*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.**

jd.valencia10@uniandes.edu.co

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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