En todas las aplicaciones de tratamiento de agua destinadas a mitigar los contaminantes microbianos o químicos mediante la adición de productos químicos, el concepto de dosis es primordial para determinar la eficacia del tratamiento y las recomendaciones del proceso para los niveles objetivo de tratamiento de contaminantes. 

Definición

La dosis se define como «una porción de una sustancia añadida durante un proceso», según el diccionario Merriam-Webster. Está incorporado en el concepto CT (que representa la concentración de desinfectante, o «C», multiplicada por el tiempo de exposición, o «T») utilizado por la Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. (EPA) para proporcionar una inactivación microbiana adecuada para cumplir con los requisitos de la técnica de tratamiento. Del mismo modo, cuando se utiliza una técnica de tratamiento físico, como la irradiación UV, la dosis se representa típicamente como un valor IT (irradiancia de la luz UV multiplicada por el tiempo de exposición). En particular, la dosis de UV se describe formalmente como fluencia, un término que transmite la energía UV incidente (es decir, la energía suministrada) en lugar de la energía UV absorbida (es decir, la energía responsable de la transformación de contaminantes).¹ 

Si bien la «I» a veces se describe como intensidad, la irradiancia es técnicamente más apropiada dada su definición como la potencia radiante total desde todas las direcciones en una superficie (W/m², o comúnmente mW/cm² en aplicaciones de desinfección UV).¹ A diferencia de la parte «C» de la TC para la desinfección química, que se puede medir directamente utilizando una variedad de técnicas analíticas, la determinación de la parte «I» de la fluencia UV no es un proceso sencillo y puede ser bastante complicado en aplicaciones a gran escala.² 

Inicialmente, la cuantificación de la fluencia UV necesaria para lograr un nivel objetivo de mitigación de contaminantes a menudo se realiza mediante pruebas a escala de laboratorio. Por ejemplo, las pruebas a escala de banco se pueden utilizar para determinar la fluencia UV necesaria para lograr la inactivación de 4 log del adenovirus. James Bolton y Karl Linden (2003)¹ desarrollaron un método estándar histórico para cuantificar la fluencia UV en experimentos a escala de laboratorio, incluidas las especificaciones para el aparato de prueba y la determinación de la irradiancia. Antes de este desarrollo, el proceso de determinación de la irradiancia UV y la fluencia correspondiente no siempre estaba claro. 

Utilizando el enfoque de Bolton y Linden, se utiliza un haz colimado para estandarizar la entrega de fluencia UV a la muestra de agua. (Véase la ilustración.) Usando un haz colimado, la dispersión de la salida UV se minimiza a medida que la luz se dirige hacia abajo por un colimador largo para irradiar una superficie horizontal, con la intención de que la luz se colime en haces cuasi-paralelos normales al punto de aplicación. 

Por lo general, la irradiancia se mide directamente con un radiómetro, con el cabezal del detector colocado a la misma altura que la superficie de la muestra de agua que se va a tratar mediante el sistema de escala de laboratorio. Los radiómetros y sus detectores deben ser calibrados periódicamente, normalmente por un tercero. El radiómetro cuantifica la irradiancia incidente con el agua en el centro del haz (E0). Se emplean varios factores de corrección para tener en cuenta la irradiancia media en el agua, que es la mejor estimación de la tasa de fluencia media a la que está expuesta la muestra. (Consulte la lista de factores de corrección). La irradiancia ajustada se utiliza para calcular la fluencia real aplicada a la muestra (IT). Para una lámpara UV de baja presión (emisión casi monocromática a 254 nanómetros, o 254 nm), los factores de corrección se pueden incorporar para calcular la tasa de fluencia germicida promedio, Eₐvₑ usando la ecuación mostrada. Multiplicando la irradiancia ajustada (tasa de f luencia) por el tiempo de exposición en segundos se obtiene la fluencia UV (mJ/cm²).¹ 

Ecuación: E’ₐvₑ=E₀*RF*PF*WF*DF, donde E0 = lectura del medidor del radiómetro en el centro de la antena a la altura de la superficie de la muestra (mW/cm²). Los factores de corrección se describen en la lista de factores de corrección. Para las emisiones policromáticas, multiplique también la ecuación por SF y GF. 

Factores de corrección para el cálculo de la irradiancia UV utilizando fuentes UV monocromáticas y policromáticas. ¹ 

FACTORES DE CORRECCIÓN PARA LÁMPARAS UV MONOCROMÁTICAS DE BAJA PRESIÓN

• Factor de reflexión (RF): A medida que la luz ultravioleta pasa del aire al agua, una fracción de la luz se refleja en la superficie del agua. La RF representa la fracción de la luz que entra en el agua, a menudo representada como 0,975 para las interfaces aire-agua. 
• Factor de Petri (PF): La irradiancia puede variar a lo largo de la superficie de la muestra. El PF da cuenta de la variación tomando la relación entre el promedio de la irradiancia incidente sobre el área de la muestra, a menudo en una placa de Petri, medida mediante la toma sistemática de mediciones a intervalos de cinco milímetros sobre el área de la placa de Petri, dividiendo por la irradiancia en el centro, y promediando estas proporciones. Los haces bien diseñados apuntan a un PF superior a 0,9. 
• Factor de agua (WF): Las matrices de agua pueden contener especies que absorben UV en la longitud de onda emitida, en cuyo caso se debe aplicar un WF para tener en cuenta el cambio en la irradiancia. Para muestras completamente mezcladas: WF=(1-10⁻al)/(al*ln(10)), donde a = coeficiente de absorción decádico (cm⁻¹) y l = longitud del trayecto vertical del agua (cm). 
• Factor de divergencia (DF): Divergencia media del haz UV: DF=L/(L+l’), donde L = distancia entre la lámpara UV y la superficie del agua y l = longitud de la trayectoria vertical del agua (cm). 

FACTORES DE CORRECCIÓN ADICIONALES NECESARIOS PARA SALIDAS UV POLICROMÁTICAS

• Factor del sensor (SF): Sensibilidad del detector a una longitud de onda de luz de 254 nm dividida por la sensibilidad media ponderada del detector para longitudes de onda de 200 a 300 nm. 
• Factor germicida (GF): El efecto germicida de las diferentes longitudes de onda de luz varía y se explica por el GF, que son los espectros de absorbancia en el rango de longitudes de onda para el contaminante objetivo (o los espectros de absorbancia del ADN se utilizan a menudo como indicador para estudios de inactivación microbiana). 

El uso de un haz colimado y las técnicas comúnmente asociadas basadas en radiómetros para determinar la fluencia UV para una aplicación dada es bastante efectivo en entornos de laboratorio estrictamente controlados. Sin embargo, en aplicaciones prácticas (por ejemplo, agua potable, aguas residuales, suministro de agua secundario, entornos de suministro de agua a pequeña escala),³ pueden ser necesarios enfoques alternativos para determinar la fluencia y establecer la confiabilidad del sistema UV. Con este objetivo, se han establecido diferentes versiones de normas para regular la fluencia en diferentes aguas y servir como referencias para el diseño, mantenimiento y operación a largo plazo de los sistemas UV, incluido el Manual de orientación de desinfección ultravioleta para el largo plazo 2 Regla mejorada de tratamiento de aguas superficiales (EPA de EE. UU.), Pautas de desinfección ultravioleta para agua potable y reutilización de agua (Instituto Nacional de Investigación del Agua), Dispositivos de desinfección UV para el suministro de agua potable (Unión Alemana de Gestión de Gas y Agua), y plantas para la desinfección de agua mediante radiación ultravioleta (ӦNORM). 

Mientras que los reactores UV ideales (abordados mediante el sistema de prueba de haz colimado) proporcionan la misma fluencia a todos los contaminantes en el agua, los reactores UV realistas proporcionan una distribución de fluencias causada por campos ópticos y patrones de flujo de agua no uniformes. En estos casos, se utiliza una dosis equivalente de reducción (RED) para representar la fluencia equivalente entregada a todos los contaminantes. En consecuencia, la determinación de la distribución de la fluencia, así como la RED, es importante en el diseño del reactor y en la validación del sistema UV de terceros. Para este fin, se pueden aplicar enfoques como la biodosimetría, la simulación de modelos, las microesferas teñidas y el modelo-detector (según lo revisado por Sun et al., 2022).²

La biodosimetría se utiliza a menudo para validar la desinfección UV dado que evalúa directamente la inactivación microbiana; sin embargo, esta técnica no puede medir la distribución de la fluencia de un sistema UV. A menudo, se prueban microorganismos sustitutos no patógenos en lugar de patógenos más peligrosos transmitidos por el agua con los que es difícil trabajar, como Cryptosporidium, Giardia y adenovirus. La biodosimetría requiere pruebas iniciales en entornos bien controlados, por ejemplo, utilizando un haz colimado a escala de banco para evaluar el comportamiento dosis respuesta del microbio en respuesta a un rango de fluencias UV. Utilizando las mismas condiciones que las pruebas a escala de banco (por ejemplo, concentración microbiana, caudal, transmitancia UV), se realizan pruebas a escala real para evaluar las relaciones de inactivación microbiana. La comparación de las pruebas de banco y a escala real permite la estimación de la RED en las condiciones de funcionamiento, pero no puede proporcionar una determinación de la fluencia en tiempo real ni un seguimiento a largo plazo del sitio. Esto es útil para determinar la eficacia de la desinfección, pero se limita al microorganismo específico y a las condiciones probadas. Esto subraya la necesidad de seleccionar sustitutos microbianos apropiados, con opciones comunes que incluyen E. coli, esporas de B. subtilis y MS2. El cultivo de estos microbios para satisfacer las necesidades de pruebas a gran escala puede ser costoso y laborioso.²

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA, por sus siglas en inglés) recomienda la simulación de modelos para evaluar el rendimiento de los rayos UV y los cambios en las condiciones operativas.²,⁴ Dichas simulaciones incluyen predicciones tanto del campo óptico como del campo de fluidos, el último de los cuales se modela utilizando dinámica de fluidos computacional. Se han desarrollado varias técnicas para modelar campos ópticos, incluida la suma de fuentes puntuales, la integración de fuentes en línea, la suma de fuentes de múltiples segmentos, la emisión volumétrica de fuentes extensivas y los modelos de emisión difusa superficial. 

Independientemente de la selección del modelo, se necesita una validación experimental posterior, que se puede realizar utilizando enfoques como actinómetros esféricos, microesferas de fluorescencia, un detector de carburo de silicio o un detector de sílice microfluorescente. Se ha desarrollado software comercial para integrar el modelado óptico y de fluidos en el diseño de reactores UV. El uso de estos enfoques puede ser más económico en comparación con la biodosimetría; sin embargo, los modelos no pueden tener en cuenta fácilmente las incertidumbres en los parámetros de entrada, como los campos de flujo, la salida de la lámpara UV, el ensuciamiento y la temperatura del agua.² 

Las microesferas teñidas ofrecen un enfoque para evaluar el efecto combinado de la óptica y los fluidos en un reactor UV, en el que un compuesto sensible a los rayos UV se une a una microesfera sintética de tamaño y concentración similares al microorganismo objetivo. Una vez que el compuesto es activado por los rayos UV, emite fluorescencia, lo que permite una rápida detección y desarrollo de relaciones utilizadas para determinar la fluencia de los rayos UV. Los resultados de este tipo de prueba se comparan favorablemente con las evaluaciones de biodosimetría del RED, con el beneficio adicional de medir el campo óptico del sistema UV y plantear menos problemas de seguridad microbiana. Sin embargo, se debe tener cuidado al evaluar la reactividad de la fuente de agua con el compuesto fluorescente, ya que la autofluorescencia puede provocar imprecisiones. El método de microesferas teñidas se propuso inicialmente para abordar algunas de las limitaciones asociadas con el enfoque de actinometría química común para las mediciones de radiación. 

Un actinómetro es «cualquiera de los diversos instrumentos para medir la intensidad de la radiación incidente», según Meriam-Webster. Los actinómetros químicos como el ferrioxalato de potasio, el peroxodisulfato de potasio, el yoduro de potasio y la uridina se han empleado ampliamente para proporcionar mediciones de radiación absoluta estables y precisas. Sin embargo, no se pueden utilizar para determinar la distribución de la fluencia o el RED, lo que puede impedir las pruebas UV en sistemas reales.² 

El uso del método de modelo-detector para determinar la fluencia en tiempo real en un reactor UV consiste en un modelado computacional de dinámica de fluidos que incorpora parámetros como el caudal, la transmitancia UV, la potencia de salida de la lámpara y el ensuciamiento del manguito, con mediciones reales del detector. Sin embargo, tanto la potencia real de salida de la lámpara como el ensuciamiento del manguito son difíciles de evaluar en tiempo real, y los valores asumidos se utilizan comúnmente en el modelo. Este método permite la estimación de la fluencia in situ, pero su fiabilidad depende de la posición optimizada del detector para facilitar estimaciones precisas de la fluencia en tiempo real.² 

Cada uno de los enfoques descritos aquí ofrece beneficios en diferentes aplicaciones. Específicamente, las pruebas de haz colimado a escala de banco son útiles para establecer modelos iniciales de dosis-respuesta, incluidas las tasas cinéticas de degradación de contaminantes. La simulación de modelos es útil para ayudar con el diseño de reactores UV. Los enfoques de biodosimetría y microesferas teñidas son muy adecuados para la validación de reactores UV. Para el monitoreo a largo plazo del rendimiento del reactor, el método de modelo-detector es apropiado, aunque su desarrollo relativamente reciente requiere una validación más exhaustiva en escenarios realistas. 

Referencias 1. J.R. Bolton y K.G. Linden. «Estandarización de métodos para la determinación de la fluencia (dosis UV) en experimentos UV a escala de laboratorio», Journal of Environmental Engineering 129, no. 3 (marzo de 2003): 209-15. 2. Z. Sun et al. «Una revisión de los métodos de determinación de fluencia para reactores UV: garantizar la confiabilidad de la desinfección UV», Chemosphere 286, Parte 1 (enero de 2022), 131488. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2021.131488. 3. K. Song et al. «Aplicación de diodos emisores de luz ultravioleta (UV-LED) para la desinfección del agua: una revisión», Water Research 94 (mayo de 2016): 341 49. https://doi.org/10.1016/j.watres.2016.03.003. 4. Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. Manual de orientación de desinfección ultravioleta para la regla final de tratamiento de aguas superficiales mejorada a largo plazo 2, Washington, D.C., 2006; Vol. EPA 815-R- https://nepis.epa.gov/Exe/ZyNET.exe/600006T3.TXT?ZyActionD=ZyDocument& Client=EPA&Index=2006+Thru+2010&Docs=&Query=&Time=&EndTime=&Sear chMethod=1&TocRestrict=n&Toc=&TocEntry=&QField=&QFieldYear=&QFieldM onth=&QFieldDay=&IntQFieldOp=0&ExtQFieldOp=0&XmlQuery=. 

Acerca del autor 

La Dra. Brooke K. Mayer es profesora asociada en el Departamento de Ingeniería Civil, de la Construcción y del Medio Ambiente como parte de la Facultad de Ingeniería Opus de la Universidad de Marquette. Tiene licenciaturas, maestrías y doctorados en ingeniería civil con énfasis en ingeniería ambiental de la Universidad Estatal de Arizona. Es una ingeniera profesional registrada en el estado de Arizona.

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