción de contaminantes
para estrógenos. En la Tabla 4 se resumen los aspectos más
relevantes de los artículos estudiados para la remoción de E1,
E2, E3 y EE2 mediante métodos de oxidación de avanzada
ultravioleta/peróxido de hidrógeno (UV/H2O2). A partir de
esto, se encontraron varios factores que pueden alterar la
efectividad del método para estrógenos, los cuales son
detallados a continuación.
10
Figura 4. Reactor para procesos UV/H2O2 Fuente: Autores
2.2.1 Efectos de la concentración de H2O2
En el estudio de Cedat et al (2016), se realizó una prueba
para la remoción de E1, E2 y EE2 para diferentes
concentraciones de H2O2. Así pues, se realizaron pruebas con
10 mg/L, 40mg/L y 90mg/L de H2O2, logrando determinar
que la remoción de estas hormonas con el proceso de
UV/H2O2 es directamente proporcional a la concentración de
H2O2, es decir, a mayor concentración de peróxido de
hidrógeno hay una mayor remoción. Adicionalmente, en los
estudios de Ma et al (2015) se llegó a los mismos resultados.
Sin embargo, también se encontró una relación del tiempo de
remoción. Fue posible determinar que a una concentración
mayor de H2O2 hay una degradación más rápida de
estrógenos en el agua, por lo que el tiempo de tratamiento se
reduce. Adicionalmente, a pesar que una concentración
mayor de H2O2 genera mayor producción de radicales HO*,
en los estudios de Sarkar (2014) se puede observar que a altas
concentraciones (mayores de 100-140 mg/L de H2O2) hay
una disminución en la eficiencia del proceso, ya que para
concentraciones muy altas también se elimina el radical
HO*, por lo que al haber una disminución de estos radicales,
el proceso no puede degradar efectivamente las hormonas y
su eficiencia se ve reducida, por lo que es recomendable
trabajar con concentraciones de peróxido de hidrógeno
menores a 140 mg/L con el fin de asegurar la eficiencia del
proceso.
Por otro lado, se encontró una relación entre la
concentración del peróxido de hidrógeno y los costos del
proceso. El límite de concentración de H2O2 recomendado
es de 50 mg/L, ya que se encontró que, para concentraciones
mayores a esta, el sistema se convierte en altamente
consumidor de energía y de agentes oxidantes (Ríos et al.,
2005). Esto se confirma en los estudios de Cedat et al
(2016), donde se encuentra que la concentración con mayor
tasa de remoción para los estrógenos es de 90 mg/L de H2O2.
Sin embargo, una mayor concentración implica más costos
asociados al proceso, por lo que el autor sugiere una
concentración de 40mg/L a 50 mg/L de H2O2, concentración
a la cual se logra una remoción de más del 90% de las
hormonas y los costos del proceso no son tan elevados.
2.2.2 Efectos de la radiación ultravioleta
Es importante resaltar que todos los trabajos encontrados
para la remoción de E1, E2, E3 Y EE2 en aguas utilizan
lámparas ultravioletas con una radiación de 254nm. Esto, ya
que esta radiación se acerca al pico de la curva de efectividad
germicida del proceso, es decir, la longitud de onda más letal
para los microorganismos (LightTech, 2020). Por este
motivo, es la radiación que más se utiliza en los procesos, ya
que se ha demostrado, que tiene la capacidad de alterar el
ADN de virus, inactivar bacterias y destruir contaminantes
dañinos (Coolhill y Sagripanti, 2008).
2.2.3 Efectos de la dosis de radiación ultravioleta
Por otro lado, se encuentra la dosis de radiación
ultravioleta, que corresponde a la dosis energética necesaria
para ocasionar la muerte a un organismo. Esta dosis varía
dependiendo de la bacteria, virus o contaminante a tratar
(American Air & Water, 2002). El rango de la dosis de
radiación ultravioleta para la oxidación de los estrógenos
estudiados comprende un rango entre 350 y 3200mJ/cm2. En
los estudios de Rosenfeldt et al (2007) se pudo determinar
que a una dosis baja de radiación ultravioleta
correspondiente a 350mJ/cm2 se observa una reducción
considerable de hasta el 90% de E2 y EE2. Por otro lado, en
la mayoría de los estudios encontrados, se utiliza una dosis
de entre 1000 y 2000mJ/cm2, para las cuales se presentan
remociones de más del 90% para los estrógenos a estudiar.
Esto permite evidenciar que, a mayor dosis de radiación, se
puede dar una mayor remoción de los estrógenos en agua.
Sin embargo, en los experimentos de Huang (2020) se
estudió el efecto del tratamiento UV/H2O2 para diferentes
dosis de radiación UV y se encontró que, para
concentraciones bajas, se producen compuestos con
actividad estrogénica baja que pueden ser citotóxicos, es
decir, son compuestos que pueden dañar o matar células y
tejidos (Initia, 2017). Por lo que se recomiendan dosis altas
de radiación UV, entre 1000 y 3200mJ/m2 con el fin de
evitar la formación de estos compuestos productos de la
degradación de las hormonas a oxidar (Huang, 2020). Sin
embargo, Hansen y Andersen (2012) recomiendan utilizar
una fluencia UV de 1000mJ/cm2, radiación en la cual se
obtiene una degradación de más del 90% para estrógenos en
agua y no se obtienen productos citotóxicos.
Adicionalmente, para alcanzar una fluencia es necesario
incrementar el número de lámparas UVC utilizadas, lo que
implicaría el diseño de sistemas más grandes y mayores
gastos energéticos (Ríos et al., 2005; Rosenfeldt et al., 2007).
Finalmente, teniendo en cuenta costos, la efectiva remoción
de E1, E2 y EE3 y características reales de agua potable, la
dosis de radiación ultravioleta determinada por Cedat et al
(2016) es de 520 mj/cm2.
11
Tabla 4
Remoción de estrógenos mediante procesos de adsorción con carbón activado.
Tipo de Agua Concentración
de Estrógenos
Concentración
H2O2
Tratamiento
UV a 254nm Remoción Conclusiones Fuente
Agua Natural
y Agua
desionizada
E2=200 ng/L
EE2=1000 ng/L
Mezcla E2 y EE2 (E2=200
ng/L y
EE2=1000 ng/L)
10mg/L 2000 mj/𝑐𝑚2 80%
− Una concentración de 10 mg/L de H2O2 es
capaz de remover
− La remoción del proceso es más rápida en
soluciones
simples de hormonas, que en soluciones de
mezcla de los estrógenos.
− El proceso de remoción es más lento en aguas
naturales.
Chen et al (2007)
Agua Natural
y Agua desionizada
E2=3µg/L
EE2=3µg/L 5mg/L 350 mj/𝑐𝑚2 90%
− La oxidación de E2 y EE2 y la eliminación de
su actividad estrogénica sucede
simultáneamente.
− Debido al proceso de oxidación se generan
compuestos de E2 y EE2, sin embargo, tienen una actividad estrogénica menor que los hace
menos nocivos que los productos originales.
− La presencia de materia orgánica en el agua
reduce la velocidad de oxidación de las
hormonas.
Rosenfeldt
et al (2007)
Agua Natural
y Agua
desionizada
E1=5mg/L
20mg/L
40mg/L
60mg/L
18mW/𝑐𝑚2 100% − La ozonización fue el proceso más eficaz para
eliminar tanto el E1 como la estrogenicidad
S. Sarkar (2014)
Agua Potable
Mezcla de E1,
E2 y EE2=
50µg/L
10 mg/L
1050 mj/𝑐𝑚2 100%
− E1 puede ser removido con el proceso en un
tiempo de 50 minutos, ya que con este tiempo
se alcanza una remoción
− Para la remoción efectiva de E2 y EE2 es
necesario de 120 minutos, ya que toman más tiempo en degradarse.
Ma et al (2015)
Agua Potable
E1= 1.3mg/L
E2= 1.3mg/L
EE2= 1.5mg/L
10 mg/L
40 mg/L
90 mg/L
55W
1000 mj/𝑐𝑚2
E1= 99%
E2=99%
EE2=99%
− La fotólisis UV no es muy efectiva para la
remoción de hormonas femeninas, sin
embargo, los procesos UV/H2O2 tienen una
alta eficiencia en la remoción de estrógenos del agua potable, superior al 90%.
− La remoción de los estrógenos depende de la
concentración de H2O2, a mayor concentración mayor remoción.
− Con el proceso no se generan productos
tóxicos.
Cédat et al (2016)
Agua Potable E1 No se
especifica
15W
1000
mj/𝑐𝑚2-
3200 mj/𝑐𝑚2
E1=80%
− A concentraciones altas de H2O2 se reduce
considerablemente la citotoxicidad de los
compuestos generados por la degradación de
los estrógenos mediante el proceso de UV/H2O2.
Huang et al
(2020)
2.2.3 Efectos del Tipo de solución a tratar
Por otro lado, otro factor de estudio fue el tipo de
solución a tratar. Para esto, se estudió la remoción de los
estrógenos con el proceso de acuerdo con la presencia de
cada hormona en una solución simple, binaria y combinada.
Para las soluciones con hormonas separadas, es decir
soluciones simples, se pudo determinar que el proceso tiene
una tasa de degradación para E2 y EE2 mayor que para E1,
esto implica que estos compuestos se degradan más rápido
que E1 (Cedat et al., 2016). Sin embargo, para soluciones
terciarias, en donde había presencia de E1, E2 y EE2, se pudo
determinar que E1 se remueve con mayor velocidad que E2
y EE2. Por ejemplo, en los estudios con soluciones terciarias
de Ma et al (2015) se encontró que para una concentración
inicial de 50 µg/L del compuesto y un tratamiento con 10
mg/L de H2O2 la remoción de E1 duró 50 minutos, con
relación a E2 y EE2 que tardaron 120 minutos en ser
removidos.
Por otro lado, algunos autores han medido la diferencia
de la eficacia del tratamiento en aguas naturales de ríos y
agua desionizada. Así pues, han logrado encontrar que ha
sido posible una remoción de las hormonas femeninas en
ambos escenarios, sin embargo, la mayor remoción y
velocidad se ha logrado en agua desionizada (Chen et
al.,2007; Rosenfeldt et al., 2007; Sarkar 2014). El aumento
12
en el tiempo de remoción y eficacia en agua natural se debe
a que en estas muestras hay presencia de materia orgánica,
lo que produce que la velocidad de oxidación de las
hormonas femeninas se reduzca, ya que esta materia
orgánica interactúa con los radicales hidroxilos (HO*), lo
que hace que compita con las hormonas (Rosenfeldt et al.,
2007; Chen et al., 2007)
Finalmente, algunos estudios se enfocaron
exclusivamente en la efectividad del tratamiento POA con
UV/H2O2 en agua potable en condiciones reales, es decir, se
utilizó una muestra típica de agua potable con las
condiciones normales de pH, temperatura, entre otras.
Logrando establecer que la remoción mediante el proceso
estudiado sigue siendo efectiva y puede lograr una remoción
de más del 80% de los estrógenos. (Ma et al., 2015; Cédat et
al., 2016; Huang et al., 2020).
3. Conclusiones
Se realizó una revisión bibliográfica acerca de la
efectividad del tratamiento con carbón activado (CA) y
métodos de oxidación de avanzada ultravioleta/peróxido de
hidrógeno (UV/H2O2) para la remoción de E1, E2, E3 y EE2
con énfasis en el tratamiento de agua potable para
incrementar su aseguramiento.
Debido a los efectos adversos de las hormonas femeninas
en personas, animales y medio ambiente a concentraciones
bajas (0.7 ng/L), se encontró que es necesaria la
implementación de sistemas de tratamiento terciarios con el
fin de incrementar la calidad del agua para las personas.
La remoción de E1, E2, E3 y EE2 en agua potable es
posible mediante el tratamiento con carbón activado (CA) y
métodos de oxidación de avanzada ultravioleta/peróxido de
hidrógeno (UV/H2O2). Puesto que, permiten una remoción
de más del 90% en la muestra. Por otro lado, existen diversos
parámetros para tener en cuenta antes de realizar un correcto
uso de estos tratamientos. Dado que, de esto depende la
eficiencia de los procesos. Se encontró que ambos procesos
tienen ventajas y desventajas, siendo el tratamiento con CA
de menor costo. Sin embargo, se puede saturar. A diferencia
de método de oxidación de avanzada ultravioleta/peróxido
de hidrógeno (UV/H2O2) que no se satura y logra una
remoción efectiva. Sin embargo, este proceso tiene mayores
costos asociados, así como la degradación de las hormonas
iniciales en productos que dependiendo de la dosis de
radiación ultravioleta del sistema pueden ser citotóxicos y
afectar en igual o mayor medida que las hormonas iniciales.
Esto último sigue en estudio por parte de los investigadores.
AGRADECIMIENTOS
En primer lugar, quiero expresar mi gratitud al Ingeniero
Manuel Rodríguez Susa, por su guía y orientación durante
este proceso de investigación. Así mismo, agradecer a mis
padres, en especial a mi madre por su apoyo incondicional y
a mis abuelos; no sería nada sin ellos.
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