protocolo de vigilancia de calidad del aire (1)

INSTITUTO DE HIDROLOGÍA, METEOROLOGÍA Y ESTUDIOS AMBIENTALES

IDEAM

PROTOCOLO PARA LA VIGILANCIA Y SEGUIMIENTO DEL MODULO AIRE DEL SISTEMA DE INFORMACIÓN

AMBIENTAL

BOGOTÀ. D. C., SEPTIEMBRE 20/2005

PROTOCOLO PARA LA VIGILANCIA Y SEGUIMIENTO DEL MODULO AIRE DEL SISTEMA DE INFORMACIÓN AMBIENTAL

CARLOS COSTA POSADA Director General CESAR BUITRAGO GOMEZ Subdirector de Estudios Ambientales Preparación: Ing. Gabriel Herrera

Edición: Ing. Gabriel Herrera Ing. Luís Barreto

Instituto de Hidrología Meteorología y Estudios Ambientales - IDEAM. Carrera 10 No. 20-30 PBX 3 527 160

Bogotá D. C., Septiembre 20/2005

AGRADECIMIENTOS Esta guía es el resultado final del trabajo del ingeniero Gabriel Herrera Torres mediante el contrato de consultoría No. 023-2004 y de los trabajos previos de los ingenieros Boris Galvis (contrato de consultoría No. 161-2002) y Eder Pedraza (contrato de consultoría No. 163-2002), el cual contó con la participación del ingeniero Luís R. Barreto funcionario de la subdirección de Estudios Ambientales. La interventoría estuvo a cargo del ingeniero Cesar Buitrago, subdirector de Estudios Ambientales. Esta guía es el resultado del esfuerzo de muchas personas, quienes participaron en la revisión del contenido con observaciones, aportes y sugerencias de los cuales destacamos a los funcionarios de las siguientes entidades:

• Ministerio del Ambiente Vivienda y Desarrollo Territorial - MAVDT • Corporación Autónoma regional del Magdalena – CORPAMAG • Corporación Autónoma regional de la Guajira- CORPOGUAJIRA • Corporación Autónoma regional del Cesar – CORPOCESAR • Corporación Autónoma regional del Alto Magdalena – CAM • Corporación Autónoma regional del Atlántico – CRA • Corporación Autónoma regional de la Frontera Nororiental – CORPONOR • Corporación Autónoma regional del Cauca – CRC • Corporación Autónoma regional del Valle del Cauca – CVC • Corporación Autónoma regional de Cundinamarca - CAR • Corporación Autónoma regional de Defensa de la meseta de Bucaramanga - CDMB • Corporación Autónoma regional del Tolima – CORTOLIMA • Corporación Autónoma regional de Boyacá. - CORPOBOYACÁ • Corporación Autónoma regional de las cuencas de los rios Rionegro y Nare- CORNARE • Área Metropolitana del Valle de Aburrá – AMVA • Departamento Administrativo del Medio ambiente - DAMA • Departamento Administrativo para la Gestión del Medio ambiente - DAGMA

INDICE DE CONTENIDO

1 OBJETIVOS PARA LA VIGILANCIA Y SEGUIMIENTO DE LA CALIDAD DEL AIRE ............................................... 1 1.1 OBJETIVOS GENERALES................................................................................................................................. 1 1.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS............................................................................................................................... 2

1.2.1 DETERMINAR EL CUMPLIMIENTO DE LAS NORMAS LOCALES DE LA CALIDAD DEL AIRE Y EVALUAR LAS ESTRATEGIAS DE CONTROL DE LAS AUTORIDADES AMBIENTALES ....................... 2

1.2.2 ACTIVAR LOS PROCEDIMIENTOS DE CONTROL EN SITUACIONES DE EMERGENCIA..................... 2 1.2.3 EVALUAR EL RIESGO PARA LA SALUD HUMANA .................................................................................. 2 1.2.4 INVESTIGAR QUEJAS CONCRETAS ........................................................................................................ 3 1.2.5 DETERMINAR POSIBLES RIESGOS PARA EL MEDIO AMBIENTE......................................................... 3 1.2.6 VALIDAR LOS MODELOS DE CALIDAD DEL AIRE................................................................................... 3 1.2.7 OBSERVAR LAS TENDENCIAS A MEDIANO Y LARGO PLAZO .............................................................. 3 1.2.8 OBTENER INFORMACIÓN QUE SIRVA DE BASE PARA PLANIFICAR EL USO DEL SUELO ................ 4

1.3 OBJETIVO DE LA CALIDAD DE LOS DATOS................................................................................................... 4 2 MARCO LEGAL PARA LA CALIDAD DEL AIRE ....................................................................................................... 5

2.1 NORMATIVIDAD NACIONAL VIGENTE ............................................................................................................ 5 2.2 NORMAS INTERNACIONALES DE REFERENCIA. .......................................................................................... 5

3 JUSTIFICACIÓN DE LOS PROGRAMAS DE VIGILANCIA Y EVALUACIÓN DE CALIDAD DEL AIRE ................... 5 3.1 OBJETIVOS PARA LA UBICACIÓN DE ESTACIONES EN UNA RVCA ........................................................... 6 3.2 PROCEDIMIENTO DE DISEÑO BÁSICO DE UNA RED DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE. .......... 7

3.2.1 FASE DE DIAGNOSTICO INICIAL.............................................................................................................. 7 3.2.2 FASE DE ELABORACIÓN DE DISEÑO FINAL........................................................................................... 9

3.3 PAUTAS GENERALES PARA EL DISEÑO DETALLADO DE RVCAS .............................................................. 9 3.3.1 SELECCIÓN DEL NÚMERO DE ESTACIONES DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE ................. 9

3.4 CRITERIOS PARA ESTABLECER LA DISTRIBUCIÓN DE LOS SITIOS DE VIGILANCIA EN UNA RVCA.... 11 3.4.1 MICROLOCALIZACIÓN DE LOS SITIOS DE VIGILANCIA....................................................................... 12

3.5 EVALUACIÓN METEOROLÓGICA EN LOS PROGRAMAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE... 15 3.6 SELECCIÓN Y UBICACIÓN DE LOS SENSORES METEOROLÓGICOS....................................................... 15 3.7 SELECCIÓN DE LAS TÉCNICAS DE MUESTREO EN LA RVCA................................................................... 16 3.8 ESTRATEGIA DE MUESTREO PARA LA RVCA............................................................................................. 18

3.8.1 DURACIÓN DEL PROGRAMA.................................................................................................................. 19 3.8.2 FRECUENCIA DE MUESTREO ................................................................................................................ 19 3.8.3 TIEMPO DE TOMA DE MUESTRA ........................................................................................................... 19 3.8.4 DEFINICIÓN DE CAMPAÑAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE........................................... 20

3.9 RECOMENDACIONES GENERALES PARA SELECCIÓN DE EQUIPOS ...................................................... 20 4 RECURSOS NECESARIOS PARA EL MONTAJE, OPERACIÓN Y SEGUIMIENTO DE LA RED. ........................ 21

4.1 CONSIDERACIONES GENERALES SOBRE LA ESTIMACIÓN DE COSTOS................................................ 21 4.1.1 DISEÑO DE LA RVCA Y SELECCIÓN DE SITIOS.................................................................................. 21 4.1.2 INSTALACIÓN DE LAS ESTACIONES..................................................................................................... 22 4.1.3 COSTOS DE LA VIGILANCIA ................................................................................................................... 22 4.1.4 COSTOS DEL ANÁLISIS .......................................................................................................................... 23 4.1.5 COSTOS DE MANTENIMIENTO DE LOS EQUIPOS ............................................................................... 23 4.1.6 COSTOS DEL PROCESAMIENTO DE DATOS Y REPORTE DE INFORMACIÓN.................................. 23 4.1.7 COSTOS DE ADQUISICIÓN DE DATOS.................................................................................................. 24 4.1.8 PROCESAMIENTO DE DATOS................................................................................................................ 24 4.1.9 VALIDACIÓN DE DATOS.......................................................................................................................... 24 4.1.10 COSTOS DEL REPORTE DE DATOS...................................................................................................... 24 4.1.11 COSTOS COMBINADOS DE MANEJO DE DATOS. ................................................................................ 25 4.1.12 COSTOS DEL CONTROL Y ASEGURAMIENTO DE LA CALIDAD.......................................................... 25 4.1.13 COSTOS DE ADMINISTRACIÓN Y GESTIÓN ......................................................................................... 25

4.2 TALENTO HUMANO NECESARIO PARA UNA RED DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE. ............. 25 5 DEFINICIÓN DE INDICADORES PARA LA VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE. ......................................... 26

5.1 GENERALIDADES. .......................................................................................................................................... 26 5.2 RELACIÓN ENTRE INDICADORES E ÍNDICES.............................................................................................. 26 5.3 ANTECEDENTES............................................................................................................................................. 27

5.3.1 INDICADORES AMBIENTALES................................................................................................................ 27 5.4 MODELOS PARA EL ESTABLECIMIENTO DE INDICADORES ..................................................................... 27 5.5 INDICADORES DE CALIDAD DEL AIRE ......................................................................................................... 27

5.5.1 INDICADORES DE PRESIÓN................................................................................................................... 27 5.5.2 INDICADORES DE ESTADO .................................................................................................................... 28 5.5.3 INDICADORES DE RESPUESTA O ACCIÓN .......................................................................................... 28 5.5.4 INDICADORES DE EXPOSICIÓN............................................................................................................. 29

5.5.5 INDICADORES DE EFECTOS EN LA SALUD.......................................................................................... 30 5.6 ÍNDICES DE CALIDAD DEL AIRE ................................................................................................................... 30 5.7 EXPERIENCIAS DEL PAÍS .............................................................................................................................. 31

5.7.1 ÍNDICE BOGOTANO DE CALIDAD DEL AIRE – IBOCA.......................................................................... 31 5.7.2 ÍNDICE DE CALIDAD DE AIRE DE ÁREA METROPOLITANA DE BUCARAMANGA – IBUCA............... 32 5.7.3 ÍNDICE DE CALIDAD ATMOSFÉRICA -ICA- PARA EL VALLE DE ABURRÁ.......................................... 33

5.8 EXPERIENCIAS DE OTROS PAÍSES.............................................................................................................. 34 5.8.1 CHILE: ÍNDICE DE CALIDAD DEL AIRE POR PST (ICAP)...................................................................... 34 5.8.2 MÉXICO: ÍNDICE METROPOLITANO DE LA CALIDAD DEL AIRE - IMECA........................................... 35 5.8.3 ESTADOS UNIDOS:.................................................................................................................................. 35

5.9 ÍNDICE NACIONAL DE CALIDAD DEL AIRE................................................................................................... 36 5.9.1 PROCEDIMIENTO PARA LA DEFINICIÓN DE INDICADORES E ÍNDICES: ........................................... 36 5.9.2 CRITERIOS PARA TENER EN CUENTE EN EL DISEÑO Y/O SELECCIÓN DE INDICADORES ........... 37

6 ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE CALIDAD DEL AIRE.................................................................................... 37 6.1 OBJETIVOS DEL PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE CALIDAD ..................................... 38 6.2 PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE LA CALIDAD PARA EL VIGILANCIA DE LA CALIDAD

DEL AIRE ......................................................................................................................................................... 38 6.3 SECUENCIA METODOLÓGICA DE IMPLEMENTACIÓN................................................................................ 39

6.3.1 PLANEACIÓN............................................................................................................................................ 39 6.3.2 IMPLEMENTACIÓN .................................................................................................................................. 40 6.3.3 EVALUACIONES....................................................................................................................................... 40 6.3.4 REPORTES............................................................................................................................................... 40

6.4 CARACTERÍSTICAS ORGANIZATIVAS DE UN PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE LA CALIDAD .......................................................................................................................................................... 41

6.5 OBJETIVOS DE CALIDAD DE DATOS............................................................................................................ 41 6.6 ESTABLECIMIENTO DE LOS OBJETIVOS DE CALIDAD DE DATOS ........................................................... 42

7 PERFIL DEL PERSONAL Y ENTRENAMIENTO..................................................................................................... 43 7.1 PERFIL DEL PERSONAL................................................................................................................................. 43

7.1.1 PROGRAMA DE ENTRENAMIENTO....................................................................................................... 43 7.1.2 ESTRATEGIAS Y TÉCNICAS DE VIGILANCIA ........................................................................................ 43 7.1.3 ELABORACIÓN DE PROCEDIMIENTOS ................................................................................................. 43 7.1.4 OPERACIÓN DE LA RVCA....................................................................................................................... 43 7.1.5 VISITAS REGULARES.............................................................................................................................. 43 7.1.6 VERIFICACIÓN DE SPAN Y CERO.......................................................................................................... 44 7.1.7 CALIBRACIÓN DE EQUIPOS ................................................................................................................... 44 7.1.8 VERIFICACIÓN DEL DESEMPEÑO ......................................................................................................... 45 7.1.9 AUDITORIAS INTERNAS Y EXTERNAS .................................................................................................. 45

7.2 ACOPIO, REVISIÓN Y VALIDACIÓN DE DATOS ........................................................................................... 46 7.2.1 ACOPIO..................................................................................................................................................... 46 7.2.2 REVISIÓN ................................................................................................................................................. 46 7.2.3 VALIDACIÓN............................................................................................................................................. 46

8 DEFINICIÓN DE CAMPAÑAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE. ........................................................ 50 9 EVENTOS DE CAPACITACIÓN.............................................................................................................................. 50 10 INFORMES SOBRE LA CALIDAD DEL AIRE. CONTENIDO DEL INFORME ANUAL DE CALIDAD DEL AIRE.... 51

10.1 FORMATOS NACIONALES DE REPORTE DE CALIDAD DEL AIRE.............................................................. 51 10.1.1 INFORMACIÓN SOBRE LAS REDES....................................................................................................... 51 10.1.2 INFORMACIÓN SOBRE LAS ESTACIONES............................................................................................ 51 10.1.3 INFORMACIÓN SOBRE LA CONFIGURACIÓN DE LAS MEDICIONES POR COMPUESTO................. 52 10.1.4 CONTENIDO DEL INFORME ANUAL NACIONAL DE CALIDAD DEL AIRE............................................ 52

11 MANEJO Y CUSTODIA DE LA MUESTRA ............................................................................................................. 53 11.1 MANEJO DE LA MUESTRA ............................................................................................................................. 53

11.1.1 ETIQUETADO E IDENTIFICACIÓN DE LA MUESTRA ............................................................................ 53 11.1.2 COLECCIÓN DE LA MUESTRA................................................................................................................ 54 11.1.3 TRANSPORTE .......................................................................................................................................... 54 11.1.4 CADENA DE CUSTODIA .......................................................................................................................... 55

12 BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................................................................ 57 DETERMINACION DE LA CONCENTRACION DE PARTICULAS SUSPENDIDAS EN EL AIRE AMBIENTE POR EL MÉTODO PM10 ............................................................................................................................................................... 60 METODO COLORIMETRICO PARA ANALISIS DE DIOXIDO DE NITROGENO EN LA ATMOSFERA (PROMEDIO DE 24 HORAS) ..................................................................................................................................................................... 66 METODO DE ENSAYO PARA MONOXIDO DE CARBONO EN EL AIRE AMBIENTE (MEDICION CONTINUA MEDIANTE ESPECTROMETRIA INFRARROJA NO DISPERSIVA).............................................................................. 69

PRINCIPIO DE MEDICIÓN Y PROCEDIMIENTO DE CALIBRACIÓN PARA LA MEDICIÓN DE OZONO EN LA ATMÓSFERA 76 RECOLECCION Y MEDICION DE PARTICULAS DE POLVO SEDIMENTABLES........................................................ 80 DETERMINACION DE LA CONCENTRACION DE PARTICULAS SUSPENDIDAS EN LA ATMOSFERA POR EL METODO DE ALTO VOLUMEN ..................................................................................................................................... 85 DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MASICA DE OZONO. METODO DE QUIMIOLUMINISCENCIA......... 97 DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MASICA DE DIOXIDO DE AZUFRE. METODO DE TETRACLORUROMERCURATO (TCM)/PARARROSANILINA ................................................................................... 103 DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MASICA DE OXIDOS DE NITROGENO. METODO DE QUIMIOLUMINISCENCIA............................................................................................................................................. 110

ÍNDICE DE TABLAS Tabla 1. Norma de Calidad del Aire .............................................................................................................................. 5 Tabla 2. Valores Guía Recomendados por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos – USEPA........... 5 Tabla 3. Escalas de Vigilancia. ..................................................................................................................................... 6 Tabla 4. Relación entre Escalas de vigilancia y objetivos. ............................................................................................ 6 Tabla 5. Escalas para cada contaminante. ................................................................................................................... 7 Tabla 6. Criterios recomendados para la ubicación de estaciones de vigilancia atmosférica. ...................................... 7 Tabla 7. Promedio Sugerido de Estaciones de Vigilancia en Zonas Urbanas según la Densidad de Población ....... 10 Tabla 8. Promedio mínimo sugerido de sitios de vigilancia......................................................................................... 10 Tabla 9. Determinación del número de estaciones mínimas, según CETESB............................................................ 10 Tabla 10. Resumen de criterios para ubicación de toma muestras y caminos de medición. ........................................ 13 Tabla 11. Distancia mínima de separación entre toma muestras o caminos de medición y vías vehiculares............... 13 Tabla 12 Equipo utilizado para la medición de los parámetros meteorológicos........................................................... 16 Tabla 13. Características de las diferentes técnicas de medición................................................................................. 17 Tabla 14. Utilidad de las metodologías para vigilancia de calidad del aire .................................................................. 18 Tabla 15. Análisis de metodologías de índices ambientales sectoriales....................................................................... 31 Tabla 16. Normas de Calidad del Aire para Bogotá Utilizadas en el Cálculo del IBOCA.............................................. 32 Tabla 17. Normas de Calidad del Aire para Bogotá Utilizadas en el Cálculo del IBUCA .............................................. 33 Tabla 18. Índice de Calidad Ambiental y Categorización Atmosférica para las Partículas Suspendidas Totales en el

Valle de Aburrá ............................................................................................................................................. 34 Tabla 19. Comparación entre los diferentes índices Nacionales................................................................................... 34 Tabla 20 Puntos de quiebre del IMECA....................................................................................................................... 35 Tabla 21. Criterios para la selección de indicadores..................................................................................................... 37 Tabla 22. Desarrollo de un programa de aseguramiento de calidad............................................................................ 39 Tabla 23. Procedimientos de calibración. ..................................................................................................................... 45 Tabla 24. Factores de conversión................................................................................................................................. 53

INDICE DE FIGURAS Figura 1. Programa de gestión de la calidad del aire. ....................................................................................................... 5 Figura 2. Importancia de establecer objetivos................................................................................................................... 6 Figura 3. Ilustración de las recomendaciones para la ubicación de estaciones de vigilancia. ........................................ 12 Figura 4. Localización de sitios de vigilancia de PM10 y PM 2.5 ....................................................................................... 14 Figura 5 .Disposición teórica de las estructuras de la capa límite sobre una ciudad (Oke 1984, presentado por

TAESLER, 1988). ............................................................................................................................................. 15 Figura 6. Pirámide de la información............................................................................................................................... 27 Figura 7. Indicadores de Presión-Estado-Respuesta de vigilancia de la Calidad del Aire .............................................. 29 Figura 8. Ciclo de los programas de AC para vigilancia de calidad del aire.................................................................... 39 Figura 9. Ejemplo etiqueta de la muestra........................................................................................................................ 54

Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales – IDEAM

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INTRODUCCIÓN

El propósito principal de éste documento, es el de ofrecer de manera particular a las Autoridades Ambientales responsables de la vigilancia y el control de la calidad del aire y de manera general a las personas ú entidades interesadas, una orientación básica para lograr el diseño de redes de vigilancia y seguimiento de la calidad del aire en zonas urbanas y/o industriales del País1. Así como los elementos básicos para el desarrollo de la operación de una red, del tratamiento, análisis, interpretación y presentación de la información de la calidad del aire recolectada por ella. En el se recogen los principales aspectos considerados en las publicaciones. “Air Monitoring programme design for urban and industrial areas”, publicación científica No. 33 de la Organización Mundial de la Salud (OMS), publicaciones científicas de la Agencia de Protección del Ambiente de los Estados Unidos (USEPA, en ingles) , “Air Monitoring survey desing” de K. Noll y T . Miller y a experiencias técnicas del personal técnico del IDEAM durante las diferentes actividades desarrolladas para la evaluación de la calidad del aire. Con ésta información se pretende dar unas respuestas generales a las siguientes preguntas: • ¿Por qué se evalúa la calidad del aire? • ¿Como debe efectuarse la vigilancia de la calidad

del Aire? • ¿Cuándo se debe establecer una red de vigilancia? • ¿Dónde se debe efectuar la vigilancia de la calidad

del Aire? • ¿Quien debe efectuar la evaluación de la calidad

del aire? • ¿Como se evalúa la calidad de los datos

obtenidos? Lo anterior con el fin de obtener el mayor beneficio en el conocimiento de la calidad del aire y sus tendencias con el menor costo económico posible.

1 OBJETIVOS PARA LA VIGILANCIA Y SEGUIMIENTO DE LA CALIDAD DEL AIRE

Los objetivos para la vigilancia de la calidad del aire, deben definirse de una forma concisa y clara, asimismo deben ser congruentes con las posibilidades técnicas y la realidad económica de la entidad, ciudad o región. Unos objetivos de vigilancia que sean difusos, muy restringidos o demasiados ambiciosos, resultarán en programas poco efectivos y costosos, con una mínima utilización de los datos. En esta circunstancia no es posible hacer un uso óptimo de los recursos disponibles. 1 De acuerdo al artículo No. 69 del decreto 948/95, el IDEAM tendrá a su cargo la realización de los estudios técnicos tendientes a estandarizar los métodos, procedimientos e instrumentos que se utilicen por las autoridades ambientales, por los laboratorios de diagnóstico ambiental y por los agentes emisores, para el control, vigilancia y medición de los fenómenos de contaminación del aire, y las demás que le corresponda ejercer en relación con el control de la contaminación atmosférica y la protección de la calidad del aire de acuerdo con la ley y los reglamentos.

1.1 OBJETIVOS GENERALES

Para definir los objetivos generales de la vigilancia se puede acudir a trabajos que sobre el particular, han adelantado entidades como la OMS, la US-EPA y otras entidades reguladoras ambientales del mundo. Entre los objetivos recomendados por la OMS2 encontramos los siguientes: • Determinar la exposición y evaluar el impacto en la

salud de la población. • Informar al público acerca de la calidad del aire y

del incremento de amenazas. • Determinar conformidades con estándares

nacionales o internacionales. • Proveer información para el manejo de la calidad

del aire, el planeamiento del tráfico y del uso del suelo.

• Identificar tendencias de los ecosistemas naturales. • Identificar y ubicar recursos naturales. • Orientar políticas de desarrollo y priorizar acciones

de manejo. • Desarrollar y validar herramientas de

administración (Sistemas de Información Geográfica y Modelos).

• Evaluar el impacto de recursos sobre áreas y puntos.

• Apreciar tendencias para identificar problemas futuros o progresos versus objetivos de administración y control.

Según la US-EPA3, los objetivos generales deben ser • Evaluar el cumplimiento de los estándares de

calidad de aire y / o el progreso logrado en este sentido.

• Activar procedimientos de control para prevenir o aliviar episodios de contaminación.

• Observar las tendencias de la polución en una región, incluyendo áreas no urbanas.

• Proveer bases de datos para investigación y evaluación de los efectos urbanos, de uso de tierras y transporte.

• Dar bases para planeación; desarrollo y evaluación de estrategias de control; y desarrollo y validación de modelos de difusión.

Antes de considerar el establecimiento de un programa de vigilancia de la calidad del aire es indispensable examinar detenidamente los anteriores objetivos a fin de que se puedan reunir los datos apropiados con un esfuerzo y costo mínimo. El programa básico de vigilancia proporcionará los datos esenciales necesarios para verificar el cumplimiento de las normas sobre la calidad del aire y por lo común, permitirá el desarrollo de un programa viable de control de la contaminación atmosférica. Normalmente en este tipo de vigilancia se

2 ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD. Desarrollado por Grupo de Expertos OMS de: Desarrollo Sostén ble y Ambiente Saludable (SDE), Departamento de Protección del Ambiente Humano (EHA), Programa de Medio Ambiente y Salud Ocupacional (PHE). “GUÍA DE CALIDAD DEL AIRE”. Ginebra. 2000. 3 EPA. Office of Air Quality Planning and Standards. Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development. August 1998.


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incluirán los contaminantes principales del aire, tales como partículas en suspensión (PST), dióxido de azufre (SO2), monóxido de carbono (CO), dióxido de nitrógeno (NO2) y oxidantes fotoquímicos expresados como ozono (O3). Los parámetros meteorológicos que deberían medirse son la velocidad (VV) y la dirección del viento (DV), temperatura (T) y humedad relativa (%HR) del aire. Precipitación para el lavado atmosférico, la radiación solar respecto a la formación de O3, NO2 y en general de niebla fotoquímica. Aunque es común que los objetivos de la calidad del aire con que se diseña una red puedan cambiar con el tiempo y las condiciones imperantes de contaminación atmosférica local ó regional, seguidamente, se detallan los objetivos más comúnmente empleados cuando se va a diseñar una red de vigilancia.

1.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

A partir del marco general que dan los objetivos generales, se destacan a continuación los siguientes objetivos específicos:

1.2.1 DETERMINAR EL CUMPLIMIENTO DE LAS NORMAS LOCALES DE LA CALIDAD DEL AIRE Y EVALUAR LAS ESTRATEGIAS DE CONTROL DE LAS AUTORIDADES AMBIENTALES

En el entendido que las normas de calidad del aire establecidas en el decreto 02 de 1982 y reconocidas por el decreto 948 de 1995, han sido fijadas teniendo como objetivo principal proteger la salud de la población, es decir para que los niveles de contaminantes atmosféricos se mantengan por debajo de tales limites y no se presenten efectos adversos para salud y bienestar de la población, la finalidad de la red en este caso, debería consistir en determinar las concentraciones de contaminantes en las principales áreas urbanas y comparar los resultados con las normas locales de calidad del aire, estableciendo el nivel de exposición a la cual se haya sometida la población general y efectuar el seguimiento de las mismas, de manera independiente al tipo de fuente que las genera y las condiciones meteorológicas de dispersión bajo las cuales, se lleva a cabo el fenómeno. El seguimiento que se efectué durante períodos cercanos a los cinco años, a los contaminantes determinados por las diferentes estaciones componentes de la red, permitirá a las autoridades ambientales, determinar la eficiencia y eficacia de las medidas de control implantadas, para reducir los niveles de contaminación aportados por las fuentes de emisión existentes en la zona de estudio. La red de vigilancia de la calidad del aire, deberá en lo posible, establecerse antes de que comiencen a funcionar los controles de emisiones para las fuentes. Puede realizarse con equipos manuales o automáticos, según la frecuencia estipulada por la normatividad para cada contaminante, por lo general se requiere determinar los promedios anuales y promedios de 24 horas. En ciertos casos, como en el del CO y el SO2, se necesitan promedios horarios.

1.2.2 ACTIVAR LOS PROCEDIMIENTOS DE CONTROL EN SITUACIONES DE EMERGENCIA

El Decreto 948 de 1995 faculta a las autoridades ambientales, a adoptar medidas preventivas cuando los niveles de contaminación en una determinada región ocasionen episodios que superen las normas de calidad del aire, por tanto, es necesaria para este tipo de medición una gran rapidez de asimilación de los datos, poco después que los contaminantes entran en contacto con los monitores. En este caso, las redes de vigilancia automáticas son ideales, porque permiten implementar medidas de control basadas en lecturas en tiempo real. Se recomienda tomar promedios horarios, para obtener información útil, fácilmente utilizable y comparable con las normas respectivas. Para mantener los equipos en el máximo punto de operación se debe disponer de personal suficiente para la operación de todas las estaciones durante la ocurrencia de los episodios o contar con un buen programa de mantenimiento que permita evitar cualquier tipo de falla en la recolección y / o transmisión de los datos. Posteriormente, a los reportes de la red, se debe integrar la información de las fuentes de emisión ubicadas dentro del área de influencia de la estación que ha reportado la anormalidad y la información meteorológica más cercana al área de exposición, a fin de preparar los modelos matemáticos de dispersión que permitan dimensionar en el tiempo y el espacio, el alcance de las medidas de control para manejar las situaciones episódicas y en un futuro poder pronosticar anticipadamente, situaciones de riesgo para la salud de la comunidad. El manejo de estas situaciones de emergencia para el recurso aire, es complicado y requiere de una coordinación inmediata de esfuerzos y recursos con otras instituciones del estado, como la policía, el ejército, la defensa civil y los diferentes cuerpos de socorro.

1.2.3 EVALUAR EL RIESGO PARA LA SALUD HUMANA

Los efectos de los contaminantes atmosféricos sobre la salud de la población, pueden agruparse en dos categorías: efectos agudos, generalmente observados en función de cambios drásticos en los índices de morbilidad y mortalidad por afecciones ó enfermedades asociadas a la contaminación del aire; y los efectos crónicos, que se van manifestando poco a poco en diferentes grupos de la población después de muchos años de exposición a contaminantes específicos del aire. Con respecto a los primeros, es indispensable la medición de los contaminantes a intervalos cortos; por lo común los periodos de muestreo de una a 24 horas son suficientes, pero para determinar exposiciones en el momento de concentraciones máximas tal vez se requiera obtener el promedio de observaciones durante periodos más cortos. En cuanto a los efectos crónicos, bastaran los promedios anuales, pero, puesto que


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puede ser procedente un conocimiento de las variaciones durante periodos de 24 horas, la integración de tales resultados, ofrecerá un buen complemento para la toma de decisiones. En ambos casos, la investigación requiere que los sitios de vigilancia estén localizados de manera que los datos obtenidos representen las concentraciones a las cuales están expuestos los grupos de población sujetos a estudio. Por lo tanto los sitios de vigilancia deben localizarse en áreas residenciales bien definidas dentro de una comunidad, posteriormente se podrán desarrollar correlaciones entre los datos de contaminación y los efectos observados en los niveles de morbilidad y mortalidad de la población. El sistema de vigilancia seleccionado, debe ser flexible y debe poder responder a condiciones de emergencia, con disponibilidad inmediata de datos. Se prefieren por lo tanto sistemas automáticos, pero no se descarta del todo el uso de sistemas manuales.

1.2.4 INVESTIGAR QUEJAS CONCRETAS

En contraste con lo expuesto en las secciones anteriores, el muestreo para la investigación de quejas concretas puede orientarse deliberadamente hacia la contaminación procedente de fuentes fijas locales. Puesto que los pequeños cambios en la dirección del viento pueden influir en los resultados de la vigilancia de la calidad del aire, es posible que se requiera un gran número de dispositivos de muestreo, junto con equipos de vigilancia continua a fin de registrar los momentos de contaminación y los niveles máximos correspondientes. Es deseable, poder evaluar directamente las emisiones en las fuentes de emisión, si no se puede especificar previamente la clase de contaminante tal vez surjan dificultades, pues probablemente no sería factible establecer estaciones de muestreo para la diversidad de contaminantes. Para estos casos, es de gran utilidad, contar con estaciones móviles de muestreo que den apoyo a las diferentes campañas que la autoridad ambiental lleve a cabo.

1.2.5 DETERMINAR POSIBLES RIESGOS PARA EL MEDIO AMBIENTE

El objeto es el de establecer los impactos económicos causados por daños en las áreas cultivadas ó plantaciones de manera directa o indirecta por la contaminación del aire. Los impactos se observan a diferentes escalas, de acuerdo a la cercanía de las fuentes de emisión. Normalmente se pueden determinar los daños a las plantas y árboles de la zona urbana con base en las concentraciones obtenidas en periodos de 24 horas, pero puesto que una breve exposición a concentraciones elevadas de un contaminante fitotóxico ( por ejemplo, de SO2 o O3) puede deteriorar en cortos períodos de exposición a especies vegetales muy sensibles, tal vez se requieran instrumentos de muestreo continuo, a fin de adoptar medidas de control que minimicen el riesgo para el entorno. En cuanto al daño a los materiales, la mejor manera de determinar los riesgos de daños a las obras de mampostería y otros materiales de construcción,

particularmente los que ofrece el dióxido de azufre, es el empleo de dispositivos de muestreo pasivos, que se exponen a la atmósfera por periodos de uno a tres meses en cada ocasión. También es útil el análisis de muestras de precipitación, especialmente en lo que se refiere a la acidez.

1.2.6 VALIDAR LOS MODELOS DE CALIDAD DEL AIRE.

Los modelos de dispersión de contaminantes, de caja (euleriano o lagrangiano), modelos empíricos y estadísticos sobre calidad del aire, permiten relacionar las emisiones de un contaminante del aire proveniente de una fuente de emisión ó de un conjunto de fuentes, con las concentraciones que de dicho contaminante se determinen sobre el área de estudio. La efectividad de un modelo para predecir los niveles de contaminación bajo condiciones variables, solo podrá ser valorada, después que se lleven a cabo mediciones de campo bajo las mismas condiciones iniciales. En algunas ocasiones, cuando se dificulta la aplicación de un modelo de dispersión. Esta vigilancia de la calidad del aire, puede llegar a reemplazar tales desarrollos y convertirse en un modelo empírico. Adicionalmente es importante considerar el uso de los datos para la validación y ajuste de modelos en los parámetros meteorológicos de difusión de contaminantes como en el desarrollo de estadísticas e índices de validación por ejemplo error medio absoluto, error estándar entre otros de los resultados de estos modelos. Al determinar la frecuencia del muestreo, deberá considerarse también la clase de modelo de calidad del aire, si es de aplicación para zonas urbanas ó rurales y si tiene que utilizarse variaciones de la contaminación a corto plazo en periodos de una a 24 horas ó bien para determinación de promedios a largo plazo. En la mayoría de los casos para “calibrar“ y validar el modelo de dispersión, se necesita de una gran cantidad de datos de campo ó concentraciones del contaminante en estudio, aportados por la red de vigilancia de la calidad del aire, durante un periodo mínimo de un año. Tal calibración implica necesariamente un adecuado conocimiento de las emisiones de la fuente de emisión evaluada y de las condiciones meteorológicas y topográficas locales.

1.2.7 OBSERVAR LAS TENDENCIAS A MEDIANO Y LARGO PLAZO

El objetivo principal de este tipo de evaluación de la calidad del aire, es el de vigilar cualquier tipo de afectación de la calidad del aire a consecuencia del desarrollo urbano, industrial o de otra índole, ó la ocurrencia de condiciones meteorológicas adversas para la dispersión de determinados contaminante, junto con la variación de las condiciones geográficas, socio-económicas, climatológicas de la región estudiada. Se caracteriza por un número mínimo de estaciones manuales ò automáticas, desplegadas en la mayor área posible, mientras se cumplan los objetivos propuestos.


4

Los datos recolectados son útiles para planear investigaciones epidemiológicas y para realizar sondeos previos que provean antecedentes sobre la necesidad de realizar o ampliar estudios de la contaminación causada por algunos contaminantes en determinadas zonas. Al interpretar los datos obtenidos mediante estas mediciones es necesario tener en cuenta que aunque se hayan escogido cuidadosamente los sitios de vigilancia, no puede obtenerse una representatividad total. Es imposible asegurar que un sitio no este influenciado por factores locales como, topografía, estructuras, fuentes de contaminación demasiado cercanas al sitio, y otras variables, cuyo efecto no puede ser anticipado con exactitud, pero aun así debe ser considerado en el diseño. Puesto que las concentraciones de ciertos contaminantes están sujetas a las variaciones climáticas, es importante cerciorarse, al determinar las tendencias, que el muestreo se haya llevado a cabo durante varios años, ó por lo menos, durante periodos representativos de los mismos. Los cambios importantes en las características del tiempo climático de un año a otro pueden afectar incluso a los promedios anuales, y es posible que para observar las tendencias principales se requieren datos de cinco años consecutivos, como mínimo.

1.2.8 OBTENER INFORMACIÓN QUE SIRVA DE BASE PARA PLANIFICAR EL USO DEL SUELO

Los usos del suelo y las actividades consiguientes establecidas en los planes de ordenamiento territorial, determinan en gran medida el tipo y cantidad de contaminantes generados en una zona urbana. La creciente preocupación por la calidad del aire en los centros urbanos, obliga a relacionar los niveles de contaminación existentes con el efecto de la construcción o ampliación de complejos industriales y el desarrollo de nuevos corredores viales y obras públicas. La red que se emplee en este caso, debe cubrir los sitios representativos de las diferentes áreas en las que se clasifique el uso del suelo, tales como: zonas residenciales de alta y baja densidad de población, zonas industriales, zonas comerciales y zonas mixtas. Conviene especificar en detalle estos procedimientos porque el resultado del muestreo, depende en gran parte de la correcta ubicación de los equipos de muestreo y de los periodos adoptados para la evaluación. Los registros de las estaciones meteorológicas cercanas complementaran los resultados obtenidos de la red y permitirán verificar el cumplimiento de los niveles de referencia adoptados por las autoridades locales de planeación para cada zona geográfica.

1.3 OBJETIVO DE LA CALIDAD DE LOS DATOS

Los objetivos de calidad de datos, son declaraciones sobre el nivel de incertidumbre que el responsable de la toma de decisiones está dispuesto a aceptar. Su

propósito es asegurar que los datos finales de calidad del aire, sean adecuados para el uso que se pretende darles. Estos objetivos de la calidad, pueden estar influenciados por muchos factores locales, como el desarrollo de las políticas y estrategias, comparación con estándares nacionales, identificación / cuantificación de riesgos y conocimiento del publico, condiciones estas, que dificultan su definición general, sin embargo se enuncian a continuación los objetivos esenciales a los que deben estar dirigidas las mediciones ambientales, si se desean alcanzar objetivos de vigilancia y seguimiento de la calidad del aire propuestos: • Precisión: grado de concordancia entre las

mediciones individuales de una misma propiedad en condiciones similares expresadas generalmente en términos de la desviación estándar

• Parcialidad: definido como la desviación sistemática o persistente en un proceso de medición que causa errores en una misma dirección

• Representatividad temporal y espacial: considerado como el grado en que los datos caracterizan en forma exacta y precisa a una población, a las variaciones de un parámetro en el punto de muestreo, a las condiciones de un proceso o a las condiciones ambientales

• Limite de detección: Medida de la capacidad de un método analítico de distinguir entre las muestras que no contienen el componente de interés y las muestras que contienen el componente de interés. La concentración más baja diferente de cero del componente de interés que puede ser determinada por una única medición dentro de un nivel de probabilidad especificado.

• Integridad temporal: que se define como la relación entre la cantidad de datos validos obtenidos por un sistema de muestreo comparada y la cantidad ideal que debería obtenerse en condiciones normales de operación.

• Comparabilidad: definida como el grado de confiabilidad con que el conjunto de datos puede ser comparado con otro.

• Exactitud: definida como el grado de concordancia existente entre el resultado de un ensayo y un valor aceptado como referencia.

La relación entre los datos recolectados y la información técnica que se obtendrá a partir de ellos, debe ser tenida en cuenta cuando se planea un programa de vigilancia de la calidad del aire. De igual manera, debe tenerse especial cuidado en identificar cuales son las necesidades de los usuarios reales y potenciales de la información que va ha ser generada por la red, no solo para satisfacerlas, sino para justificar la inversión de los recursos necesaria para la implantación y mantenimiento de una red de vigilancia de la calidad del aire (RVCA).


5

2 MARCO LEGAL PARA LA CALIDAD DEL AIRE

2.1 NORMATIVIDAD NACIONAL VIGENTE

Las normas de calidad del aire, vigentes en el país, son la establecida por la Resolución No. 601 de 2006, en su capítulo II, expresadas a condiciones de referencia (25°C, 760 mm Hg) y reconocidas por el decreto 948 de 1995. Para el área de jurisdicción de Bogotá D.C, la resolución 1208 de 1993, en sus artículos 2 y 3, dispone las normas aplicables de calidad del aire. En la Tabla 1 se presentan las normas de calidad del aire para Colombia, establecidas en la Resolución No. 601 de 2006, en su capítulo II a condiciones de referencia (25 ° C, 760 mm Hg).

Tabla 1. Norma de Calidad del Aire

LÍMITE MÁXIMO PERMISIBLE CONTAMINANTE

ppb µg/m3

TIEMPO DE EXPOSICIÓN

100 Anual Partículas suspendidas totales. PST 300 24 horas

70 Anual Partículas suspendidas menores a 10 micras. PM10 150 24 horas

31 80,00 Anual 96 250,00 24 horas Dióxido de azufre. SO2

287 750,00 3 horas 53 100,00 Anual 80 150,00 24 horas Dióxido de Nitrógeno. NO2

106 200,00 1 hora 41 80,00 8 horas

Ozono. O3 61 120,00 1 hora 8800 10,00 8 horas

Monóxido de Carbono. CO 35000 40,00 1 hora

Nota: mg/m3 ó µg/m3: a las condiciones de 298,15 ° K y 101,325 K Pa . (25 ° C y 760 mm Hg)

2.2 NORMAS INTERNACIONALES DE REFERENCIA.

Con el fin de tener una información de referencia en cuanto a algunos contaminantes del aire no contemplados aún por nuestra legislación, se presentan en la Tabla 2 los valores recomendados por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos – USEPA.

Tabla 2. Valores Guía Recomendados por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos – USEPA

CONTAMINANTE NORMA DE CALIDAD (µg/m3) PERIODO DE MUESTREO

80 Promedio Anual

365 Promedio 24 horas SO2

1300 Promedio 3 horas

10 Promedio 8 horas CO

40 Promedio 1 Hora

NO2 100 Promedio Anual

157 Promedio 8 Horas O3

235 Promedio 1 Horas

50 Promedio Anual PM 10

150 Promedio 24 Horas

PLOMO 1.5 Promedio trimestral

3 JUSTIFICACIÓN DE LOS PROGRAMAS DE VIGILANCIA Y EVALUACIÓN DE CALIDAD DEL AIRE

Antes de enfrentar la tarea de diseñar una RVCA, primero debe definirse completamente el entorno en el cual esta herramienta deberá operar. Este entorno lo constituye un programa de vigilancia y evaluación de la calidad del aire, que se puede establecer como una iniciativa a escala local, que basada en la vigilancia de la calidad del aire y su modelación, junto con un inventario de emisiones, desarrolla estrategias y políticas para minimizar los riesgos que representa la contaminación del aire a la salud y a los recursos naturales. Este tipo de iniciativas ha sido adoptado con éxito en numerosas ciudades y regiones en América latina como la opción más efectiva para enfrentar la problemática del deterioro de la calidad del aire4.

Las tres herramientas, la vigilancia o medición, la modelación y los inventarios de emisiones, se integran en un programa de gestión de la siguiente manera:

• La medición y los inventarios de emisiones proveen fundamentos científicos, para el desarrollo de las estrategias y políticas, y hacen posible la cuantificación del efecto que producen las medidas adoptadas para implementarlas (evaluación del impacto). Sin embargo, estas herramientas, por bien utilizadas que sean solo entregan una imagen parcial, pero útil, de los comportamientos de las variables de contaminación del aire, en espacio y tiempo, para una ciudad o región.

• Luego se hace necesario completar y aclarar esta imagen usando la modelación de la calidad del aire, herramienta que además permite formular mejores políticas y ajustar las existentes, al predecir los efectos de las mismas.

• Las políticas orientan acciones de control, como limites de emisión, declaraciones de emergencia, restricciones a usos de suelo o combustibles etc., cuyos efectos son medidos con la vigilancia, cerrando el ciclo del programa. En la Figura 1 se representa la manera como se integran estas herramientas en un programa de programa de gestión de la calidad de aire.

IDENTIFICACIÓN DEL PROBLEM A

Vigilancia e inventario de fuentes. Evaluación del

impacto

ACCIONES DE CONTROL

Limites de emisiones. Regulaciones,

restricciones en uso del suelo, en uso de combustibles.

FORM ULACIÓN DE POLÍTICAS

Implementación de Modelos, evaluación de escenarios. Análisis costo/beneficio

Figura 1. Programa de gestión de la calidad del aire.5

4 CEPIS-OPS/OMS. Directrices para la elaboración de planes de acción locales para mejorar la calidad del aire. 2001. 5 ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD. Desarrollado por Grupo de Expertos OMS de: Desarrollo Sostenible y Ambiente Saludable (SDE), Departamento de


6

Al iniciar un programa de vigilancia y evaluación de la calidad de aire, se debe entonces comenzar por definir a donde debe apuntarse la herramienta de vigilancia, la RVCA, es decir, cuales fenómenos o efectos de la contaminación quieren medirse. En torno a estos objetivos deben integrarse las otras herramientas, la modelación y el inventario de emisiones. Con base en este primer paso y no antes, deben definirse objetivos de calidad de datos obtenidos por la RVCA, y aspectos como el número o densidad de puntos de muestreo, la localización de los mismos y prioridades para asignación de recursos. Realizando primero esta actividad y siguiendo la metodología expuesta más adelante en este documento puede alcanzarse un mejor aprovechamiento de los recursos, puede diseñarse e implementarse un buen programa de aseguramiento y control de la calidad y obtenerse un diseño optimo de la RVCA, además pueden seleccionarse mejor los contaminantes a monitorear y los métodos para hacer las mediciones, y por último puede definirse más claramente los requerimientos de manejo y reporte de datos. En la Figura 2 , se puede observar como la definición de los objetivos de vigilancia influye sobre las otras actividades6.

Objetivos de la Vigilancia definidos y documentados

Utilización eficiente de los recursos

Diseño óptimo de la red de

vigilancia

Definición de objetivos de calidad

Efectivo aseguramiento de

la Calidad

Permite

Permite

Figura 2. Importancia de establecer objetivos.7

3.1 OBJETIVOS PARA LA UBICACIÓN DE ESTACIONES EN UNA RVCA

Teniendo en cuenta los objetivos generales descriptos para la vigilancia y seguimiento de la calidad del aire, una RVCA, debe estar diseñada buscando al menos uno de los siguientes objetivos específicos8: • Detectar las mayores concentraciones esperadas

en el área cubierta por la red de vigilancia. • Hallar las concentraciones representativas en

áreas de alta densidad poblacional. • Mostrar el impacto de grandes fuentes en los

niveles de contaminación ambiental. Protección del Ambiente Humano (EHA), Programa de Medio Ambiente y Salud Ocupacional (PHE). “ OMS. “GUÍA DE CALIDAD DEL AIRE”. Ginebra. 2000. 6 ORGANIZACIÓN MUNDIAL DE LA SALUD. Desarrollado por Grupo de Expertos OMS de: Desarrollo Sostenible y Ambiente Saludable (SDE), Departamento de Protección del Ambiente Humano (EHA), Programa de Medio Ambiente y Salud Ocupacional (PHE). “GUÍA DE CALIDAD DEL AIRE”. Ginebra. 2000. 7 EPA. Office of Air Quality Planning and Standards. Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development. August 1998. 8 Ibid.

• Detectar niveles de concentración de background. • Estudiar el transporte regional de contaminantes

sobre áreas pobladas. • Detectar el impacto sobre la población y los bienes

en zonas rurales y remotas. Estos objetivos describen la naturaleza de las muestras tomadas por las estaciones que son representativas solo dentro de la escala monitoreada. En cuanto a las mediciones de variables meteorológicas se debe identificar el uso que se hará de esas mediciones, y de acuerdo con el mismo se pueden definir los objetivos de ubicación para estas estaciones. Otro aspecto que tendrá que considerarse en el momento de establecer los objetivos de un programa de vigilancia, es el correspondiente al área de influencia del estudio. La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (US - EPA) ha definido las escalas espaciales para diferentes objetivos de vigilancia, ver Tabla 3.

Tabla 3. Escalas de Vigilancia.9

ESCALA DESCRIPCIÓN Y DIMENSIONES DEL RADIO DE COBERTURA Micro Concentraciones en volúmenes de aire asociados con áreas de

dimensiones que van desde 2 metros hasta 100 metros Media Concentraciones típicas de algunas manzanas de la ciudad, con un

área de dimensiones entre 100 metros y 0.5 kilómetros Vecindario Concentraciones de un área de la ciudad con usos de suelo

relativamente similares, con dimensiones entre 0.5 y 4 kilómetros Urbana Promedio de los valores de concentración en una ciudad, en un área

de dimensiones desde 4 a 50 kilómetros. Se requiere mas de un punto para su definición

Regional Usualmente un área rural, con condiciones geográficas homogéneas, con dimensiones entre decenas y centenas de kilómetros

Nacional / Global

Concentraciones que caracterizan a un país o a una nación como un todo

Al escoger una ubicación de vigilancia se debe hacer corresponder la escala de la medición con los objetivos propuestos por la red. De acuerdo con los objetivos seleccionados, las escalas aplicables se pueden apreciar en la Tabla 4. En ella, podemos observar que según sea el objetivo que se pretenda se tendrán diferentes tipos de ubicación de las estaciones de vigilancia.

Tabla 4. Relación entre Escalas de vigilancia y objetivos.10

OBJETIVO ESCALAS APLICABLES

Concentraciones más altas Micro, Media, Vecindario, y algunas veces Urbana

Impacto en la población Vecindario y Urbana Impacto de fuentes Micro, Media y Vecindario Concentraciones de Fondo(Background) Vecindario y Regional

Transporte de contaminantes Urbana, regional Impacto sobre zonas remotas Urbana, regional

La US-EPA establece además cuales escalas son aplicables a cada uno de los principales contaminantes del aire. (Ver Tabla 5).

9 Fuente: 40 CFR (Code of Federal Regulations), Parts 50 and 58. Washington, D.C.: Protection of the Environment. National Archives and Records Administration; 1994. 10 Fuente: Relationship Among Monitoring Objectives and Scales of Representativeness. EPA. Office of Air Quality Planning and Standards. Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development. August 1998.


7

Tabla 5. Escalas para cada contaminante.11

ANALIZADORES AUTOMÁTICOS ESCALA

SO2 CO O3 NO2 PM 10 DOAS , ***

Micro X X Media X X X X X X Vecindario X X X X X X Urbana X X X X X Regional X X X X X

*DOAS Significa Differential Optical Absorption Spectroscopy. Esta técnica se aplica a casi todos los contaminantes gaseosos.

Adicionalmente, se tiene el planteamiento de Ott12, quien recomienda seis tipos de ubicaciones o categorías de vigilancia en las cuales se pueden medir diferentes exposiciones según el tipo de estudio que se pretenda realizar. Estas categorías se presentan en la Tabla 6.

Tabla 6. Criterios recomendados para la ubicación de estaciones de vigilancia atmosférica13.

TIPO DE ESTACIÓN DESCRIPCIÓN

TIPO A

Estación de Exposición de Peatones en el centro de una Ciudad: Localizar la estación en el centro del área comercial de un sector urbano, en una calle congestionada del centro y rodeada de edificios (tipo cañón); con "n" peatones y un tráfico vehicular promedio que deberá exceder los 10 mil vehículos/día, con velocidades promedio inferiores a las 15 mph. La toma del monitor deberá localizarse a 0.5m de la orilla de la banqueta a una altura de 3 + 0.5 m.

TIPO B

Estación de Exposición de Fondo en el centro de la Ciudad: Localizar la estación en el centro del área comercial de un área urbana, alejada de cualquier calle principal. Específicamente, ninguna calle con un tráfico promedio diario que exceda los 500 vehículos / día podrá estar a menos de 100m. de la estación de vigilancia. Ubicaciones típicas podrán ser parques, centros comerciales o espacios abiertos que no tengan tráfico. La toma del monitor deberá colocarse a una altura de 3 + 0.5 m.

TIPO C

Estación de Exposición de la Población en un Área Residencial: Localizar la estación en el punto medio de un área suburbana o residencial, pero no en el centro de su área comercial. La estación no deberá estar a menos de 100m. de cualquier calle que tenga un volumen de tráfico que exceda 500 vehículos / día. La toma del monitor deberá colocarse a una altura de 3 + 0.5 m.

TIPO D

Estación Meteorológica de Mesoescala: Localizar la estación en el área urbana a una altura apropiada para obtener datos meteorológicos y de calidad del aire.. El propósito de esta estación es determinar tendencias y datos meteorológicos. Ubicaciones típicas son edificios altos y torres de radiodifusión. Deberán especificarse cuidadosamente con los datos, la altura de la toma de muestra junto con el tipo de ubicación de la estación.

TIPO E

Estación de Fondo No Urbana: Localizar la estación en un área no urbana, remota, que no tenga tráfico vehicular ni actividad industrial. El propósito de esta estación es monitorear para análisis de tendencias, para apreciar la conservación de la calidad del aire y estudios geográficos a gran escala. La altura de la toma de muestra deberá ser especificada según el sitio.

TIPO F

Estación para Estudios Especializados de Fuentes: Localizar la estación muy cerca de la fuente de contaminación. El propósito es determinar el impacto en la calidad del aire de una fuente de emisiones en particular, en ubicaciones específicas. La toma del monitor deberá colocarse a una altura de 3 + 0.5 m.

Para mediciones a macroescala (Escala Urbana o Regional), la Comisión de Comunidades Europeas propone que las legislaciones contemplen estrategias de localización de puntos de muestreo que contengan dos tipos de estaciones14:

11 Summary of Spatial Scales for SLAMS, NAMS, PAMS and Open Path (OP) Sites. EPA. Office of Air Quality Planning and Standards. Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development. August 1998. 12 Ott W. Development of Criteria for Siting of Air Monitoring Stations. J. Air Pollut. Control Assoc. 27:543. USA, 1977. 13 Ibiden. 14 Ibiden.

Las enfocadas a zonas donde ocurren las más altas concentraciones a las cuales la población está directa o indirectamente expuesta por un período significativo en relación con el período promedio de los valores límite de la norma local de calidad del aire. Estaciones enfocadas a medir concentraciones de área o fondo, con el propósito de establecer la exposición de la población en general. Hay que tomar en cuenta, que cuando el objetivo es medir concentraciones de fondo, la ubicación de la estación de vigilancia que representa a una determinada área de estudio deberá ser capaz de medir las máximas concentraciones que se presenten en esa área, pero ubicándose de tal manera que no sea influenciada por una fuente local de contaminación, como podría ser un ducto de descarga de contaminantes. Además de llevar a cabo todas las consideraciones anteriores, hay que insistir, en que el diseño de una red debe ser flexible y deberá revisarse periódicamente para asegurar que permanece compatible con los objetivos de vigilancia establecidos. De cualquier manera, para poder documentar estudios de tendencias a largo plazo, algunos de los sitios deberán permanecer fijos. La US-EPA recomienda desarrollar y aplicar anualmente un programa para modificar la red de vigilancia de calidad del aire, para eliminar de ser necesario, cualquier estación no indispensable ò para corregir cualquier resultado inadecuado que se presentara al llevar a cabo tal revisión anual.

3.2 PROCEDIMIENTO DE DISEÑO BÁSICO DE UNA RED DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE.

Una vez definido el marco conceptual de la gestión de la calidad del aire, se debe proceder a establecer los lineamientos para el diseño de las redes de vigilancia de la calidad del aire. La labor de diseño de una RVCA debe llevarse a acabo en dos fases, una inicial de diagnostico y una final de elaboración del diseño propiamente dicho. A continuación, se describen cada una de estas dos fases.

3.2.1 FASE DE DIAGNOSTICO INICIAL.

En esta primera fase, un grupo técnico interdisciplinario designado por la corporación autónoma regional o la autoridad ambiental competente debe establecer las causas de la contaminación del aire en la zona de interés, evaluar su impacto en la sociedad es decir, realizar un diagnostico de línea base y determinar en ultimas si la ciudad o región bajo estudio necesita un programa de vigilancia y evaluación de la calidad del aire. En este estudio se deberán efectuar las siguientes acciones15:

15 CEPIS-OPS/OMS. Directrices para la elaboración de planes de acción locales para mejorar la calidad del aire. 2001.


8

• Caracterizar la geografía y el clima de la zona de

interés, la industria y el transporte, la población y el desarrollo urbano. En particular, se deberá incluir una descripción de los siguientes puntos:

� Geografía y clima.

- Límites geográficos; - Condiciones topográficas y climáticas; - Comportamiento de la atmósfera superficial y

superior, y - Uso de suelos.

� Transporte e industria. - Tipo, cantidad y calidad del combustible que se

consume; - Volumen y edad del parque automotor,

tendencias de crecimiento en este campo; - Distribución del transporte urbano; - Estado actual y uso de las vías principales; - Número y tipo de industrias; y - Población y desarrollo urbano.

� Estructura y tendencias del crecimiento demográfico; - Desarrollo urbano y sus actividades

socioeconómicas; - Distribución demográfica y geográfica de los

empleos; - Desplazamientos diarios. - Número y antigüedad de las viviendas y

hacinamiento en ellas, y - Ubicación de los servicios de saneamiento

básico, como, por ejemplo, rellenos sanitarios y plantas de tratamiento de aguas residuales.

• Caracterizar las emisiones a la atmósfera y dentro de

las viviendas de los contaminantes incluidos en las normas nacionales de calidad del aire, a través de la recopilación, revisión y síntesis de los inventarios de emisiones y estudios existentes. En el caso de que estos inventarios y estudios no estén disponibles o que la información sea incompleta, se deberá elaborar un inventario de emisiones mediante métodos rápidos y sencillos de evaluar como encuestas o pequeñas campañas de vigilancia. En particular, la caracterización de las fuentes de contaminación debe incluir los siguientes aspectos:

� Emisiones provenientes de fuentes móviles como

los automóviles, los autobuses, los camiones, las motocicletas, los aviones y los ferrocarriles. Otros elementos que aportan información son los inventarios del parque automotor, los conteos de vehículos para las vías más importante o con los mayores flujos y los diagnósticos de los estados de las vías. Un sector que tiene una mediana caracterización por parte de las autoridades de tránsito y transporte es el transporte público tanto por el parque automotor como por el número de viajes por las principales rutas.

� Emisiones provenientes de fuentes estacionarias. Estas fuentes se dividen en fuentes puntuales y de área. Las fuentes puntuales son de gran magnitud y se las considera en forma individual, como las refinerías y las plantas termoeléctricas. Las fuentes

de área son de menor magnitud y se las considera en conjunto, como las panaderías y las tintorerías.

� Emisiones provenientes de fuentes naturales como la resuspensión del polvo, las biogénicas y los volcanes en actividad.

� Fuentes de emisión al interior de las viviendas. � Los consumos de combustibles por las diferentes

fuentes de emisión al nivel detalle que se pueda conseguir. Aporta información sobre los contaminantes de acuerdo al tipo de combustible utilizado y son fuente inicial para los cálculos de las emisiones.

� Identificación de otras fuentes de emisión diferente a las de combustión: molinos, trituradoras, procesos industriales y manufactureros, canteras, obras civiles y plantas de asfaltos entre otras.

• Evaluar la distribución espacial y temporal de las concentraciones de los contaminantes incluidos en las normas nacionales de calidad del aire a través de la recopilación, análisis e interpretación de los datos existentes. En caso de que esta información no esté disponible o sea incompleta, es recomendable realizar campañas de vigilancia preliminares. La descripción de la calidad del aire en la zona de interés deberá incluir los siguientes aspectos: � La distribución espacial y temporal de los

contaminantes del aire durante los episodios de alta contaminación y los escenarios meteorológicos que se presentan durante ellos.

� Los modelos conceptuales del comportamiento de la atmósfera y los contaminantes durante los episodios de alta contaminación, en la zona de interés.

� La comparación entre los niveles de concentración de los contaminantes del aire y las normas de calidad ambiental del aire.

� Las tendencias temporales de la concentración de contaminantes del aire si es posible durante un lapso prolongado entre cinco y diez años, de lo contrario se pueden desarrollar campañas especiales de vigilancia, con estaciones móviles o monitores pasivos, por periodos por lo menos de un año.

� Los vacíos más evidentes del programa de vigilancia (sí existiese), o todas las deficiencias identificables mediante una auditoria al mismo (sí pudiera realizarse o se hubiera realizado una recientemente).Esta información puede recopilarse y analizarse mucho más fácilmente, si se ha realizado previamente medición de variables ambientales y meteorológicas, de lo contrario debe acudirse a campañas de vigilancia con muestreadores pasivos o estaciones móviles con analizadores automáticos y al despliegue de sensores meteorológicos. Se debe analizar datos de por lo menos un año. Datos meteorológicos correspondientes a periodos de tiempo mucho más extensos pueden encontrarse en las bases de datos del IDEAM.

• Evaluar el impacto de la contaminación del aire en la

sociedad y, si es posible, las consecuencias económicas del mismo a través de la recopilación, análisis e interpretación de la información existente.


9

Como mínimo, se debe estimar el impacto de la contaminación del aire en la salud de la población. En el caso de que estos estudios no estén disponibles o sean incompletos, se deberá estimar el impacto mediante métodos rápidos de evaluación. En particular, se debe:

� Describir el impacto de la contaminación del aire en

la salud de la población; Además de otro tipo de impactos en el bienestar humano por ejemplo, la visibilidad y los olores ofensivos; y los impactos en el ambiente asociados con la contaminación del aire por ejemplo, la disminución en la producción de los campos agrícolas, la corrosión de materiales y el deterioro del patrimonio cultural. Si es posible, también se debe describir las consecuencias económicas de estos impactos. Se debe incluir además un resumen de la cuantificación de las tasas de mortalidad y morbilidad atribuibles a la exposición de contaminantes del aire en la población de la zona de interés. Toda esta información debe estar en lo posible referenciada geográficamente.

Al concluir esta fase, el grupo técnico deberá identificar los vacíos en la información existente y la capacidad operativa de las instituciones locales; luego establecerá una propuesta inicial del modelo conceptual de la calidad del aire que represente los procesos de transporte, transformación y remoción de los contaminantes del aire en la ciudad o región de interés, el impacto de la contaminación del aire en la sociedad y, si es posible, las consecuencias económicas de este impacto.

3.2.2 FASE DE ELABORACIÓN DE DISEÑO FINAL

Una vez llenos los vacíos identificados en la información inicial y en la capacidad operativa de las instituciones locales y establecida una propuesta inicial del modelo conceptual de la red, la corporación autónoma regional o la autoridad ambiental competente podrá convocar un grupo local de trabajo, conformado por representantes de los diferentes actores involucrados y / o afectados por la problemática de la calidad del aire en la ciudad o región, tales como las secretarias de salud, las industrias, las alcaldías, la sociedad civil, grupos ambientales, ONGs . Éste grupo local de trabajo, asesorado por el comité técnico de la autoridad ambiental y si es del caso por el IDEAM, deberá validar la propuesta inicial del modelo conceptual y modificarla si es necesario, y con base en el resultado elaborar un plan de coordinación de esfuerzos entre los diferentes actores involucrados para la implementación del programa de gestión de la calidad del aire. El plan debe definir entre otros aspectos, las metas del programa, y con base en las mismas los objetivos de vigilancia de la RVCA. Después de haber sido establecidos los objetivos de vigilancia, el grupo técnico debe especificar cual tipo de vigilancia se debe implementar, para cumplir estos objetivos, y debe realizar el diseño detallado de la

RVCA, siguiendo los lineamientos que a continuación se exponen.

3.3 PAUTAS GENERALES PARA EL DISEÑO DETALLADO DE RVCAS

No existe una reglamentación única para el diseño detallado de una RVCA, dado que las decisiones sobre el número y ubicación de las estaciones de vigilancia, están sometidas a los objetivos y a las restricciones de los diferentes recursos que pueden ser radicalmente diferentes para cada ciudad ó región. Además una RVCA por lo general no debe estar orientada a un solo objetivo, por lo tanto algunas estaciones pueden obedecer a dos o más objetivos a la vez, lo que implica diferencias entre los equipos instalados en una estación u otra, con las consiguientes diferencias de costos de implantación y operación. Un diseño óptimo debe procurar que sea posible contrastar resultados entre varios sitios, sin duplicar o desperdiciar ni esfuerzos ni capital. La meta principal de diseño es asegurar la mayor cantidad de información con el mínimo esfuerzo. En consecuencia para realizar un diseño detallado el grupo técnico debe:

3.3.1 SELECCIÓN DEL NÚMERO DE ESTACIONES DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE

Una RVCA es una iniciativa que demanda gran cantidad de compromisos y costos, por lo tanto la inversión (de capital y de operación), es el factor que en la práctica, más limita el diseño de la misma. La disponibilidad de recursos económicos para la implantación de la red y la sostenibilidad a largo plazo de su operación y mantenimiento, debe ser el primer aspecto en evaluarse, mucho antes de pensar siquiera en algún equipo especifico. Una vez establecida la citada disponibilidad de recursos, es posible establecer el número de estaciones de vigilancia que las restricciones de presupuesto permiten. Así las cosas, una red de muestreo óptima implica el mínimo número de estaciones con localizaciones precisas. Además los datos de esta red óptima deberían poder ser utilizados para obtener un análisis preciso de la distribución de la contaminación. Sin embargo, no puede establecerse una red óptima que sea aplicable universalmente a cualquier área urbana ó rural y para cualquier objetivo, debido a que la distribución de contaminantes y los factores meteorológicos, son fenómenos dinámicos que no sólo varían en el tiempo y en el espacio en un área dada de una misma zona urbana o de una región, sino que también varían de una región a otra. En la mayoría de los casos la vigilancia en zonas urbanas se realiza en sitios representativos del área de estudio, tales como: centro de las ciudades, sectores industriales, zonas comerciales, zonas de gran densidad de tráfico y zonas residenciales. En general, el número de estaciones se elige en función de:


10

• La población que habita en el área que se pretende vigilar

• La problemática de contaminación existente en el área a vigilar.

• El método de muestreo y los equipos a emplear. • Los recursos económicos, humanos y tecnológicos

disponibles. En función de los parámetros antes señalados, se presentan en las tablas 7, 8 y 9, las guías de la OMS, USEPA, y CETESB de Brasil para determinar el número mínimo de equipos de muestreo por contamínate medido. La tabla 7, contiene los criterios propuestos por la OMS, para la determinación del número mínimo de sitios de muestreo para los parámetros a monitorear.

Tabla 7. Promedio Sugerido de Estaciones de Vigilancia en Zonas Urbanas según la Densidad de Población 16

PARÁMETRO A MONITOREAR POBLACIÓN URBANA (Millones) PM SO2 NOx O3 CO

Meteorológicos (velocidad y dirección del viento y gradientes térmicos)

Menos de 1 2 2 1 1 1 1 1 – 4 5 5 2 2 2 2 4 – 8 8 8 4 3 4 2

Más de 8 10 10 5 4 5 3

Teniéndose en cuenta las siguientes modificaciones: • En ciudades con alta densidad industrial deben

instalarse más estaciones para medir PM y SO2 • En zonas donde se utilicen combustibles pesados se

deben incrementar las estaciones de SO2 • En zonas con tráfico intenso se deben duplicar las

estaciones de CO, NOX y O3 • En ciudades con población mayor a 4 millones de

habitantes, con tráfico ligero, se pueden reducir las estaciones de CO, NOX y O3

• En regiones con terreno topográficamente complejo, es necesario aumentar el número de estaciones

Los criterios que tiene en cuenta la USEPA, para la determinación del número mínimo de sitios de vigilancia de la calidad del aire, se presentan en la Tabla 8.

Tabla 8. Promedio mínimo sugerido de sitios de vigilancia17

CONTAMINANTE POBLACIÓN (Habitantes)

NUMERO MÍNIMO DE SENSORES

Menos de 100.000 4

100.000-1.000.000 4+ 0.6 x cada 105 hab.

1.000.000-5.000.000 7.5+ 0.25 x cada105 hab.

PARTÍCULAS SUSPENDIDAS TOTALES

más de 5.000.000 12+ 0.16 x 105 hab.

Menos de 100.000 1

100.000-5.000.000 1+ 0.15 x cada 105 hab. DIÓXIDO DE AZUFRE

más de 5.000.000 6+ 0.05 x cada 105 hab.

Menos de 100.000 1

100.000-5.000.000 1+ 0.15 x cada 105 hab. MONÓXIDO DE CARBONO

más de 5.000.000 6+ 0.05 x cada 105 hab.

16 OPS-OMS. “Manual de Vigilancia de la Calidad del Aire”. 1973 17 Code US Federal Register, Titulo 40, cap 1. Part 50 National primary and secondary ambient air quality standards

CONTAMINANTE POBLACIÓN (Habitantes)

NUMERO MÍNIMO DE SENSORES

Menos de 100.000 3

100.000-1.000.000 4+ 0.6 x cada 105 hab. DIÓXIDO DE NITROGENO

más de 1.000.000 10

El CETESB recoge en su guía, para definición del número mínimo de estaciones de vigilancia (ver Tabla 9), la propuesta de la EPA, pero la torna más explicita, pues define tres (3) regiones hipotéticas donde las concentraciones de los contaminantes del aire a medir superan, igualan ó son inferiores a las normas de calidad del aire.

Tabla 9. Determinación del número de estaciones mínimas, según CETESB18.

CO

NT

AM

ÍN

AN

TE

CONDICIONES AMBIENTALES

MÉTODO DE MUESTREO

POBLACIÓN (Habitantes)

NUMERO MINIMO DE ESTACIONES

< 105 4

105 - 106 4+0.6w

105 – 5x106 7.5+0.2w Xa>95 ug/m3 Xm>325 ug/m3

Hi – Vol – 1 cada 6 dias

> 5x106 1.5+0.16W Cinta cada 2 días 1 para cada 250.000

hbts Xa:60-95 ug/m3 Xm:150-325 ug/m3 Hi- Vol 3 P

AR

TÍC

ULA

S

SU

SP

EN

DID

AS

T

OT

ALE

S

Xa< a 60 ug/m3 Xm< a 150 g/m3

Hi-Vol 1

< 105 3

105 - 106 2.5+0.5w

106 – 5x106 6.0+0.15w

Burbujeador 24 horas cada 6 días.

> 5x106 11+0.005W

< 105 -

105 – 5x106 1.0+0.15w

Xa>100 ug/m3 Xm>455 ug/m3

Continuo

> 5x106 6.0+0.05w

Burbujeador - 3 DIÓ

XID

O D

E A

ZU

FR

E S

O2

Xa:60-100 ug/m3 Xm: 260-450 ug/m3 Continuo - 1

Xmh >170 g/m3 - - No es necesario

< 105 3

105 – 1x106 4.0+0.6w Xa >100 ug/m3 Burbujeador

> 5x106 10

DIÓ

XID

O D

E

NIT

RÓ

GE

NO

Xa < 100 ug/m3 Continuo - No es necesario

< 105 1

105 – 5x106 1.0+0.05w Xmh>21 mg/m3 Xm8h>14mg/m3

Infrarrojo no dispersivo Infrarojo no dispersivo > 5x106 6.0+0.05w

MO

NÓ

XID

O

DE

C

AR

BO

NO

Xmh < a 21 mg/m3 Xm8< a 14 mg/m3

Infrarrojo no dispersivo - No es necesario

Xa: Media aritmética anual. Xm: Concentración máxima (24 horas) ocurrida en un año. Xmh: Concentración máxima horaria ocurrida en un año. Xm8: Concentración máxima presentada intervalo de 8 horas, para un periodo de un año.

Cualquiera que sea la opción escogida para la determinación del número de estaciones de muestreo, se debe tener en cuenta que tales valores corresponden a los números mínimos y que la autoridad ambiental correspondiente, de acuerdo a sus condiciones de recursos económicos, humanos y aspectos logísticos será quien determine la cantidad exacta de sitios de vigilancia y contaminantes a evaluar.

18 CETESB. Manual de diseño de redes de muestreo de calidad del aire. Sao Pablo1987


11

3.4 CRITERIOS PARA ESTABLECER LA DISTRIBUCIÓN DE LOS SITIOS DE VIGILANCIA EN UNA RVCA

La distribución de los sitios de vigilancia requeridos en una red depende del tipo de vigilancia que se quiera realizar, (es decir, de los objetivos de vigilancia), de la extensión de la ciudad o región que debe cubrirse, de la variabilidad espacial de los contaminantes a estudiar, etc. Aunque lo ideal para cualquier red es maximizar el cubrimiento espacial y la representatividad, en la practica esto sólo seria posible con abundantes recursos económicos para implantación y operación, recursos con los cuales poco se cuenta, por lo tanto una vez se tiene el número de estaciones de vigilancia se debe realizar una “selección cuidadosa” de las áreas de la ciudad o región, que contengan los sitios más representativos de los fenómenos que se quieren medir, para que los datos recolectados sean de gran utilidad. Para efectuar esta selección de áreas se debe evaluar la información recopilada en el estudio de diagnostico a luz de los objetivos de vigilancia ya que, antes que todo, las áreas seleccionadas deben contener sitios que permitan que se cumplan estos objetivos. Según los objetivos a implementar, las áreas se pueden seleccionar así19: • Para la verificación del cumplimiento de las normas

de calidad del aire, se deben seleccionar las áreas de mayores concentraciones de contaminantes o cerca de las fuentes contaminantes más importantes, seleccionar las áreas de mayor densidad poblacional donde la exposición de los receptores establecidos como objetivo puede ser significativa para identificar tanto la línea base como los peores casos de contaminación, escoger algunas en la periferia donde sea posible medir la exposición de población y el trasporte de contaminantes junto con todas las variables meteorológicas. Se pueden seleccionar otras áreas en las que esté proyectado crecimiento urbano, otras donde sea posible evaluar los efectos de las medidas de control implementadas. En algunas áreas pueden perseguirse uno o más de los anteriores requerimientos.

• Para la vigilancia de episodios de emergencia deben buscarse áreas densamente pobladas, donde estén mas amenazadas la salud y el bienestar de la población (áreas cerca de grandes fuentes fijas de polución, áreas con hospitales, áreas donde existan centros educativos o sitios de reunión de poblaciones de alto riesgo como niños y ancianos).

• Para un seguimiento de tendencias se deben seleccionar las áreas urbanas mas densamente pobladas, escoger áreas no urbanas de topografías diferentes como, tierras de cultivo, bosques, montañas y costas. Estas ubicaciones no se seleccionan específicamente como blancos de control con “aire limpio”, para las estaciones urbanas, sino

19 EPA. Office of Air Quality Planning and Standards. Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development. August 1998.

porque ellas, proveen una comparación relativa entre las áreas urbanas y las áreas no urbanas cercanas.

• Para mediciones para investigación deben ubicarse estaciones cerca de la población de estudio. La información sobre morbilidad y mortalidad debida a la incidencia de infecciones respiratorias agudas en la ciudad o región de interés recogida en el estudio de diagnostico, permitirá escoger con mayor certeza puntos en los cuales existe evidencia concreta de la exposición de la población más vulnerable a altos niveles de contaminación.

Éste primer criterio debe aplicarse con base en el estudio de diagnostico, cruzando las estadísticas de población, salud y desarrollo urbano, las de tráfico vehicular, usos de suelo y las de consumo de combustibles, con los datos del inventario de emisiones. Después de obtener el resultado de la aplicación de este primer filtro se debe tener en cuenta las siguientes consideraciones para depurar más la selección:

• Meteorología y topografía. Las condiciones

meteorológicas y topográficas específicas de la ciudad o región bajo estudio, afectarán el transporte y la difusión de los contaminantes. Si se trata de grandes accidentes como valles profundos, o cordilleras, causarán efectos en áreas grandes. Se debe revisar la información sobre las condiciones climáticas predominantes y la topografía local, recogida en el estudio de diagnostico para determinar si el objetivo de medición que se persigue puede verse afectado en un área especifica. Por lo general se seleccionan áreas donde puedan presentarse estancamientos atmosféricos, volúmenes de mezcla pequeños, o inversiones, es decir donde ocurran condiciones que dificulten la dispersión de los contaminantes, y se evitan áreas que tengan muy buena dispersión, como en las faldas de las montañas, o cerca de obstrucciones naturales o de origen antrópico como edificios muy altos, dado que las lecturas allí obtenidas no son representativas.

• Distribución espacial y criterios de variabilidad de los contaminantes. Deben seleccionarse las áreas de acuerdo al la distribución espacial y la variabilidad de los contaminantes dentro de ambientes urbanos. Por ejemplo las concentraciones de contaminantes originados en procesos de combustión incompleta, como el CO, serán máximas en áreas con alto tráfico vehicular, especialmente al lado de las vías, mientras que las concentraciones de O3, aunque tienen mayor uniformidad espacial, tendrán mínimos cerca de las vías, por que reaccionarán rápidamente con las moléculas de NO2. Por estas razones casi nunca es adecuado medir todos los contaminantes criterio en todos los sitios de vigilancia de la red, se deben escoger entonces puntos para monitorear cada tipo de contaminante. En general la variabilidad espacial es más homogénea para los contaminantes secundarios que para los primarios, luego los puntos de vigilancia que estén orientados a medir contaminantes primarios, deben estar cerca de las fuentes, mientras que los puntos donde se quiera medir contaminantes secundarios, como NO2 y O3, deben ubicarse a una distancia, vientos abajo en la


12

dirección predominante de viento, suficiente para que ocurran las reacciones que los originan, además de suficientemente alejados, de otras fuentes de contaminantes primarios como para albergar concentraciones significativas de contaminantes secundarios.

• Si están disponibles resultados de la aplicación de modelos de dispersión, o si pueden aplicarse sin gran esfuerzo, las áreas de interés pueden ser mucho mas fácilmente identificadas. Sin embargo cabe recordar que para que estos resultados sean realmente útiles, se necesita datos confiables de las emisiones y de las variables meteorológicas junto con un apropiado y validado modelo.

• Datos existentes sobre de calidad del aire. La información obtenida en el estudio de diagnostico, resultado de esfuerzos previos de mediciones o de campañas especiales realizadas en la zona de interés, debe usarse para detectar las áreas de mayor interés teniendo mucho cuidado con la confiabilidad de los datos con los que se cuenta, para cada contaminante evaluado.

3.4.1 MICROLOCALIZACIÓN DE LOS SITIOS DE VIGILANCIA.

Una vez definidos el número de estaciones de vigilancia, y seleccionadas las áreas donde se deben instalar y los contaminantes que se van a vigilar en cada una de ellas, debe evaluarse la microlocalización de todos los sitios propuestos y realizar las gestiones para lograr la autorización de uso de los mismos20. Esta última labor puede convertirse en algunos casos en una verdadera dificultad, por lo cual se recomienda seleccionar por lo menos tres posibles ubicaciones para cada estación para tener alternativas en caso de que las autorizaciones se demoren o no se consigan. Para evaluar la microlocalización de un sitio específico dentro de un área debe tenerse en cuenta: • Las Condiciones de Seguridad. Las condiciones de

seguridad de un lugar en particular deben ser suficientemente valoradas a la hora de seleccionarlo como sitio de vigilancia. Si el lugar no puede acondicionarse usando medidas convencionales de seguridad (iluminación, cercas, etc.), es decir si estas medidas no son suficientes, debe optarse por otro lugar en las cercanías, que permita cumplir los objetivos de vigilancia, pero que no comprometa la seguridad de los equipos, ni de los operadores. Además debe pensarse en la seguridad del público en general dado que elementos como la torre meteorológica o los sensores de viento, pueden representar algún riesgo para las personas en las cercanías de la estación de vigilancia.

• Exposición de los toma muestras y sensores. Una adecuada condición de exposición de los toma muestras y los sensores es fundamental para poder lograr mediciones representativas y significativas. Los sitios de vigilancia deberán estar suficientemente

20 Es recomendable tramitar estas autorizaciones y por periodos no inferiores a cinco años, para garantizar que no se tendrá que mover la estación, en un periodo de tiempo corto o en lo posible nunca, del sitio escogido, y ahorrarse los costos que implican un traslado y obtener además una serie de datos representativa de largos periodos.

separados de fuentes locales de contaminación, como parqueaderos, vías sin pavimento, o calderas, o sumideros como vegetación densa. Los toma muestras deberán estar expuestos para asegurar mediciones representativas, por lo cual deben evitarse sitios demasiado cubiertos o que presenten estancamientos locales (por ejemplo un callejón de vientos formado entre edificios altos). Además los toma muestras y los caminos de medición deben estar ubicados de tal manera que no se alteren las concentraciones de contaminantes en la muestra.

En la Tabla 10 y en la Figura 3 se resumen los criterios que deben verificarse cuando se trata de evaluar la ubicación de los toma muestras y sensores. En general deben seguirse las siguientes consideraciones: • Los toma muestras no deben estar localizados cerca

de las salidas de sistemas de aire acondicionado o ventilaciones de edificios.

• Se deben evitar también zonas de parqueo, depósitos de químicos o de combustibles.

• No se recomienda emplear generadores eléctricos para las estaciones.

• Se debe evitar sitios muy cercanos ha acumulaciones de residuos sólidos o líquidos.

• Los sitios de vigilancia de PST deben estar alejados de carreteras sin pavimento, campos deportivos o lotes sin vegetación que los cubra.

• Los tomamuestras, y los caminos de medición deben ubicarse a determinadas distancias de las vías vehiculares, según el contaminante y según la escala de vigilancia, estos criterios se muestran en la Tabla 11 y en la Figura 4.

Figura 3. Ilustración de las recomendaciones para la ubicación de estaciones de vigilancia21.

• Condiciones de Logística. El lugar debe tener facilidades de acceso permanente para los operadores, para los materiales consumibles y los repuestos, para equipos automáticos, debe contar con al menos una línea telefónica fija o celular para el envío de datos, debe tener electricidad y disponibilidad de carga para todos los equipos que serán instalados.

• Consideraciones visuales y arquitectónicas. Muchas veces la instalación de una estación de vigilancia en

21 h es la diferencia de altura entre el toma-muestras y el obstáculo más cercano. TDP es la distancia a vías vehiculares, αTDP es una distancia proporcional al Tráfico Promedio Diario.


13

la terraza de un edificio o dentro de un parque puede resultar ofensiva visualmente o no armonizar con su entorno desde el punto de vista arquitectónico, factores que la mayoría de las veces son muy importantes para los dueños, o los vecinos de los terrenos, por lo tanto deben considerarse.

Tabla 10. Resumen de criterios para ubicación de toma muestras y caminos de medición.

CO

NT

AM

INA

NT

E

ESCALA DE VIGILANCIA

(LONGITUD MÁXIMA DEL CAMINO DE

MEDICIÓN EN METROS)

ALTURA DESDE EL PISO AL TOMA

MUESTRA HORIZONTAL O

VERTICAL, O 80% DE LA ALTURA

HASTA EL CAMINO DE MEDICIÓN A

(METROS)

DISTANCIA DESDE ESTRUCTURAS DE SOPORTE B HASTA EL TOMA MUESTRA

HORIZONTAL O VERTICAL, O 90 % DE LA DISTANCIA

AL CAMINO DE MEDICIÓN A (METROS)

DISTANCIA DESDE EL TOMA

MUESTRA O DESDE EL

CAMINO DE MEDICIÓN A A LOS ÁRBOLES

CERCANOS (METROS)

SO2 c, d, e, f

300 (Media) 1000 (Vecindario, Urbana y Regional)

3 – 15 >1 >10

CO d, e, g 300 (Micro, Media) 1000 (Vecindario)

3 ± 0.5 3 – 15

>1 >10

O3 c, d, e 300 (Media) 1000 (Vecindario, Urbana y Regional)

3 – 15 >1 >10

Precursores de O3 c, d, e

1000 (Vecindario, Urbana) 3 – 15 >1 >10

NO2 c, d, e 300 (Media) 1000 (Vecindario, Urbana) 3 – 15 >1 >10

PM10 c, d, e, f, h y PM2.5 c, d, e, f, h, i

Micro, Media Vecindario, Urbana y Regional

2 – 7 (Micro) 2 – 15 (otras)

>2 a todas las escalas, distancia horizontal

solamente

>10 a todas las escalas

a El camino de medición para analizadores de camino abierto es aplicable solo medición de CO a escala micro, media o de vecindario y aplicable para todas las escalas para medición de SO2, O3, precursores de O3 y NO2. b Cuando el sitio de vigilancia se encuentra en una azotea, esta distancia se refiere a cualquier muro, columna, o baranda etc. situados en la misma. c Debería ser >20 m desde de las goteras de los árboles. Cuando estos actúan como obstáculos, la distancia debe ser 10 m. d Distancia desde el toma muestra, o 90% de la distancia desde el camino de medición, a un obstáculo (como un edificio). Cuando el obstáculo esta mas alto que el toma muestra o el camino de medición, debe ser al menos dos veces la diferencia de altura entre el obstáculo y el toma muestra o el camino de medición. e Debe tener flujo no restringido de aire 270° alrededor del toma muestra, 180° si el toma muestra se extiende desde el lado de un edificio. f El toma muestras y el camino de medición deben encontrarse lejos de fuentes menores de contaminación, como chimeneas de hornos. La distancia de separación depende de la altura del punto de emisión de la fuente menor, del tipo de combustible empleado en la misma, de la calidad de combustible. Este criterio esta diseñado para evitar influencias indebidas de fuentes menores. g Para sitios de vigilancia de CO a micro escala, el toma muestra debe estar a mas de 10 m de una intersección de calles y preferiblemente en una locación a mitad de manzana. h Para dos o más toma muestras de PM10 localizados en el mismo sitio, debe observarse entre ellos, una separación de 2 – 4 m. i Para dos o más toma muestras de PM2.5 localizados en el mismo sitio, debe observarse entre ellos, una separación de 1 – 4 m.

Tabla 11. Distancia mínima de separación entre toma muestras o caminos de medición y vías vehiculares22.

DISTANCIA DE SEPARACIÓN MÍNIMA EN METROS ENTRE VÍAS VEHICULARES Y TOMA MUESTRAS O CAMINOS DE MEDICIÓN A VARIAS ESCALAS.

VALOR PROMEDIO DEL TRÁFICO DIARIO VEHÍCULOS POR DÍA

O3 VECINDARIO URBANA

NO2

VECINDARIO URBANA

CO VECINDARIO

PERCUSORES DE OZONO

<10000 10 10 10 >10

15000 20 20 25 20

20000 30 30 45 30

30000 80

≥40000

40000 50 50 115 50

50000 135

≥60000 150

70000 100 100 100

110000 250 250 250

En la figura 4, se presenta la guía de la USEPA para la ubicación de monitores de PM10 y PM2.5, dependiendo

22 U. S. Code Federal Registrer 40 CFR 58 Apendix E. 1985

de la distancia del sitio de vigilancia a la vía de mayor tráfico y al volumen de este. De manera independiente a su número y ubicación, las concentraciones de contaminantes atmosféricos determinados deben relacionarse con parámetros tales como la radiación, la precipitación, velocidad, dirección del viento y temperatura, para tratar de establecer un patrón de influencia entre las variables climáticas y los niveles de contaminación del aire. Un análisis de este tipo permitirá crear una información base representativa con la cual se pueda retomar en un futuro la planificación de los programas de vigilancia de la calidad del aire y el establecimiento de las correspondientes medidas de control.


14

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160

DISTANCIA DE LOS ANALIZADORES DE PM10 Y PM 2.5 A LA VIA MAS PROXIMA [m]

TR

AF

ICO

PR

OM

ED

IO D

IAR

IO X

103

INA

CE

PT

AB

LE A

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2 Y

7 M

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NT

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RIO

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SIT

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E

CA

TE

GO

RI

A (

A)

ESCALA MEDIA ADECUADA PARA SITIOS DE CATEGORIA A PERO NO PREFERIDA

ESCALA DE VECINDARIOA ADECUADA PARA SITIOS DE CATEGORIA B

ESCALA URBANA

Figura 4. Localización de sitios de vigilancia de PM10 y PM 2.5


15

3.5 EVALUACIÓN METEOROLÓGICA EN LOS PROGRAMAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE

Las principales tareas que se deben realizar en el campo de la meteorología, dentro de un programa de calidad del aire, pueden ser resumidas así23: • Participación en los estudios de diagnostico previos a

la implantación de una RVCA para apoyar la definición de sitos y número de estaciones para la red.

• Generación de información meteorológica requerida para corregir y normalizar mediciones de calidad de aire

• Generación de datos de apoyo para el análisis de los resultados de las mediciones de calidad de aire con respecto a las condiciones meteorológicas, por ejemplo, para estudiar direcciones asociadas a contaminación, análisis de impactos de fuentes cercanas, etc.

• Análisis de condiciones meteorológicas de escala local, urbana y regional.

• Pronósticos de periodos de riesgo debido a altas concentraciones de contaminantes.

• Estudios de transporte y dispersión de contaminantes atmosféricos.

• Generación de información requerida por modelos de dispersión de contaminantes.

• Provisión é interpretación de datos climatológicos de difusión.

• Asesoría en la generación de inventarios de emisiones con información compatible con los modelos de simulación meteorológica.

3.6 SELECCIÓN Y UBICACIÓN DE LOS SENSORES METEOROLÓGICOS.

La mayoría de los sensores meteorológicos no tienen alto costo, luego las restricciones económicas no juegan un papel determinante a la hora de establecer el número de equipos meteorológicos que se pueden adquirir. Por lo tanto es muy recomendable instalar sensores de velocidad y dirección de viento, precipitación, temperatura, brillo solar, radiación, presión y humedad en todas las estaciones. Dado que no existe la necesidad imperativa de instalar los sensores meteorológicos exactamente en la misma localización que los de calidad del aire 24 y que existe la posibilidad de encontrar sitios que cumplan con todas las restricciones impuestas para la vigilancia de calidad del aire pero no cumplan con las restricciones meteorológicas, es posible diseñar RVCAs donde algunos o todos los sensores meteorológicos estén separados de los de calidad del aire. Sin embargo,

23 SZEPESI D.J. Applications of meteorology to atmospheric pollution problems. World Meteorological Organization. Technical Note No.188 . WMO – No. 672. 1987. 24 SZEPESI D.J. Applications of meteorology to atmospheric pollution problems. World Meteorological Organization. Technical Note No.188 . WMO – No. 672. 1987.

ponerlos en el mismo sitio resulta más económico, dado que se requerirían menores recursos para la adquisición y transmisión de datos, y para la operación y mantenimiento. Por otro lado, es posible que el número de sitios para evaluar calidad del aire, no sea suficiente para caracterizar adecuadamente la meteorología de la región o ciudad, luego podría ser necesario instalar algunas estaciones adicionales solo con sensores meteorológicos, para lograr un cubrimiento adecuado y para contar a futuro con la información necesaria para alimentar modelos de calidad del aire. Las estaciones meteorológicas deben ubicarse teniendo en cuenta factores como la rugosidad de la superficie terrestre de la ciudad, el uso del suelo urbano, el agrupamiento, la orientación y las características de los edificios y viviendas aledañas al sitio de vigilancia, debido a que las diferencias de estas características influyen en el balance radiactivo del sistema tierra – atmósfera y por lo tanto en la micrometeorología urbana25. Deben tenerse en cuenta también las perturbaciones que tienen origen en la capa mezcla, la capa superficial y la capa de estela urbana, las condiciones microclimáticas de la capa limite planetaria y la capa límite urbana, como se ilustra en la Figura 5.

Figura 5 . Disposición teórica de las estructuras de la capa límite sobre una ciudad (Oke 1984, presentado por TAESLER, 198826).

25 ASESORÍA AL PROCESO DE AUDITORÍA AL DISEÑO Y OPERACIÓN DE LA RED DE MEDICIÓN DE CALIDAD DE AIRE DE BOGOTÁ. INFORME FINAL. P. Ulricksen. Centro Nacional del Medio Ambiente, Bogotá 2002. Anexo 14. 26 Taesler, R. 1988. Métodos y Datos sobre Climatología Urbana. Conferencia Técnica: La Climatología Urbana y sus Aplicaciones con Especial referencia a las Regiones Tropicales. OMM N° 652, Org. Meteor. Mundial, Ginebra.


16

Para zonas con diferentes rugosidades de la superficie terrestre y condiciones térmicas particulares, como las ciudades, se recomienda hacer mediciones de turbulencia en un rango de tres a cinco sitios. De dos a cuatro estaciones para medir velocidad y dirección de viento, y temperatura en las capas superiores de la atmósfera. En cuanto a la microlocalización de los sensores meteorológicos deben observarse los siguientes criterios27: • Dar preponderancia a la geometría del sito de

vigilancia por encima de la cercanía a fuentes de contaminantes del aire.

• Para medición de temperatura a diferentes alturas, no deben seleccionarse sitios dentro de depresiones topográficas.

• Los sensores de velocidad y dirección del viento deben instalarse a una altura de a 10 m. En zonas urbanas, sensores de viento que estén situados sobre la cima de los edificios, deben instalarse a una altura suficiente para evitar la estela aerodinámica de otros edificios. Como regla, la profundidad total estimada de la estela de edificio es aproximadamente 2.5 veces su altura.

• Deben situarse en la parte superior de la torre o en un brazo que se extienda al menos a dos veces el diámetro de la torre, hacia afuera en la dirección del viento predominante. La distancia al obstáculo más cercano debe ser por lo menos 10 veces la diferencia de altura entre el obstáculo y el sensor.

• Los sensores de temperatura deben ubicarse a una altura mayor a 1 m sobre el suelo, la distancia al obstáculo más cercano debe ser al menos 4 veces la diferencia de altura entre el obstáculo y el sensor. Debe montarse sobre un brazo que se extienda al menos dos veces el diámetro de la torre.

• Los sensores de radiación global deben instalarse sobre el eje norte sur de la torre. Deben estar alejados de cuerpos negros, blancos o que reflejen la luz.

• Los sensores de humedad relativa, deben ubicarse a 2 m. sobre el suelo, sobre un brazo que se extienda al menos dos veces el diámetro de la torre.

• El sensor de precipitación debe estar a 1 m del suelo, y la distancia al obstáculo más cercano debe ser por lo menos 2 veces la diferencia de altura entre el obstáculo y el sensor. Los sensores de radiación solar deben montarse sobre un brazo que se extienda al menos 10 veces la diferencia de la altura entre el obstáculo cercano y el sensor.

En la

Tabla 12 se presentan los equipos que se utilizan para medir los parámetros meteorológicos.

27 Pooler F. Network requirements for the St. Louis regional air pollution study, 1974.

Tabla 12 Equipo utilizado para la medición de los parámetros meteorológicos.

PARÁMETRO EQUIPO Velocidad del viento Veleta convencional Dirección del viento Anemómetro convencional

Temperatura Sensor tipo capacitor de película delgada, termopar

Humedad relativa Sensor tipo capacitor de película delgada de polímero

Temperatura de capa de mezclado

Radar acústico

Presión Barométrica Barómetro Convencional Brillo Solar Heliógrafo Convencional Precipitación Recipiente Volumétrico

3.7 SELECCIÓN DE LAS TÉCNICAS DE MUESTREO EN LA RVCA.

Después de tener clara la distribución de la red se debe considerar cual debe ser el cubrimiento temporal que requiere el cumplimiento de los objetivos de vigilancia, y seleccionar con base en ellos la técnica de medición apropiada. Las técnicas de medición pueden ser divididas en cinco grupos, con marcadas diferencias de costos y desempeño. Estos grupos son, los muestreadores pasivos, los activos, los analizadores automáticos, los sensores remotos y los bioindicadores. • Muestreadores Pasivos: Ofrecen una manera sencilla y

económica de evaluar la calidad del aire en un área. Se basan en el principio de absorción molecular. Permiten recolectar una muestra, integrada en un periodo definido (por lo general de una semana a un mes), por difusión molecular en un material absorbente, especifico para cada contaminante. El bajo costo de cada muestreador permite desplegarlos en grandes números en un área de interés. Eso es muy útil cuando se trata de identificar lugares críticos, de alta concentración de contaminantes, cerca de vías de alto tráfico o de áreas industriales, donde estudios más detallados pueden ser necesarios. Para obtener el mayor provecho de esta técnica se necesita una cuidadosa planeación de las mediciones y mucha atención al control y aseguramiento de calidad al proceso de análisis de muestras en el laboratorio de análisis de muestras. Los métodos de medición integral como los muestreadores pasivos, aunque en esencia limitados por su baja resolución temporal, serán adecuados para evaluar la exposición a largo plazo y muy útiles para los estudios de diagnostico y diseño de RVCAs, por su poca demanda de recursos operativos y su bajo costo. Pese a lo anterior, como los muestreadores pasivos, se han trabajado bajo diferentes condiciones culturales, climáticas y geográficas, se requiere que antes de ser utilizados en estudios a gran escala, sea necesario efectuar ajustes menores al muestreador o al protocolo de muestreo, especialmente, cuando las condiciones difieren de


17

aquellas bajo las cuales el muestreador fue inicialmente diseñado y probado.

• Muestreadores Activos. Estos equipos recolectan las muestras de contaminantes por métodos físicos o químicos para un posterior análisis en laboratorio. Por lo general toman un volumen conocido de aire y lo bombean a través de un colector (un filtro en el caso de las partículas o una solución química para los gases), por un periodo de tiempo determinado. Después el colector es retirado y llevado al laboratorio para su análisis. Esta técnica ha sido empleada por mucho tiempo alrededor del mundo, por lo cual existen disponibles datos valiosos para la comparación de tendencias con otros lugares. Los factores que determinan la calidad de los datos obtenidos a través de esta técnica son los sistemas de muestreo (para los gases), el acondicionamiento de la muestra, los sistemas de gravimetría (para partículas) y los procedimientos de laboratorio para gases como SOX y NOx. Los sistemas semiautomáticos, como los muestreadores de PST y SO2, serán adecuados para mediciones de estándares diarios y anuales, pero demandaran mayores esfuerzos operativos.

• Analizadores Automáticos: La información que genera este sistema de vigilancia, permite evaluar el comportamiento de los contaminantes atmosféricos, tanto en el tiempo como en el espacio. Además, por la confiabilidad y oportunidad de los datos que genera, se emplea para definir políticas y estrategias de prevención y control de la contaminación, al igual que para evaluar la eficacia de los programas que se implanten. Pueden proporcionar mediciones de tipo puntual con alta resolución (promedios horarios, o mejores), para la mayoría de los contaminantes criterio (SO2, NO2, CO, TSP, PM10), como para otros especies importantes (HCT, HCM/HCNM, COV, etc.). Estas muestras pueden ser analizadas en línea usualmente por métodos electro- ópticos (Absorción UV, o de IRND, fluorescencia o quimioluminiscencia), y los datos pueden ser transmitidos en tiempo real. Para obtener datos exactos, precisos y confiables con esta técnica, debe alcanzarse un estándar alto de mantenimiento y de operación además de un ajustado programa de aseguramiento y control de calidad.

Si se desea implementar una estrategia de medición continua, los analizadores automáticos proporcionarán un cubrimiento temporal muy amplio y con relativamente poco esfuerzo operacional. Si se logra ajustar adecuadamente un programa de aseguramiento y control de calidad, estos analizadores son muy adecuados para obtener datos con un alto cubrimiento temporal y disponibilidad inmediata.

Considerar métodos como los equipos DOAS que pueden medir en el mismo equipo varios contaminantes. Es un método de medición abierto el

cual consiste en tomar un volumen dado en la atmósfera, entre el emisor de la radiación y del receptor, que es variable de acuerdo a las necesidades del seguimiento. Está basado en la ley de Beer y Lambert pero con la ventaja que mediante el mismo haz de radiación se mide varias sustancias contaminantes y darse diferentes niveles de representatividad. Otros métodos más complejos se pueden considerar de manera ilustrativa como el LIDAR el LIF entre otros métodos más sofisticados.

• Sensores remotos: Estos equipos usan técnicas espectroscópicas de largo paso. Obtienen datos integrados a lo largo del paso entre un emisor de luz y un receptor, o entre un emisor, un espejo y un receptor. Estos sistemas de medición pueden ser muy útiles en varias situaciones, en particular en cercanía de fuentes. Deben mantenerse un alto nivel de operación, calibración, y validación de datos para sacar provecho de esta técnica.

• Bioindicadores: Estas técnicas pueden ocasionalmente proporcionar una manera barata y flexible de identificar la presencia de niveles de contaminación y/o áreas donde se necesitan mediciones más detalladas, sin embargo, estas técnicas son muy específicas de cada región y no han sido desarrolladas al punto en que pueden ser aplicadas en programas de vigilancia regulares

En la Tabla 13 se describen las principales ventajas y desventajas de cada grupo y se muestra un intervalo de los valores de los muestreadores o analizadores.

Tabla 13. Características de las diferentes técnicas de medición28.

METODOLOGÍA VENTAJAS DESVENTAJAS

INVERSIÓN U.S. DLLS

Mue

stre

ador

es

Pas

ivos

Muy bajo costo. Muy simples. Útiles para cribado y estudios de base.

No probado para algunos contaminantes. En general sólo proveen promedios semanales y mensuales. Requieren análisis de laboratorio.

2-4 por muestra.

Mue

stre

ador

es

Act

ivos

Bajo costo. Fáciles de operar Confiables en: operación y funcionamiento. Historia de bases de Datos

Proporciona concentraciones pico o de alerta. Trabajo intensivo. Requieren análisis de laboratorio.

2000- 4 000 por unidad.

Med

icio

nes

Aut

omát

icas

Alto funcionamiento comprobado. Datos horarios. Información on line y bajos costosdirectos.

Operación Compleja. Costosos. Requieren técnicos calificados. Altos costos periódicos de operación.

13200-26400 por monitor.

28 UNEP-WHO. GEMS AIR.”Methodology Review Handbook”.1994.


18

METODOLOGÍA VENTAJAS DESVENTAJAS INVERSIÓN

U.S. DLLS

Sen

sore

s R

emot

os Proporcionan

patrones de resolución de datos. Útiles cerca de fuentes y para mediciones verticales en la atmósfera. Mediciones de multicomponentes.

Muy complejos y caros. Difíciles de operar, calibrar y validar. No son siempre comparables con los analizadores convencionales

264 000 por sensor.

Bio

indi

cado

res

Baratos. Útiles para identificar la presencia de algunos contaminantes.

Problemas en la estandarización de sus metodologías y otros inherentes a los procedimientos. Algunos requieren análisis de laboratorio.

Costo Variable.

*Nota: La inversión es inicial y no contempla el costo por análisis de laboratorio. Precios de 2005.

Las técnicas de muestreo descritas, tienen diverso grado de utilización, según los objetivos del muestreo, según los recursos económicos disponibles y según la infraestructura disponible. En la Tabla 14, se muestran los usos más comunes de estas metodologías, de acuerdo al objetivo de vigilancia de la calidad del aire. Los valores del 1 al 3 indican la utilidad de la metodología. Correspondiendo el número 3 a la tecnología más recomendada para cumplir con el objetivo propuesto para la RVCA. La ausencia de valor implica que esta tecnología no es recomendable para cumplir con el objetivo establecido. Existe una clara proporcionalidad entre la complejidad, el costo, confiabilidad y desempeño. Equipos mas sofisticados, proveen datos más refinados pero usualmente son más complejos y más difíciles de operar. Los muestreadores manuales ó semiautomáticos, no son necesariamente menos exactos que los analizadores automáticos. Por ejemplo datos provenientes de un analizador de NO/NO2 por quimioluminiscencia, y un tubo de difusión localizados en un mismo punto, pueden mostrar una concordancia entre ± 10%, sujetos ambos a altos estándares de operación y aseguramiento de calidad29.

Tabla 14. Utilidad de las metodologías para vigilancia de calidad del aire 30

METODOLOGÍAS

OBJETIVOS

MU

ES

TR

EA

DO

RE

S

PA

SIV

OS

MU

ES

TR

EA

DO

RE

S

AC

TIV

OS

MU

ES

TR

EA

DO

RE

S

AU

TO

MÁ

TIC

OS

SE

NS

OR

ES

R

EM

OT

OS

BIO

IND

ICA

DO

RE

S

Vigilar el cumplimiento de las normas de calidad de aire. 1 3 3 1 1

29 Smith S, Bush T, Stevenson KJ, Moorcroft S 1997 Validation of Nitrogen Dioxide Diffusion Tube Methodology. Stanger Science and Environment and AEA Technology, National Environmental Technology Centre, Lansdowne Building, Lansdowne Rd, Croydon, CR0 2BX, UK and http://www.aeat.co.uk/netcen/airqual/reports/valid/nvalid.html. 30 Ibiden.

METODOLOGÍAS

OBJETIVOS

MU

ES

TR

EA

DO

RE

S

PA

SIV

OS

MU

ES

TR

EA

DO

RE

S

AC

TIV

OS

MU

ES

TR

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DO

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S

AU

TO

MÁ

TIC

OS

SE

NS

OR

ES

R

EM

OT

OS

BIO

IND

ICA

DO

RE

S

Implementación de planes de contingencia 1 3 3 2

Alertas ambientales: vigilancia de valores Máximos. 1 2 3 2

Investigación del transporte de contaminantes atmosféricos.

2 2 1 3 2

Barrido de contaminantes en una trayectoria 2 3

Rastreo de tendencias temporales de calidad de aire. 2 1 3 3 1

Medición del impacto de las medidas de control en la calidad del aire. 3 2 3 2 1

Calibración y evaluación de modelos de Dispersión. 1 1 3 3

Efectos de la contaminación atmosférica global. Inventario de efectos. 2 2 2 1 3

Estudios de Salud Pública. 3 3 1 1

Medición de concentraciones de fondo. 3 1 1 3

Medición perimetral a industrias riesgosas 1 2 3 3 1

Con base en la experiencia a nivel internacional, se observa que en algunos casos, puede implementarse una estrategia combinada utilizando muestreadores pasivos, activos y automáticos dentro de una misma red, con el objeto de implementar la resolución espacial y temporal de las mediciones de calidad de aire, siempre y cuando se lleven a cabo los estudios de validación pertinentes de los diferentes instrumentos, y se tome en cuenta que algunos de ellos presentarán dosis acumuladas y no detectarán eventos episódicos. Lo más recomendable es siempre escoger la instrumentación más simple, que usualmente es también la más barata, que permita lograr datos confiables, con la periodicidad deseada. Equipos no apropiados, muy complejos, o propensos a fallas pueden resultar en una pobre recuperación de datos, en datos de muy limitada utilidad y en consecuencia en perdida de los recursos invertidos. Para decidirse por un equipo en especial, se deben considerar primero los objetivos de vigilancia, luego la disponibilidad de recursos para implantación y operación, y por último la de recurso humano capacitado.

3.8 ESTRATEGIA DE MUESTREO PARA LA RVCA.

La estrategia de muestreo ó forma en que se ejecutará el programa a seguir con la red de vigilancia de la calidad del aire, esta estrechamente ligada al alcance de los objetivos propuestos. Por tal razón, la definición del programa de muestreo, del tiempo dispuesto para las mediciones y la frecuencia de las mismas, actividades componentes básicas de la estrategia, dependerán del tipo de programa que se pretenda llevar a cabo. Por tal razón, lo primero que se tendrá que definir para cualquier tipo de programa de vigilancia, ya sea de muestreo continuo o discontinuo, será la duración del mismo. La frecuencia de muestreo y el tiempo de toma de muestra,


19

se determinarán para programas discontinuos en función de los objetivos de vigilancia y de la calidad de los datos que se requieran para cumplir.

3.8.1 DURACIÓN DEL PROGRAMA.

Se define así, el periodo durante el cual operará la RVCA, recopilando la información sobre concentraciones de contaminantes y condiciones meteorológicas, que permita cumplir plenamente con los objetivos del programa. En la tabla 15, se presentan las duraciones propuestas para redes de vigilancia de acuerdo al objetivo básico de diseño.

Tabla 15. Duración de un programa de vigilancia

OBJETIVO BÁSICO DURACIÓN DEL PROGRAMA

Evaluar cumplimiento de normas y determinación de tendencias.

Mayor ó igual a cinco (5) años.

Evaluar estrategias de control Mayor ó igual a dos (2) años. Uno antes y otro después de implantar la estrategia.

Información al Público Mínimo un (1) año Identificación de Áreas Críticas

Dos (2) años. Dependiendo de la complejidad ambiental del área.

Estudios específicos Dependerá de los parámetros evaluados, cantidad de datos requerida y la frecuencia de muestreo.

3.8.2 FRECUENCIA DE MUESTREO

Se indica con este término, el número de muestras de un contaminante del aire que se tomarán o llevarán a cabo en un intervalo de tiempo, en un sitio de muestreo o en un área de muestreo. La frecuencia del muestreo depende de los requerimientos de la legislación vigente, del propósito de la muestra y del tipo de equipo a ser utilizado. Se aplica principalmente a la operación de equipos activos semiautomáticos. Este factor es de gran importancia puesto que los valores de calidad del aire dependen en gran parte de variaciones en las condiciones climáticas del área de estudio. Las concentraciones ambientales, también varían en función del día de la semana y en un mismo día las condiciones meteorológicas y patrones de emisión, pueden producir variaciones en las concentraciones de los contaminantes. Por tal razón, se recomienda establecer una frecuencia de muestreo que tome en consideración todos estos cambios de manera que el programa de vigilancia sea representativo de lo que ocurre en el área de estudio. Durante muestreos con analizadores automáticos no se aplica este factor puesto que el muestreo se lleva a cabo continuamente durante todo el período que abarca el programa de vigilancia, salvo en caso que los equipos hayan sido programados para efectuar la toma de muestras con una frecuencia especifica. En mediciones con equipos semiautomáticos, para establecer valores medios anuales de frecuencia, se recomiendan muestreos individuales con una frecuencia de 1 a 2 veces por semana dependiendo de las concentraciones y variando el día de la semana

(ejemplo: tomar muestreos cada seis días), de manera que se tomen muestras en todos los días de la semana. Para establecer el 98 percentil, se recomiendan mediciones por lo menos 2 veces por semana y en caso de concentraciones muy variables, hasta 4 veces por semana, cambiando también los días de la semana. Para promedios diarios por lo menos 5 mediciones por mes, durante un año o por lo menos durante seis meses, cuando no haya cambios climáticos muy marcados. La variación del promedio de la concentración de un contaminante obtenido en una serie de datos con un equipo activo intermitentes con la obtenida para el mismo contaminante con un equipo continuo, varía entre un 2 % y un 5 % dependiendo de la frecuencia de medición. En la tabla 16, se presentan las frecuencias de muestreo establecidas en la legislación vigente, para la medición de los principales contaminantes del aire.

Tabla 16. Frecuencias de muestreo

PARÁMETRO FRECUENCIA Partículas Suspendidas Totales PST Una muestra cada tercer día Partículas Menores a 10 micras PM-10 Una muestra cada tercer día. Dióxido de Nitrógeno (NO2) Una muestra cada tercer día Dióxido de Azufre (SO2) Una muestra cada tercer día

Monóxido de Carbono (CO) Una muestra diaria. Periodo de 8 horas

Oxidantes Fotoquímicos (O3) Una muestra diaria de 6am – 6pm.

3.8.3 TIEMPO DE TOMA DE MUESTRA

El tiempo de toma de muestra de una lectura individual en mediciones discontinuas, corresponde al período de tiempo en que se lleva a cabo la determinación de concentraciones de los contaminantes. Mientras más corto es el tiempo de toma de muestra, más altos serán los valores máximos esperados. Este tiempo se determina tomando en cuenta los criterios recomendados de efectos en la salud o factores de inmisión de los contaminantes a determinar, por medio de los límites de detección del método de muestreo utilizado y por medio de los criterios establecidos en las normas de calidad del aire vigentes. Para métodos de referencia discontinuos estos tiempos son los siguientes: • Para gases (SO2): 1 hr, 3hr, 24 hr. • Para partículas suspendidas: 1hr, 24 horas. Algunas recomendaciones de los manuales OMS/UNEP, GEMS/AIR, en cuanto a tiempos de muestreo, son las siguientes: • Deben ser medidas concentraciones promedio de 24

horas. • La medición anual se recomienda para determinar las

variaciones estaciónales y para obtener promedios anuales.


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• El muestreo diario se recomienda si se necesitan realizar comparaciones significativas a corto plazo o si las concentraciones a 24 horas serán cuantificadas confiablemente.

• Se requiere de medición con resolución horaria únicamente cuando existan condiciones de episodio de contaminación y se requiera verificar el cumplimiento de las normas ó valores limites de concentración de la situación de emergencia.

3.8.4 DEFINICIÓN DE CAMPAÑAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE.

De manera independiente, si una autoridad ambiental cuenta ò no con una red de vigilancia de la calidad del aire, siempre existe la necesidad de contar con una infraestructura mínima de recursos (personal, equipos y materiales) que le permitan desarrollar, actividades de control y vigilancia del recurso aire. las unidades tienen como objetivo realizar estudios específicos en lugares remotos o donde no se cuenta con la cobertura de la Red, durante períodos predeterminados, en caso de accidentes o incidentes, o evaluar sitios para la posible instalación de estaciones de vigilancia permanentes debido al crecimiento de la mancha urbana. La metodología permite la evaluación de las máximas concentraciones en una zona sobre un periodo determinado, que es representativo del periodo de referencia. Este procedimiento es usado como un método de evaluación preliminar para verificar si en una determinada región, se cumplen ó no, las normas locales de calidad del aire y determinar el procedimiento de evaluación que debe seguirse. Las unidades móviles o transportables son usadas para mediciones en sitios fijos, usualmente combinan la ventaja de una medición automática con la movilidad y flexibilidad. Para contaminantes para los cuales no se dispone de equipos automáticos, también se pueden equipar con equipos no automáticos como TSP, PM10. La duración, periodos y frecuencia de las campañas ó periodos de vigilancia, tendrán que ser fijados, tan representativos como sea posible del periodo del valor limite ó norma de calidad (1 hora, 24 horas, un año) La localización del equipo será escogida teniendo en cuenta la ubicación de la fuente ó fuentes objeto del estudio, las condiciones meteorológicas, las condiciones topográficas del área. Los tipos de fuente presentes en un área, son muy importantes cuando se escoge un sitio de vigilancia. El impacto de una fuente elevada es difícil de medir, en un sitio a nivel del piso, porque la dirección y la velocidad del viento pueden variar considerablemente. Para mediciones de emisiones originadas en vías, debe tenerse en cuenta que el impacto decrece con la distancia de la fuente y

que el nivel de contaminación será en promedio proporcional al volumen de tráfico. Una serie de mediciones horarias hasta 24 horas, debe reflejar los patrones de la intensidad del tráfico. Las concentraciones más altas, se espera que ocurran en áreas cerca donde las vías, van paralelas a las direcciones más frecuentes del viento. Cuando se apliqué esta metodología, se deben seguir los siguientes pasos: • Establecer el sitio, donde se esperan las máximas

concentraciones, ya sea por mediciones anteriores, por información de zonas similares, inventarios de emisiones ó estudios de simulación. Los muestreadores pasivos, pueden convertirse en una buena herramienta para evaluar la distribución espacial y los niveles máximos de los contaminantes vigilados.

• A partir de series de tiempo ó a partir de información de zonas similares, determine los periodos en que ocurren las máximas concentraciones.

• Desarrolle las mediciones de contaminantes conforme a los requerimientos de calidad de los datos exigido.

Compare los resultados obtenidos con las normas de calidad del aire y establezca el procedimiento técnico y legal a seguir. Cuando lleve a cabo mediciones con una unidad móvil, la máxima incertidumbre de las mediciones debe ser del 15% para los contaminantes gaseosos y del 30% para las mediciones de PST (para mediciones sencillas promediadas en un periodo de referencia, tenga en cuenta los errores de muestreo, calibración y comportamiento del medidor). Las mediciones deben ser soportadas por un adecuado programa de AC/AQ durante el periodo de la campaña y deben ser completamente documentadas.

3.9 RECOMENDACIONES GENERALES PARA SELECCIÓN DE EQUIPOS

La selección de los equipos tiene que ver con factores como el diseño de la red, el nivel de tecnología apropiado y la disponibilidad económica. Aunque se encuentre con un capital suficiente de inversión, los equipos deben estar sujetos a las especificaciones planteadas en el diseño y a la tecnología accesible, de manera que la inversión cumpla los propósitos con la menor inversión y máximos beneficios. Cuando no se cuenta experiencia propia ò con los medios para realizar pruebas de desempeño, lo más recomendable para seleccionar equipos específicos (marca y modelo) para una RVCA, es basarse en la experiencia que al respecto han acumulado instituciones internacionales como la OMS, Agencias Reguladoras como la US-EPA, quien publica regularmente una lista de los equipos equivalentes y de referencia, que han sido sometidos a exhaustivas pruebas de desempeño y las


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han aprobado. Con este listado de equipos y el apoyo de proveedores a nivel nacional, se pueden adquirir todos aquellos elementos, que la disponibilidad económica permita.

4 RECURSOS NECESARIOS PARA EL MONTAJE, OPERACIÓN Y SEGUIMIENTO DE LA RED.

4.1 CONSIDERACIONES GENERALES SOBRE LA ESTIMACIÓN DE COSTOS

Una RVCA es una iniciativa que demanda gran cantidad de compromisos y costos, por lo tanto la inversión (de capital y de operación), es el factor que en la práctica, más limita el diseño de una RVCA. La disponibilidad de recursos económicos para la implantación de la red y la sostenibilidad a largo plazo de su operación y mantenimiento, debe ser el primer aspecto en evaluarse, mucho antes de pensar siquiera en algún equipo especifico. Los costos típicos en los que se incurre en un programa completo de vigilancia y evaluación de la calidad del aire pueden dividirse en las siguientes ocho actividades principales: • Diseño de la RVCA y selección de sitios. • Instalación de las estaciones. • Medición. • Análisis. • Mantenimiento de los equipos. • Procesamiento de datos y reporte de información. • Control y aseguramiento de la calidad, y • Administración y gestión. Debe evaluarse además la disponibilidad continua de recuso humano capacitado, interno o externo al ente responsable de la RVCA, para el mantenimiento de los equipos, junto con las operaciones rutinarias de calibración y análisis de los datos. Por lo general el presupuesto requerido para un año de operación y mantenimiento de la red se encuentra en el orden del 10% de la inversión inicial para la implantación de la misma. Es necesario además realizar una previsión presupuestal para el programa de aseguramiento y control de la calidad, que debe estar en el rango del 20% al 40% de los costos anuales de operación, dependiendo de la complejidad del programa y de los objetivos de calidad de los datos. Una vez establecidos los anteriores costos, y conociendo la disponibilidad de recursos, es posible el número de estaciones de vigilancia que las restricciones de presupuesto permiten. Con base en este número puede iniciarse el proceso de establecer la distribución de las mismas.

Los costos del programa de vigilancia y evaluación de la calidad del aire siempre deben ajustarse a las necesidades y circunstancias específicas de la ciudad o región, sobre la cual se implementará. Por tal razón, es muy difícil establecer una formula única que permita estimar los costos asociados para cualquier región. Sin embargo ésta estimación es fundamental, para dimensionar una RVCA sostenible a largo plazo. En esta sección se analizan y describen los costos en los que se incurre al realizar un programa típico de vigilancia y evaluación de la calidad del aire. Se discuten principalmente los costos de las actividades generales consideradas al comienzo de este numeral, que no dependen del sistema de medición específico. Los costos asociados a los sistemas de medición específicos se discuten solo brevemente. Dado que a la fecha no existe en el país, suficiente información sobre los costos de la vigilancia de la calidad del aire, la estimación de costos se basa en experiencias internacionales al respecto. En general en este documento se asume que la vida útil de una RVCA es de 5 años y se utiliza una RVCA con 5 estaciones para estimaciones específicas de costos. Para enfrentar la tarea de evaluación de costos de implantación y mantenimiento de una RVCA deben tenerse claros los objetivos de vigilancia y los objetivos de calidad de los datos, y después calcular los costos asociados a cada una de las siguientes actividades:

4.1.1 DISEÑO DE LA RVCA Y SELECCIÓN DE SITIOS.

El costo del diseño y selección de sitios de una RVCA, puede calcularse por las horas / hombre invertidas en este tipo de estudios. Estos estimativos incluyen el trabajo necesario para la selección de sitios, lo que involucra salidas a campo para evaluar las características de los sitios. En éste costo solo se incurrirá una vez y se amortizará lo largo de la vida útil de la RVCA. Un estudio de diseño sencillo de una RVCA, basado en información secundaria, disponible de un estudio de diagnostico previo, puede implicar entre 100 y 200 horas de 2 profesionales, de tipo 2 o 3. Dependiendo de la disponibilidad y calidad de los datos de los que se parta. Un análisis más profundo de los datos puede llegar a requerir el doble de tiempo. Sí los datos existentes no son de buena calidad o son insuficientes, las actividades de recopilación de nueva información requerirán mayores recursos y tiempo. Si se requiere aplicar modelos de dispersión será necesario adicionar entre 100 y 200 horas / hombre de un profesional 2 y un profesional tipo 3, dependiendo de la disponibilidad de datos de alta calidad sobre las emisiones y sobre la meteorología de la zona, adecuados para el modelo que se requerirá emplear.


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En terrenos complejos donde los modelos de dispersión no arrojen datos confiables, ó donde por otras razones, deba optarse por campañas de vigilancia, será indispensable destinar recursos muy considerables para cubrir, de 600 a 1200 horas para su diseño, implementación, análisis de datos, y presentación de reportes. Estas tareas deben ser realizadas por varios tipos de personal, desde técnico 1 hasta profesional 3. Debe preverse además el capital para realizar la medición.

4.1.2 INSTALACIÓN DE LAS ESTACIONES

Los costos de instalación de las estaciones comprenden los terrenos y su adecuación, la compra e instalación de los equipos de medición, etc. El terreno del sitio seleccionado, puede ser comprado, arrendado o en algunos casos usado sin costo alguno. La adecuación del sitio incluye el acceso, la seguridad y la electricidad. Puede ser posible que se requiera, una nivelación del terreno y la construcción de una plataforma para colocar la cabina ó shelter donde se protegerán los equipos, puede necesitarse además una vía de acceso, y definitivamente será necesario tener en cuenta la acometida eléctrica par alimentar los equipos si son eléctricos31, la línea telefónica para transmitir los datos32, el cercado y la iluminación para prevenir en alguna medida robos y vandalismo. Después de preparar el sitio se debe transportar e instalar la cabina ó shelter33 y los equipos, estos últimos deben ponerse en condiciones de operación, deben calibrarse y deben preparase para la medición rutinaria. Los costos de instalación de la estación deben incluir gastos en materiales consumibles, servicios, y personal. Estos son por lo general costos en los que se incurrirá solo una vez y se amortizarán en el tiempo de vida útil de la estación. Para los propósitos de este documento se establece una vida útil de 5 años para las estaciones. Los costos totales de instalación de una estación pueden llegar a ser muy significativos (mucho mayores que los costos de los equipos dentro de ella), sin embargo pueden reducirse si se buscan sitios de fácil acceso y con buenas condiciones de seguridad, cercanos a redes eléctricas y telefónicas, y cuyo uso no implique costo alguno para la RVCA (como predios de universidades, colegios, entes estatales, parques públicos).

31 Si el sitio es demasiado remoto y no puede proveerse la electricidad necesaria, es preferible cambiarlo. Si se considera la posibilidad de producir la energía requerida, con una planta eléctrica que utilice combustibles fósiles, ésta debe instalarse lo suficientemente alejada, vientos abajo en la dirección predominante de viento, de manera que se cumplan las normas dispuestas en la tabla 4. sin embargo esta opción no es muy recomendada ya que los datos obtenidos de ésta estación estarán innegablemente influenciados por esta fuente emisora y serán difíciles de validar. 32 En sitios que cuenten con cubrimiento de telefonía celular, esta puede constituir una opción muy buena para transmisión de datos, dependiendo de la calidad del servicio que preste el operador celular. 33 Para sitios de medición en terrazas de edificios, si se requiere de la cabina, esta debe ser construida sobre la misma.

A los costos de las instalaciones y /o acometidas eléctricas, deben sumarse también los costos de la línea telefónica, del servició, y del MODEM para la transmisión de datos en caso de ser requerido. La cerca ó malla de seguridad, debe tener de 2 a 3 metros de altura, y debe llevar alambre de púas en el tope. Debe tener una puerta con sistema de seguridad y ser de dimensiones suficientes para permitir sacar la cabina sin necesidad de levantarla por encima de la cerca. Deben instalarse también lámparas de seguridad, que enciendan automáticamente al atardecer y se apaguen al amanecer, si es necesario. Los costos totales de adecuación del sitio e instalación de una estación, incluyendo acceso, electricidad y seguridad, pueden estar entre US$ 3.200 y US$ 6.40034. El límite bajo de este rango representa el costo para un sitio en un área urbana de acceso disponible, mientras que límite alto corresponde a un sitio rural, que requiere de adecuación de acceso y del sitio. No se incluyen los costos de arriendo o compra de terrenos, por ser estos casos los menos llamativos al momento de la selección del sitio de medición.

4.1.3 COSTOS DE LA VIGILANCIA

Los costos de vigilancia incluyen, la operación y los desplazamientos necesarios para el servició periódico en campo a cada estación, sus equipos, además de los consumibles, repuestos y energía que estos demandan. El servicio en campo consiste en las operaciones de rutina de mantenimiento preventivo que pueden ser realizadas por un técnico 1. Las tareas de mantenimiento correctivo, y preventivo que involucran un mayor conocimiento técnico se deben considerar en el rublo de mantenimiento. Los costos de las calibraciones de rutina y chequeos del desempeño de los equipos se considerarán en el rublo de control y aseguramiento de calidad. Los costos de vigilancia dependen de las técnicas de muestreo y del sistema de medición implantado y de las distancias que se deben recorrer para visitar las estaciones. Los diferentes sistemas de medición requieren diferentes servicios, diferentes medios de muestreo, y consumibles. Por ejemplo los sistemas automáticos de medición de ozono, dióxido de azufre, y dióxido de nitrógeno, no requieren medios de muestreo, pero necesitan el cambio periódico de los filtros de PST para funcionar adecuadamente. Si la red emplea equipos semiautomáticos, se deberán costear los papeles de filtros para el PST o PM10 y los reactivos para los métodos calorimétricos que detectan SO2 y NOX. Los costos del trabajo se estiman con base en la frecuencia y las actividades requeridas para cada sistema de medición.

34 Dólares de 2005. US- EPA, Guidance for Estimating Ambient Air Monitoring Costs for Criteria Pollutantsand Selected Air Toxic Pollutants" EPA-454/R-93-042, October 1993.


23

Los costos de los desplazamientos deben calcularse anualizados, estimando el valor por kilómetro de viaje (incluyendo el costo de alquiler o compra de los vehículos) y multiplicándolo por la distancia entre la estación y el centro de operaciones. La frecuencia de las visitas depende del sistema de medición, por ejemplo para un sistema con analizadores automáticos en una ciudad de más de 500.000 habitantes, con catorce estaciones, pueden hacerse dos visitas por día, es decir una por semana a cada estación. Dependiendo de la rigurosidad del programa de control y aseguramiento de calidad puede requerirse una frecuencia más alta de visitas, luego puede necesitarse mas personal. Por lo general al inicio de un programa de vigilancia se requiere mayor numero de visitas, mientras que para un programa ya en marcha, se requieren menos visitas y menos desplazamientos, al optimizar el programa de aseguramiento de calidad y visitar en un solo viaje las estaciones cercanas.

4.1.4 COSTOS DEL ANÁLISIS

Los costos de análisis aplican cuando se hacen análisis de laboratorio de las muestras recolectadas en campo, es decir para redes que usen muestreadores, pasivos o activos, semiautomáticos. El costo de análisis de una muestra depende específicamente del compuesto a analizar y de cómo se recolectó. Los costos anuales dependerán entonces del número y del tipo de muestras que se deba analizar. Los análisis pueden ser subcontratados a un laboratorio externo, o pueden ser realizados internamente. Para este último caso deben hacerse provisiones para el costo, de capital y de operación, del laboratorio de análisis y amortizarlo en el tiempo de vida de la RVCA. Se debe calcular entonces un valor de análisis por muestra por tipo de contaminante, totalizando todos los rubros y dividiéndolos por el número de muestras a analizar en el tiempo de vida útil de la red. Los analizadores automáticos no requieren análisis en laboratorio pero es recomendable para una red automática incluir en este rublo, el costo, de capital y de operación, de un laboratorio de referencia, donde reposan los equipos utilizados para refrendar las mediciones y el desempeño de los demás equipos de la RVCA.

4.1.5 COSTOS DE MANTENIMIENTO DE LOS EQUIPOS

Los costos de mantenimiento de los equipos están representados por el valor de las operaciones rutinarias de mantenimiento preventivo y correctivo del equipo de medición. Las actividades específicas de mantenimiento dependen del sistema de medición implantado. El rublo incluye mano de obra, desplazamiento, equipos, repuestos y consumibles. El mantenimiento debe ser realizado por un técnico 2. Después de ser reparado un analizador o muestreador debe ser recalibrado, estos

resultados deben ser incluidos en el rublo de mantenimiento.

4.1.6 COSTOS DEL PROCESAMIENTO DE DATOS Y REPORTE DE INFORMACIÓN

En este rublo deben incluirse los recursos necesarios para la adquisición, el procesamiento, validación y reporte de datos. Los datos de calidad del aire pueden dividirse en dos categorías, continuos e intermitentes. Los datos continuos son obtenidos de los analizadores automáticos y de los sensores meteorológicos, por lo general en forma de promedios horarios. Los intermitentes son el resultado del cálculo de concentración a partir de un flujo o un volumen acumulado de aire medido en el sitio de vigilancia y de la masa del material recolectado medida en el laboratorio. Las muestras son recolectadas, por lo general, en periodos de 24 horas de manera consecutiva o no. El costo del manejo de datos depende del volumen de datos, de su categoría (continua o intermitente), del nivel de sistematización empleado, y de las características operacionales del sistema de medición, factores que en últimas están determinados totalmente por los objetivos de vigilancia y de calidad de los datos. El manejo de datos puede ser manual o sistematizado. En la practica, la mayor parte sistemas de manejo de datos están basados en el uso de computadores pero, no son completamente sistematizados, por ejemplo pueden requerir entrada o edición manual de datos. Lo más recomendable desde el punto de vista de manejo de datos es tener un sistema automático que permita la descarga remota desde los equipos de adquisición de datos en las estaciones de medición a la base de datos en el centro de operaciones. En el caso de la medición intermitente, los datos remitidos por el laboratorio deben estar en un formato digital, especialmente diseñado para permitir que la base de datos del centro de operaciones los recupere automáticamente desde un medio extraíble, o través de un acceso remoto vía telefónica. En ambos casos se debe disponer de herramientas estadísticas, graficas y de chequeo de errores, que permitan validar los datos producidos y generar los reportes de resultados. Los costos de capital del hardware destinado al procesamiento y validación de los datos, y generación de reportes, son generalmente marginales dado que, dependiendo de la cantidad de datos a manipular, estos computadores pueden compartirse con otras tareas, luego la mayoría de las veces pueden omitirse si se cuenta con alguna disponibilidad de equipos en la entidad. Si son necesarios equipos de adquisición de datos en las estaciones, como en el caso de redes automáticas, deben incluirse específicamente en las estimaciones de costos. Es recomendable elegir equipos compatibles tanto con el hardware de análisis como con el de transmisión, procesamiento y validación de la


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información, además de ser escalables y actualizables. Los equipos de adquisición de datos que por lo general hacen parte del paquete tecnológico que venden los distribuidores de analizadores, pueden presentar sesgos en este aspecto, por lo cual debe exigírsele explícitamente al vendedor proporcionar equipos compatibles con las tecnologías más aceptada en el mercado. Las actividades de manejo de datos pueden ser realizadas con un computador personal con una capacidad en disco duro y memoria RAM adecuada, un quemador de CD-ROM y un modem, cuyo costo puede estar entre 3 y 5 millones de pesos 35 si se quieren adquirir, y entre 250.000 y 300.000 pesos36 mensuales si se piensa en alquilarlos. Los costos del software de comunicación, de base de datos y de análisis estadístico / grafico de los datos pueden sumar al rededor de 1.000 a 2.000 dólares37.

4.1.7 COSTOS DE ADQUISICIÓN DE DATOS

La adquisición de datos puede ser manual o automática. Los datos continuos pueden ser recopilados en cada estación en un sistema de adquisición de datos (data logger), descargados periódicamente en disquetes (o otros medios desmontables) y llevados al centro de operaciones para su análisis, o pueden ser descargados vía línea telefónica a través de un modem. Los datos continuos también pueden ser impresos en cartas continuas para ser interpretados después manualmente o ser mantenidos como copia de respaldo de la información digital. Los datos intermitentes pueden ser remitidos por el laboratorio en medio magnético ó forma impresa, o en ambas. Los costos de un sistema automático de comunicaciones y adquisición de datos serán menores a largo plazo, dado que inicialmente debe tomarse en cuenta el costo del desarrollo (o compra y adaptación) del sistema. Además este sistema proveerá un desempeño superior desde el punto de vista de control de calidad, que el desempeño de un sistema en el cual se requiere la trascripción manual de datos.

4.1.8 PROCESAMIENTO DE DATOS

El procesamiento de datos es el paso intermedio entre la adquisición y la base de datos. El costo de procesamiento incluye el esfuerzo necesario para dar un formato adecuado a los datos y cargarlos en la base de datos del centro de operaciones del programa de

35 Pesos de 2002. 36 Ibid. 37 Dólares de 1993. US- EPA, Guidance for Estimating Ambient Air Monitoring Costs for Criteria Pollutantsand Selected Air Toxic Pollutants" EPA-454/R-93-042, October 1993.

vigilancia. Esto puede involucrar conversiones de formatos de datos, aplicación de filtros iniciales de datos errados o inexistentes, y generación de resúmenes para las actividades de validación posteriores. En un sistema totalmente automatizado este paso es transparente para el usuario, y no requiere mayor esfuerzo ni de operación, ni de mantenimiento; Por lo tanto implicaría costos mínimos, o despreciables. Un estimativo razonable para los costos de procesamiento de datos es de 6 a 12 horas por analizador por año para datos continuos, y entre 2 y 4 horas por muestreador por año para datos intermitentes de labor un profesional 1 o 2, contando con las herramientas de software y hardware adecuadas para esta tarea.

4.1.9 VALIDACIÓN DE DATOS

Pueden definirse dos niveles de validación de datos, el de validación operativa (nivel 1) y el nivel de validación estadística (nivel 2). El Nivel 1 lo constituye la revisión de todos los datos de campo disponibles y la aplicación de los filtros apropiados. Estos filtros deben retirar los datos marcados con banderas que indican eventos como, fallas de potencia, instrumentos fuera de línea, instrumento bajo calibración, chequeo de cero y span, actividades de mantenimiento, instrumento fuera de calibración, error de fecha /hora, falla del instrumento, falla del data logger, dato perdido, fuente local de contaminación inusual38. Después de ser aplicado el nivel 1 de validación, los datos pasan al nivel 2 usando métodos gráficos y estadísticos. Estos métodos pueden incluir control del limite de excedencias, taza de cambio excesiva, picos, estabilidad anormal (persistencia en un valor), chequeos interparámetros (i.e. NO2 - O3, radiación solar - O3), datos fuera del intervalo, y datos por debajo del limite de detección. Un estimativo razonable de las horas hombre requeridas para la validación de datos son 12 horas por analizador por año para datos continuos y 6 horas por muestreador por año para datos intermitentes, de un profesional 1 o 2 para el nivel 1 de validación y de profesionales 2 o 3 para el nivel 2 de validación.

4.1.10 COSTOS DEL REPORTE DE DATOS

El costo del reporte de datos representa el valor de la generación de reportes y la transmisión de los mismos a los sistemas de integración de información existentes. Esto incluye la preparación de todos los formatos y resúmenes necesarios. Estos deben ser procedimientos automatizados. Un estimativo razonable para los costos de generación de reportes es 2 a 4 horas por analizador o muestreador por año de un profesional 1 o 2, para datos continuos o intermitentes. 38 La mayoría de éstas banderas pueden ser aplicadas automáticamente por los sistemas de adquisición de datos adecuadamente programados, el técnico 1 que visita con mayor regularidad las estaciones debe estar en capacidad de proveer la información de campo necesaria para marcar las banderas que no puedan automatizarse.


25

4.1.11 COSTOS COMBINADOS DE MANEJO DE DATOS.

El tiempo total requerido para el manejo de datos esta entre 30 y 50 horas por analizador por año para datos continuos y entre 20 y 30 horas por muestreador por año para medición intermitente. Aproximadamente el 50 % del trabajo lo deberá realizar el profesional 1, el profesional 2 hará el 25% y el profesional 3 el 25% restante. Estas proporciones pueden variar de acuerdo con la calidad del personal y las características del sistema de manejo de datos. Cabe anotar que no faltan por incluir los costos de hardware y software, y los de desarrollo y mantenimiento del sistema.

4.1.12 COSTOS DEL CONTROL Y ASEGURAMIENTO DE LA CALIDAD

El aseguramiento de calidad (AC) es un programa diseñado para alcanzar los objetivos de calidad de datos y certificar que los datos recopilados por el sistema de medición tienen una calidad conocida. El control de calidad (CC) es un conjunto de pruebas y procedimientos rutinarios diseñados para implementar un programa de aseguramiento de calidad. Un programa de AC implica el planeamiento de actividades, la implementación de procedimientos, y la realización de pruebas para realizar un apropiado CC de datos y documentos. Este programa es un requerimiento en toda actividad de medición de calidad del aire. Los costos de AC incluyen la planeación y la coordinación, las calibraciones y certificaciones, auditorias, entrenamiento, revisión de datos y elaboración de reportes. El plan de AC debe ser preparado para cada RVCA siguiendo los lineamientos publicados por el IDEAM sobre la materia. Los equipos de medición deben ser calibrados regularmente, con estándares certificados y rastreables. Se deben llevar a cabo pruebas periódicas del desempeño de los equipos y del sistema para documentar apropiadamente las operaciones y los resultados. Los datos obtenidos por la medición, durante calibraciones y pruebas deben ser evaluados contra los objetivos de calidad de datos. Se debe implementar un programa de entrenamiento del personal. El programa de AC requerirá gastos en mano de obra (planeación y coordinación), bienes de capital (equipos de calibración), consumibles (estándares de calibración), y servicios (auditorias externas). En los costos de capital se incurrirá solo una vez (Compra de equipos, planeación), y otros son costos anuales (calibraciones de rutina, pruebas). Aunque la validación de datos es propiamente una actividad de AC, para propósitos de estimación de costos es mejor incluirla dentro del rublo de procesamiento de datos y reporte de información. Los costos de AC dependen específicamente del sistema de medición pero por lo general deben estar en el rango del 20% al 40% de los

costos anuales de operación, dependiendo de la complejidad del programa y de los objetivos de calidad de los datos.

4.1.13 COSTOS DE ADMINISTRACIÓN Y GESTIÓN

La administración y gestión del un programa de vigilancia incluye la planeación general del alcance del programa, la coordinación de la implementación del programa, supervisión de las actividades de rutina, y la revisión periódica de la practica y los procedimientos. Los costos totales de administración se deben dividir en el número de analizadores / muestreadores, para presentar un costo especifico de administración / por equipo de medición. En general se deben estimar costos para dos grupos de actividades administrativas, planeación y coordinación, y supervisión y revisión. La planeación hace parte de las tareas de diseño de la red y la coordinación es el conjunto de acciones necesarias para soportar e impulsar el programa de vigilancia. Una vez el programa esta en marcha, las actividades de supervisión se centran en la revisión periódica de datos y los reportes de AC, y en el cumplimiento de los objetivos de calidad de los datos y de los cronogramas y presupuestos. El tiempo requerido para administrar un programa de vigilancia de calidad el aire depende de la complejidad del programa y de su extensión. Ésta tarea debe ser llevada a cabo por un profesional 3 o 4. Se estima que son necesarias 16 horas por monitor39 por año para planeación y coordinación, y 16 horas más por monitor por año, para supervisión y revisión.

4.2 TALENTO HUMANO NECESARIO PARA UNA RED DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE.

El personal involucrado en las diferentes actividades que se llevan a cabo en una RVCA, es en general multidisciplinario. En las diferentes etapas que implica el diseño de una red, se involucran ingenieros de diversas ramas, economistas, meteorólogos, químicos, arquitectos, operarios electromecánicos, entre otros. Se puede clasificar de la siguiente manera: • Técnico 1: Técnico con entrenamiento en

operaciones de rutina en los sitios de vigilancia, con capacidad para llevar registros exactos, y hacer observaciones correctas sobre eventos que puedan tener impacto en la calidad de los datos, con habilidades matemáticas, en escritura, y en comunicación. Solo requiere tener educación secundaria, aunque debe preferirse un título técnico.

• Técnico 2: debe poseer además de las habilidades del técnico 1, debe tener el entrenamiento, la educación, y la experiencia necesaria para instalar, calibrar y hacer mantenimiento, a la mayoría de

39 Entiéndase como monitor todos los equipos de medición de calidad del aire, ya sean analizadores automáticos, o muestreadores automáticos o manuales.


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equipos de medición. Debe entender matemáticas estadísticas simples aplicadas a control de calidad, regresiones lineales, y conversiones de unidades. Debe además entender los principios de aseguramiento de calidad. En la mayoría de los casos, debe tener entre 2 y 6 años de experiencia o un titulo técnico y de 1 a 3 años de experiencia en actividades afines.

• Profesional 1: debe poder enfrentar responsabilidades rutinarias como los procedimientos de control de calidad, y validación de datos de operación. Un profesional 1 puede servir también como técnico de laboratorio. Se prefiere un título profesional en un campo científico relacionado y hasta 3 años de experiencia.

• Profesional 2: será responsable por tareas críticas que requerirán experiencia y criterio. Estas incluirán su participación en el diseño de la red y el planeamiento del aseguramiento de calidad, supervisión de las operaciones en las estaciones, y validación estadística de datos de medición, y preparación de reportes. Un técnico de laboratorio experimentado puede estar a este nivel. Un título profesional en un campo científico relacionado, y experiencia entre 3 y 8 años o con una maestría en el campo ambiental y con experiencia entre 1 y 3 años.

• Profesional 3: es un profesional técnico experimentado que tiene la responsabilidad de administrar y dirigir programas de vigilancia. Participará activamente en la labor técnica de planeación, desarrollo y administración cotidiana de la RVCA, compartiendo muchas de estas tareas con el profesional 2. El profesional 3 debe tener un título profesional y un mínimo de 8 a 14 años de experiencia, o una maestría en el área ambiental y 3 a 8 años de experiencia.

• Profesional 4: es un profesional técnico experimentado y / o un profesional administrativo, que será responsable por administrar la totalidad del programa de vigilancia, y establecer las políticas para cumplir las regulaciones relevantes. Esta persona deberá también revisar el trabajo de los demás. Coordinará las actividades con las demás instituciones involucradas en el programa de vigilancia. El profesional 4 debe tener una maestría en un campo ambiental y más de 8 años de experiencia en el campo o un doctorado y más de 10 años de experiencia.

5 DEFINICIÓN DE INDICADORES PARA LA VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE.

5.1 GENERALIDADES.

Mostrar indicadores o índices que nos permitan observar y seguir la situación del medio ambiente y de los recursos naturales, es un ejercicio que ha venido desarrollándose desde comienzos de la década de los sesentas, es decir, cundo comienza una mayor

preocupación por la situación de deterioro de los recursos y el entorno natural. Paralelamente, el impacto y las consecuencias de los procesos de desarrollo, suscitan gran controversia porque la observación de dicho deterioro no es aceptada extensivamente, ya sea por falta de sucesos contundentes y generalizados que vuelvan en hechos incontrovertibles, los escenarios catastróficos que se anuncian, o porque son procesos materia de investigación que incluso se trasladan hasta nuestros días. De otro lado, este posicionamiento implica un insuficiente conocimiento acerca del los alcances y limitaciones de los procesos de desarrollo, puesto que el medio ambiente y los recursos naturales constituyen la base misma de las posibilidades y de la supervivencia de la especie humana hacia el futuro. Los indicadores entendidos en general como mediciones sencillas de algún factor o componente, permiten realizar cuantificaciones, simplificaciones o correspondencias para establecer alguna medida de un estado inicial (línea base), relacionado con la evolución de un recurso. Desde el punto de vista del medio ambiente, también permiten medir el impacto de una acción, establecer costos y beneficios de una actividad, cuantificar el desempeño ambiental sectorial, analizar el desempeño de la gestión ambiental o la sostenibilidad. Los indicadores también se utilizan para hacer seguimiento respecto al ciclo de decisiones, identificar problemas, formular proyectos y para la evaluación y vigilancia. Los indicadores pueden ayudar a establecer juicios ante la dificultad evidente por el aumento de complejidad, al tratar de entender los fenómenos y sistemas versus la necesidad de información más sencilla para los tomadores de decisiones.

5.2 RELACIÓN ENTRE INDICADORES E ÍNDICES

La producción de información para la toma de decisiones, implica un proceso de síntesis y agregación en las diferentes etapas. Aunque este trabajo se refiere esencialmente al uso de indicadores e índices, las estadísticas y la medición son parte fundamental del proceso de elaboración de éstos. De acuerdo con HAMMOND40 la obtención de indicadores e índices, que se encuentran en la parte superior de la pirámide de la información ( Figura 6), se basan en datos primarios y estadísticas derivados de la medición y el análisis de los datos. Obviamente este proceso de elaboración de la información debe hacerse en función de las diferentes etapas del proceso particular de toma de decisiones de cada institución.

40

HAMMOND, A. Et all. Environmental Indicators: A sistematic Approch to Measuring and Reporting on Environmental Policy Performance in the Contex of Susteintable Development. World Resources Institute. Whasington D.C. 1995.


27

En relación con la cantidad de datos e información vale la pena tener en la cuenta lo que anota SEGNESTAM41: “Lamentablemente, casi siempre se invierte la pirámide y muchos indicadores e índices se generan partiendo de una cantidad limitada de datos ( Figura 6). En consecuencia, la mayoría de los trabajos de desarrollo de indicadores deben orientarse hacia la generación de datos primarios e indicadores de buena calidad para poder elaborar buenos índices”.

Figura 6. Pirámide de la información. ADRIAANSE42 plantea que de manera general los indicadores e índices se elaboran para cumplir con las funciones de: simplificación, cuantificación, análisis y comunicación, permitiendo entender fenómenos complejos, haciéndolos cuantificables y comprensibles, de manera tal que pueden ser analizados en un contexto dado y comunicarse a los diferentes niveles de la sociedad.

5.3 ANTECEDENTES

5.3.1 INDICADORES AMBIENTALES

Numerosas organizaciones regionales, internacionales, agencias gubernamentales y grupos de científicos llevan a cabo iniciativas para desarrollar indicadores ambientales. El sistema de las Naciones Unidas cuenta con varias divisiones o agencias que están desarrollando grupos de indicadores relacionados con el medio ambiente, diferenciados por objetivos. Los indicadores ambientales son clasificados por temas, como cambio climático, acidificación, biodiversidad o recursos naturales. Estos ayudan a evaluar la actuación de los países miembros de La Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OCDE).

5.4 MODELOS PARA EL ESTABLECIMIENTO DE INDICADORES

Existen varios marcos conceptuales disponibles que se pueden utilizar para guiar la selección y el desarrollo de

41 SEGNESTAM, Lisa. Desarrollo de Indicadores. Lecciones Aprendidas de América Central. Centro Internacional de Agricultura Tropical - CIAT, Banco Mundial, PNUMA. Washington 2000. Pág. 17. 42 ADRIAANSE, A. Environmental Policy Performance Indicators, General of Environment of the Dutch Ministery of Housing, VROM. The Hague, The Netherlands. 1993.

índices e indicadores. Los modelos existentes para obtener, analizar y elaborar información ambiental son generalmente de dos43 tipos: • Modelos para la toma de decisiones o elaboración

de estrategias que definen la relación entre la información ambiental y los valores sociales y/o objetivos y metas políticas.

• Modelos de los procesos ambientales y las interacciones sociedad-medio ambiente que tratan de clasificar los problemas ambientales en términos de causa efecto.

Estos dos tipos de modelos son complementarios, ya que ellos se refieren a diferentes dimensiones del proceso de elaboración de la información ambiental. No obstante el análisis de este trabajo se concentrará en los modelos de segundo tipo, puesto que ellos se concentran en la elaboración de información sobre los procesos y las interacciones, dimensiones que son esenciales en el seguimiento del comportamiento de los recursos.

5.5 INDICADORES DE CALIDAD DEL AIRE

5.5.1 INDICADORES DE PRESIÓN

Este tipo de indicadores describe las presiones ejercidas sobre el ambiente por las actividades antrópicas, como es el caso de las emisiones de gases a la atmósfera y su evolución en el tiempo. Estos indicadores se clasifican en dos grupos: de presión directa y de presión indirecta sobre el ambiente. El primer grupo corresponde a las externalidades creadas por las actividades humanas, como por ejemplo el volumen de emisión de contaminantes atmosféricos. Al segundo grupo corresponden tendencias en las actividades que crean externalidades ambientales, como por ejemplo las características de la planta vehicular e industrial. Estos indicadores de presión indirecta también son de importancia pues proporcionan elementos para pronosticar la evolución de la problemática. Ejemplos de Indicadores de Presión para el recurso Aire: • Número y tipo de industrias contaminantes • Niveles del consumo doméstico de gas, carbón y la

biomasa. • Producción y consumo de substancias agotadoras

de la capa de ozono tal como cloroflourocarbonados (CFCs).

• Niveles de consumo de gasolina con plomo • Volúmenes promedio de tráfico y densidad • Emisiones anuales de: partículas, óxidos de

nitrógeno y azufre, el monóxido carbón y metales pesados y compuestos orgánicos volátiles (VOCs)

43 BAKKERS, J.A. et all. An Overview of Environmental Indicators: State of the art and perspectives. National Institute of Public Health and Enviromental Protection. Bilthoven. The Netherlands. The University of Cambridge. United Kingdom. UNEP-RIVM. 1994. Pg. 19.


28

• Emisiones anuales, nacionales y globales de el gases invernadero por fuente (por ejemplo bióxido de carbono)

• Emisiones anuales de las fuentes principales industriales

• Emisiones anuales de fuentes de móviles • Emisiones de dioxinas clorinadas, furanos,

mercurio y otros contaminantes perjudiciales tóxicos

• Liberaciones accidentales de sustancias químicas tóxicas y substancias radioactivas

5.5.2 INDICADORES DE ESTADO

Se refiere a la calidad del ambiente, así como a la cantidad y estado de los recursos naturales, por ejemplo, la calidad del aire evaluada a través de la medición de las concentraciones de los contaminantes atmosféricos. Este tipo de indicadores incluye los efectos a la salud de la población y a los ecosistemas causados por el deterioro de la calidad ambiental. Ejemplos de Indicadores de Estado para el recurso Aire: • Concentraciones de contaminante (por ejemplo

bióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, ozono, partículas) en el aire urbano

• Concentraciones del monóxido del carbón y compuestos orgánicos volátiles en el aire urbano

• Número de horas/días por año durante las cuales los contaminantes exceden los estándares

• Partículas Suspendidas Totales, PM10/PM2.5 que exceden los estándares

• Concentraciones de substancias que agotan la capa de ozono

• Concentración global de los gases de efecto invernadero

• Número de incidentes severos de contaminación por año

5.5.3 INDICADORES DE RESPUESTA O ACCIÓN

Presentan los esfuerzos realizados por la sociedad o por las autoridades para reducir o mitigar la degradación del ambiente. Estos indicadores son de los

más embrionarios en su desarrollo, debido a la complejidad de medir cuantitativamente cómo una acción de respuesta contribuye a la solución de un problema ambiental. Las acciones de respuesta son dirigidas hacia dos aspectos: Los agentes de "presión", por ejemplo, el establecimiento de tecnologías más limpias para disminuir el volumen de emisiones y por otro lado las que se dirigen a las variables de estado, como puede ser el establecimiento de zonas verdes. Ejemplos de Indicadores de Respuesta o Acción: • En relación con la política y la planeación • Políticas ambientales y de salud y planes de acción

en niveles diferentes • Existencia de una estrategia nacional de desarrollo

sostenible • Plan de Emergencia • Políticas para la importación, el uso, y la disposición

de sustancias químicas tóxicas • Medidas para incorporar asuntos de la salud en

planes ambientales nacionales, y en los planes de desarrollo sostenibles

• Medidas para incorporar asuntos de la salud y ambientales en planes para sectores como la energía, el transporte y la agricultura

• Existencia de un ministerio del medio ambiente • Mecanismos formales o estructuras para incorporar a

grupos a interesados en el desarrollo de políticas en diferentes niveles

• Existencia de la legislación en: • Evaluación del impacto ambiental y en la salud • Diferentes recursos aire, el agua, etc. • Ratificación de acuerdos o convenciones

globales en salud y el ambiente • Leyes, regulaciones, acuerdos bilaterales y

multilaterales para el control de la contaminación de transfronteriza y el transporte internacional de substancias peligrosas


29

PRESIÓN ESTADO RESPUESTA

Presiones Indirectas Presiones Directas

� Tendencias de Calidad

del Aire Urbano

� Exposición de la

Población al aire

contaminado

� Emisiones de

Contaminantes al Aire

� Indice de Sustancias

Acidificantes

� Crecimiento Económico

� Suministro de Energía

Fósil

� Tráfico Vehicular

� Tecnologíad de Control

(Ftes Fijas, Ftes Móviles)

� Gastos en Abatimiento

y Control

REFERENCIA : OECD (1997), OECD Environmental Data – Compendium 1997.

OECD (1998), OECD Advanced Air Quality Indicators and Reporting, forthcominig.

PRESIÓN ESTADO RESPUESTA

Presiones Indirectas Presiones Directas

� Tendencias de Calidad

del Aire Urbano

� Exposición de la

Población al aire

contaminado

� Emisiones de

Contaminantes al Aire

� Indice de Sustancias

Acidificantes

� Crecimiento Económico

� Suministro de Energía

Fósil

� Tráfico Vehicular

� Tecnologíad de Control

(Ftes Fijas, Ftes Móviles)

� Gastos en Abatimiento

y Control

REFERENCIA : OECD (1997), OECD Environmental Data – Compendium 1997.

OECD (1998), OECD Advanced Air Quality Indicators and Reporting, forthcominig.

Figura 7. Indicadores de Presión-Estado-Respuesta de vigilancia de la Calidad del Aire

En relación con Investigación y Servicios: • Servicios de salud y medio ambiental • Número anual de inspecciones, notas

reglamentarias, etc. • Existencia de sistemas de controlar y vigilancia

para peligros ambientales y a la salud, incluyendo: • Evaluación y la vigilancia de la seguridad de

alimento (Ejemplo: HACCP). • Control a la generación, el transporte y la

disposición de desechos peligrosos. • Control de la calidad del aire (muestreo fijo y

móvil). • Vigilancia de la calidad del agua superficial y

subterránea. • Información ambiental y de la salud Integrada • Porcentaje del PIB gastado en salud y medio

ambiente. • Gasto en salud y medio ambiente como

porcentaje del presupuesto total de la salud. • Componentes ambiental y de la salud en

programas sanitarios. • Número y naturaleza de programas de

educación en ambiente y salud. • Número de institutos de investigación y

universidades implicados en la investigación ambiental y de la salud.

• Proporción del presupuesto de investigación de salud gastado en programas de salud y medio ambiente.

5.5.4 INDICADORES DE EXPOSICIÓN

Aún donde el estado del ambiente se afecta indebidamente, la salud de la gente y el bienestar se pueden sólo afectar cuando ellos son expuestos directamente. Muchos factores determinan si un individuo se expondrá, por ejemplo, la contaminación en el ambiente. Los niveles de la contaminación varían con el lugar y el tiempo, y las actividades de las personas y pautas de comportamiento pueden influir su contacto con el ambiente. Un factor ambiental puede jugar en mayor o menor grado al influir sobre las enfermedades. Desde que muchas enfermedades son causadas por varios factores, es difícil de determinar los efectos de una exposición entre otras. Además, los seres humanos a menudo son expuestos a mezclas de sustancias químicas que no han sido bien caracterizadas. Los efectos de la exposición a dos o más sustancias químicas o a una sustancia química y otros agentes perjudiciales, no se han entendido suficientemente hasta el momento. La exposición se puede caracterizar y medir, indirectamente como la concentración del contaminante en el ambiente (tomando en la cuenta la duración de la exposición y las pautas de la actividad de las personas), como una estimación de la cantidad que un individuo ingiere, inhala o absorbe, o como la cantidad que


30

alcanza un órgano donde un efecto en salud puede ocurrir. Mientras la exposición en una actividad ocupacional puede ser más fácil de caracterizar que la exposición ambiental, en ambos contextos es necesario relacionar la proximidad a las exposiciones. Esto incluyen indicadores del estado del ambiente como la concentración de contaminación o indicadores presión aun más considerando las fuentes de emisión en cuestión, tal como, las estimaciones del volumen del tráfico, la distancia de una fuente, ya sean vías o industrial, o un hogar con fumadores44. Ejemplos de indicadores de Exposición para el recurso Aire: • Proporción de población viviendo en proximidad a

fuentes de contaminación del aire (tráfico, actividades industriales)

• Proporción de población con exposiciones personales elevadas a contaminantes del aire como PST con un diámetro menor de 10 micrómetros.

• Proporción de la población expuesta a niveles elevados de contaminantes en microambientes.

• Proporción de la población expuesta a excedencias de los límites de la calidad del aire.

• Proporción de la población expuesta a la contaminación en interiores por quema de carbón o biomasa.

• Proporción de niños expuestos a altos niveles ambiental de humo de tabaco.

• Proporción de población que fuma (niños, adolescentes y adultos).

• Concentraciones de Carboxihemoglobina en la sangre.

• Proporción de población con niveles altos de plomo de sangre.

5.5.5 INDICADORES DE EFECTOS EN LA SALUD

Una vez que una persona ha sido expuesta a un peligro ambiental, los efectos en la salud pueden manifestarse de manera que puede variar en el tipo, la intensidad y la magnitud, dependiendo del tipo del peligro, el nivel de la exposición y otros factores. Los efectos de salud-enfermedad por exposiciones ambientales pueden ser agudos; ocurriendo relativamente rápido después de la exposición (por ejemplo, una sola dosis grande debido a un accidente), o ellos pueden ser crónicos, es decir, pueden ocurrir como resultado de exposiciones acumulativas con el tiempo. Un período considerable puede pasar entre la exposición inicial y la aparición del efecto adverso en la salud, por ejemplo exposición al asbesto y el mesotelioma, ó la exposición a la radiación y la leucemia. La exposición de la población al riesgo

44 VON SCHIRNDING, Y. Rapid Assessment of Air Pollution & Health: Making Optimal Use of Data for Policy and Decision-Making. In: Health & Air Pollution in Developing Countries, eds, McGranahan G. and Murray F., Stockholm Environment Institute, Stockholm. 1999.

con el tiempo y el período de la incubación hacen problemática la reconstrucción, así que efectos agudos en la salud son a menudo más fáciles de discernir que los crónicos, que pueden ser difíciles de relacionar con los peligros o fuentes45. En general, muchos factores afectan el límite sobre el cual un peligro en el ambiente afecta la salud humana. La forma, la duración, la intensidad y el momento de la exposición son importantes, así como el estado de la salud, la edad y las características genéticas del individuo, de igual forma la calidad y accesibilidad al sistema de asistencia médica. Ejemplos de indicadores de Efectos del recurso Aire: • Relacionado con el ambiente:

• Número de enfermedad provenientes de la relación alimentos-ambiente (por ejemplo E-.coli)

• Mortalidad y morbilidad relacionada el trabajo (por ejemplo: asbestosis, mesothelioma, silicosis, envenenamiento por metales pesados)

• Mortalidad y morbilidad asociadas con heridas no relacionadas con trabajo (por ejemplo, pesticidas)

• Morbilidad y mortalidad relacionada con el cáncer (por ejemplo cáncer de pulmón en no fumadores)

• Morbilidad y la mortalidad asociadas con infecciones respiratorias agudas (la pulmonía en niños jóvenes)

• Morbilidad y la mortalidad asociadas con el asma

• Mortalidad y la morbilidad asociadas con la enfermedad respiratoria crónica

• Mortalidad y la morbilidad asociada con las enfermedades alérgicas, los desórdenes de hipersensibilidad, dermatitis, etc.

5.6 ÍNDICES DE CALIDAD DEL AIRE

Un índice ambiental de acuerdo con Ott46, es una relación matemática basada en dos o más variables. Estas variables son generalmente dos o más indicadores de los mismos o diferentes aspectos, combinadas para producir un índice simple. Volver a los indicadores originales por división de un índice no es posible. Recientes esfuerzos para desarrollar índices sectoriales han tendido a concentrase en problemas ambientales específicos, como por ejemplo el efecto invernadero. No obstante los índices de calidad del aire han sido los índices sectoriales más desarrollados. Una razón es por

45 OMS. Guidelines on Studies in Environmental Epidemiology (Environmental Health Criteria 27), Geneva, 1983. 46 OTT, W. Environmental Índices: Theory and Practice, Ann Arbor. Michigan. USA, 1978.


31

los efectos inmediatos que produce la calidad del aire respirado sobre la salud. Otra razón es la relativa facilidad con que los contaminantes se combinan en escalas similares. Un ejemplo son las propiedades de acidificación producidas por la combinación de los dióxidos de azufre y los óxidos de nitrógeno. Para ilustrar la contribución de las diferentes naciones al efecto invernadero el Instituto Mundial de los Recursos (World Resourses Institute-WRI), ha desarrollado el Índice de Efecto Invernadero. Éste multiplica el incremento observado en las emisiones de tres de los mayores gases de efecto invernadero; dióxido de carbono, metano, y Clorofluorcarbonados (CFCs), por el promedio estimado de emisiones para cada país, para dar la adición de cada gas de efecto invernadero por cada país. El resultado muestra el peso de acuerdo con el potencial de calentamiento de cada gas. Para obtener el aporte de cada país, los tres indicadores son convertidos a unidades de carbono equivalentes. El WRI promueve esta metodología para que mediante este índice se utilice dicha información primero con propósitos de negociación diplomática antes que con objetivos meramente científicos. Ya para el caso específico de la calidad del aire, el Índice de Contaminación Estándar (Pollutan Estandar Index - PSI), es posiblemente el más conocido, fue desarrollado en Estados Unidos finalizando la década de los setentas, y ha sido utilizado exitosamente en muchos países. El PSI fue inspirado por la legislación del sistema de vigilancia de calidad del aire de Estados Unidos que promovía un análisis y reporte de calidad del aire diario basado en un índice común (Enmienda a la Sección 309 del Acta del Aire Limpio de 1977). BELLO y GALATOLA47 evaluaron el PSI y concluyeron lo siguiente: • El índice PSI fue claramente dirigido a evaluar

únicamente la afectación humana y no efectos ecológicos.

• La lista de contaminantes no es exhaustiva; incluye sólo seis contaminantes.

Los efectos sobre la salud humana sólo son evaluados a través de algunas enfermedades pulmonares. No hay ponderación de los contaminantes; todos son asumidos con el mismo peso. Los efectos sinérgicos sólo son considerados para el PST y el anhídrido sulfúrico. BELLO y GALATOLA48 concluyen por lo tanto que el PSI es útil para indicar peligro para el sistema pulmonar debido a la inhalación de aire urbano afectado por contaminantes convencionales.

47 BELLO, G. GALATOLA, E. Relation Betwen Phisico-chemical and biotic índices of water and air quality, in Workshop on Indicators and Índices for Environmental Impact Assesment and Risk Analysis Proceedings, Colombo A.G. and Premazzi G. Eds. 1970. Pg 175. 48 Ibid.

Así mismo PETERSON49 recomienda que su valor es limitado, para las personas que toman decisiones de política con base en información pertinente basada en datos validados. En la Tabla 15 que aparece a continuación se muestra una comparación entre los primeros índices que se tienen referencia y su relación con los indicadores que los originan, lo mismo que algunas características propias.

Tabla 15. Análisis de metodologías de índices ambientales sectoriales

ÍNDICE Y AÑO

NÚMERO DE INDICADORES E ÍNDICE SECTORIAL

MÉTODO DE PONDERACIÓN

UNIDAD ESPACIAL

UNIDAD TEMPORAL

WRI (1990)

3 indicadores 1 índice sectorial

Expertos en calentamiento global

nacional Anual

PSI (finales de los 70’s)

6 indicadores 1 índice sectorial

El peor indicador y todos pesan lo mismo

Local diario

5.7 EXPERIENCIAS DEL PAÍS

El país cuenta con la experiencia de tres ciudades que han implementado índices para mostrar al público sobre la calidad del aire local. El IDEAM ha realizado en su publicación “SISTEMA DE INFORMACION AMBIENTAL DE COLOMBIA –SIAC–TOMO 2. Primera Generación de Indicadores de la Línea Base de la Información Ambiental de Colombia 2002”50 un análisis comparativo sobre sus objetivos, alcances metodologías aplicadas, etc., sobre dicho análisis se presenta a continuación una síntesis.

5.7.1 ÍNDICE BOGOTANO DE CALIDAD DEL AIRE – IBOCA

Representa el estado de la calidad del aire en Bogotá y sus efectos en la salud humana. El IBOCA es un índice que permite establecer cómo se encuentra la calidad del aire en Bogotá con respecto a los límites locales (norma de calidad del aire) establecidos por el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente de Bogotá - DAMA. El comportamiento de la calidad del aire representado por el IBOCA está asociado directamente con el grado de afectación a la salud humana. El IBOCA es un indicador que simplifica los reportes de contaminación del aire para que pueda ser comprendido por el público en general. El indicador es adimensional y posee una escala de 0 a 10 la cual depende del grado de contaminación del aire.

49 PETERSON, Peter. New Indicator Approches for Effective Urban Air Quality Management. Rev. Environmental Science and Pollution Research : International. Landsberg. Vol.06, no.4 [1999]; Pág. 227. 50 SISTEMA DE INFORMACION AMBIENTAL DE COLOMBIA –SIAC–TOMO 2. Coedición: IDEAM, SINCHI, IAvH, IIAP, INVEMAR, Embajada del Reino de los Países Bajos. Bogotá, D.C. Ministerio del Medio Ambiente, 2002.


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A continuación se presenta la categorización de los valores de IBOCA: Entre 0 y 1.25 es calificado como Bueno y no evidencia ningún efecto en la salud humana (se representa con el color verde). Entre 1.26 y 2.5 se califica como Moderado y no tiene ningún efecto sobre la población en general (se representa con el color amarillo). Entre 2.51 y 7.50 es Insalubre y se asocia a un aumento en las molestias de personas con padecimientos respiratorios y cardiovasculares, además de aparición de ligeras molestias en la población en general (se representa con el color naranja). Entre 7.51 y 10 es considerado como Muy Insalubre y evidencia un agravamiento significativo de la salud en personas con enfermedades cardíacas o respiratorias. Además afecta a la población sana (se representa con el color rojo). Mayor a 10 se considera Peligroso y significa un alto riesgo para la salud de la población. Aparecen efectos dañinos (se representa con el color marrón). A continuación se presenta la fórmula que relaciona las variables que incluye:

( )[ ] 10*ii

NormaCEVIBOCA =

Donde:

IBOCA: Índice Bogotano de Calidad del Aire (CEV)i: Concentración medida del contaminante a evaluar Normai: Norma para cada uno de los contaminantes i: Contaminante a evaluar

El IBOCA es el máximo de los valores calculados, mediante la ecuación anterior, para cada contaminante registrado por sector, relacionado con la norma de calidad de aire de la siguiente manera: concentración promedio de PM10 y SOX durante 24 horas y concentración máxima de CO, NOX y O3 durante una hora. La norma utilizada para calcular el IBOCA es la emitida por el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente - DAMA51 (Ver Tabla 16 ).

Tabla 16. Normas de Calidad del Aire para Bogotá Utilizadas en el Cálculo del IBOCA

CONTAMINANTE PERIODO NORMA UNIDAD

Partículas Suspendidas PM10 24 horas 170 µg/m3

Oxidos de Azufre, SOX 24 horas 141 ppb

Oxidos de Nitrógeno, NOX 1 hora 168 ppb

Monóxido de Carbono, CO 1 hora 39 ppm

Oxidante Fotoquímico O3 1 hora 83 ppb

Fuente: Folleto de la red de monitoreo del DAMA

Para determinar el IBOCA la ciudad se divide en 5 sectores. De cada sector se toma la información sobre concentración de los contaminantes suministrada por las estaciones de vigilancia. En cada sector se determina un valor de IBOCA para cada contaminante

51 Resolución1208 de 2003 emitida por el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente de Bogotá - DAMA

(PM10, SOX, NOx, CO, O3). El IBOCA del sector equivale al valor mayor de los obtenidos anteriormente. Por ejemplo, si la concentración de los diferentes contaminantes en un sector determinado corresponde a:

CPM10: 50 ug/m3 (promedio en 24 horas) CSOx: 30 ppb (promedio en 24 horas) CNOx: 80 ppb (máximo en una hora) CCO: 10 ppm (máximo en una hora) CO3: 38 ppb (máximo en una hora)

Al calcular el IBOCA para cada contaminante (como resultado de dividir la concentración de cada contaminante por su respectiva norma y multiplicar por 10) se tiene:

IBOCA - PM10 = 2.94 IBOCA – SOx = 2.12 IBOCA – NOx = 4.76 IBOCA – CO = 2.56 IBOCA - O3 = 4.58

El IBOCA del sector corresponde a 4.76 y el contaminante crítico es NOx. Este procedimiento se repite para los 5 sectores en que está dividida la ciudad. Aunque las categorías de calidad ambiental del IBOCA están soportadas en niveles de alerta recomendados a nivel internacional, estas categorías no se encuentran relacionadas con estudios epidemiológicos a nivel local. El valor de IBOCA calculado para cada uno de los 5 sectores en que está dividida la ciudad no es representativo de todo el sector sino de un área cercana a la estación de vigilancia.

5.7.2 ÍNDICE DE CALIDAD DE AIRE DE ÁREA METROPOLITANA DE BUCARAMANGA – IBUCA

Representa el estado de la calidad del aire en Bucaramanga y sus efectos en la salud humana. El IBUCA es un indicador que permite establecer cómo se encuentra la calidad del aire en Bucaramanga con respecto a los límites locales (norma de calidad del aire) establecidos por la autoridad ambiental de la ciudad52. El comportamiento de la calidad del aire representado por el IBUCA está asociado directamente con el grado de afectación a la salud humana. El IBUCA es un indicador que simplifica los reportes de contaminación del aire para que pueda ser comprendido por el público en general. El indicador es adimensional y posee una escala de 0 a 10 la cual depende del grado de contaminación del aire. Este indicador está relacionado con la afectación que tiene la contaminación del aire sobre la salud humana. A continuación se presenta la categorización de los

52 Para el cálculo del IBUCA se utilizan los límites establecidos por el Departamento Técnico Administrativo del medio Ambiente de Bogotá - DAMA en la Resolución 1208 de 2003.


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valores de IBUCA: Entre 0 y 1.25 es calificado como Bueno y no evidencia ningún efecto en la salud humana (se representa con el color verde). Entre 1.26 y 2.5 se califica como Moderado y no tiene ningún efecto sobre la población en general (se representa con el color amarillo). Entre 2.51 y 7.50 se califica como Regular y se asocia a un aumento en las molestias de personas con padecimientos respiratorios y cardiovasculares, además de aparición de ligeras molestias en la población en general (se representa con el color naranja). Entre 7.51 y 10 es considerado como Malo y evidencia un agravamiento significativo de la salud en personas con enfermedades cardíacas o respiratorias. Además afecta a la población sana (se representa con el color rojo). Mayor a 10 se considera Peligroso y significa un alto riesgo para la salud de la población. Aparecen efectos dañinos (se representa con el color marrón). La fórmula del indicador es la siguiente:

( )[ ] 10*iiNormaCEVIBUCA=

Donde: IBUCA: Índice de Calidad del Aire del Área Metropolitana de Bucaramanga (CEV)i: Concentración medida del contaminante a evaluar Norma: Norma para cada uno de los contaminantes i: Contaminante a evaluar.

El IBUCA es el máximo de los valores calculados, mediante la ecuación anterior, para cada contaminante registrado por estación, relacionado con la norma de calidad de aire de la siguiente manera: concentración promedio de PM10 y SOx durante 24 horas y concentración máxima de CO, NOx y O3 durante una hora. La norma utilizada para calcular el IBUCA es la emitida por el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente de Bogotá - DAMA53 (ver Tabla 17).

Tabla 17. Normas de Calidad del Aire para Bogotá Utilizadas en el Cálculo del IBUCA

CONTAMINANTE PERIODO NORMA UNIDAD

Partículas Suspendidas PM10 24 horas 170 ug/m3

Oxidos de Azufre, SOx 24 horas 141 ppb

Oxidos de Nitrógeno, NOx 1 hora 168 ppb

Monóxido de Carbono, CO 1 hora 39 ppm

Oxidante Fotoquímico O3 1 hora 83 ppb

Fuente: Folleto de la red de medición del DAMA

El Proceso de cálculo general del indicador incluye la existencia de un IBUCA para cada una de las cuatro estaciones de vigilancia instaladas en el Área Metropolitana de Bucaramanga. De cada estación se toma la información sobre concentración de los contaminantes y se determina un valor de IBUCA para

53 Resolución 391 de 2001 emitida por el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente de Bogotá - DAMA

cada contaminante (PM10, SOx, NOx, CO, O3). El IBUCA de la estación equivale al valor mayor de los obtenidos anteriormente. Aunque las categorías de calidad ambiental del IBUCA están soportadas en niveles de alerta recomendados a nivel internacional, estas categorías no se encuentran relacionadas con estudios epidemiológicos a nivel local. El valor de IBUCA calculado para cada una de las 4 estaciones de vigilancia sólo representan la calidad del aire para el sector donde se encuentra la estación. El IBUCA cubre el Área Metropolitana de Bucaramanga a través de 4 estaciones de vigilancia. Las estaciones están ubicadas en el Centro, Ciudadela, Florida y Chimitá. El IBUCA se muestra diariamente en una tabla donde se indica el valor y el contaminante crítico por cada estación. Adicionalmente se genera una tabla mensual donde se indica el porcentaje que el IBUCA se reporta en cada una de las categorías por tipo de contaminante y por zona de la ciudad.

5.7.3 ÍNDICE DE CALIDAD ATMOSFÉRICA -ICA- PARA EL VALLE DE ABURRÁ

Representa el estado de la calidad del aire en el Valle de Aburrá y sus efectos en la salud humana. El ICA es un indicador que permite establecer como se encuentra la calidad del aire en el Valle de Aburrá con respecto a los valores de calidad del aire ambiente para partículas suspendidas totales (PST) recomendados a nivel internacional para proteger la salud de las personas y el ambiente. El comportamiento de la calidad del aire representado por el ICA está asociado directamente con el grado de afectación de la salud humana definido por estándares internacionales (NAAQS). El ICA es un índice que simplifica los reportes de contaminación del aire para que pueda ser comprendido por el público en general. El índice es adimensional y posee una escala de 0 a 500 la cual depende del grado de contaminación del aire. Este indicador está relacionado con la afectación que tiene la contaminación del aire sobre la salud humana. A continuación se presenta la categorización de los valores de ICA: Entre 0 y 50 es calificado como Bueno y transmite un mensaje positivo acerca de la calidad del aire (se representa con el color verde). Entre 51 y 100 es calificado como Aceptable y transmite un mensaje que la calidad del aire diaria es aceptable desde el punto de vista de salud pública, pero cada día en este rango puede ocasionar efectos crónicos en la salud (se representa con el color amarillo). Entre 101 y 200 es calificado como Inadecuado y presenta un mensaje de advertencia para miembros de grupos sensibles (se representa con el color naranja). Entre 201 y 300 es calificado como Malo y presenta un mensaje de advertencia para la población en general y efectos serios en la salud para grupos sensibles (se representa


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con el color rojo). Entre 301 y 400 es calificado como Pésimo y presenta un mensaje de alerta para la población en general (se representa con el púrpura). Entre 401 y 500 es calificado como Crítico y presenta advertencias en la salud por condiciones de emergencia (se representa con el color marrón).

INFINF

INFSUP

INFSUP IPQCpPQPQ

IIICA +−

−−

= )(

La formula del indicador es la siguiente: Donde:

ICA: Índice de Calidad Atmosférica para el Valle de Aburrá con respecto a las Partículas Suspendidas Totales Cp: Concentración de las partículas suspendidas totales - PST PQSUP: Punto de quiebre54 mayor o igual a CP según la Tabla 19. PQINF: Punto de quiebre menor o igual a CP según la Tabla 19. ISUP: Valor del ICA correspondiente al PQSUP según la Tabla 19. IINF: Valor del ICA correspondiente al PQINF según la Tabla 19.

Tabla 18. Índice de Calidad Ambiental y Categorización Atmosférica para las Partículas Suspendidas Totales en el Valle de Aburrá

CONCENTRACIÓN DE PST (µµµµg/m3)

[PUNTO DE QUIEBRE]

VALOR DE ICA

CORRESPONDIENTE AL PUNTO DE QUIEBRE

CATEGORÍA DE CALIDAD AMBIENTAL

COLOR

0 - 100 0 - 50 Bueno Verde

101- 260 51 - 100 Aceptable Amarillo

261 - 400 101- 200 Inadecuado Naranja

401 - 625 201- 300 Malo Rojo

626 - 875 301 - 400 Pésimo Púrpura

876 - 1000 401 - 500 Crítico Marrón

El ICA es un valor que corresponde a seis categorías diferentes dependiendo del estado de la calidad del aire con respecto a las Partículas Suspendidas Totales (PST). Las categorías que toma el ICA son Buenas, Aceptables, Inadecuadas, Malas, Pésimas y Críticas. Cada categoría se representa con un color. Existe un ICA para cada estación de vigilancia instalada en el Valle de Aburrá. Para calcular el ICA en cada punto de medición se toma la concentración de PST diaria y se aplica la ecuación anterior. Luego por medio de la Tabla se asocia a la categoría de calidad ambiental equivalente. Para calcular la concentración de PST se realiza un muestreo durante 24 horas según lo establecido en el Decreto 02 de 1982. 54 Punto de quiebre es el valor que divide los intervalos donde la afectación de una determinada concentración cambia y pasa a otra categoría.

El método utilizado para calcular el ICA está basado en las Partículas Suspendidas Totales. Por lo cual los contaminantes no incluidos en el índice pueden afectar la salud humana sin que el ICA lo represente. Aunque las categorías de calidad ambiental del ICA están soportadas en los niveles de alerta de la National Ambient Air Quality Standards (NAAQS), estas categorías no se encuentran relacionadas con estudios epidemiológicos a nivel local. Los valores de ICA calculados en cada estación de vigilancia sólo representan la calidad del aire para la estación. No existe un protocolo de aseguramiento de calidad de la información con la que se construye el indicador. El ICA se puede calcular para los puntos de medición ubicados en las siguientes zonas del Valle de Aburrá: Barbosa, Bello, Envigado, Estrella, Girardota, Itagüí, Politécnico, Sabaneta, Universidad de Antioquia, Universidad de Medellín, Universidad Nacional y Universidad Pontificia Bolivariana. El indicador se actualiza y se presenta mensualmente. El ICA se representa gráficamente mediante una tabla donde se indica el día, la estación y la categoría en la que se encuentra. Adicionalmente se genera una tabla mensual donde se indica el porcentaje que el ICA se reporta en cada una de las categorías, por cada estación de vigilancia. A continuación se presenta en la Tabla 19 un resumen donde se muestran los tres índices que operan en el país, los indicadores que se toman como base para el cálculo, así como los rangos establecidos.

Tabla 19. Comparación entre los diferentes índices Nacionales

ÍNDICE INDICADORES BASE INTERVALO

IBOCA PM10, SOx , NOx, CO , O3

0 y 1.25 - Bueno 1.26 y 2.5 - Moderado 2.51 y 7.50 - Insalubre 7.51 y 10 - Muy Insalubre Mayor a 10 - Peligroso

IBUCA PM10, SOx , NOx, CO , O3

0 y 1.25 - Bueno 1.26 y 2.5 - Moderado 2.51 y 7.50 - Regular 7.51 y 10 - Malo Mayor a 10 - Peligroso

ICA Partículas Suspendidas Totales (PST)

0 y 50 - Bueno 51 y 100 - Aceptable 101 y 200 - Inadecuado 201 y 300- Malo 301 y 400 - Pésimo 401 y 500 - Crítico

5.8 EXPERIENCIAS DE OTROS PAÍSES

5.8.1 CHILE: ÍNDICE DE CALIDAD DEL AIRE POR PST (ICAP)

La Comisión Nacional del Medio Ambiente (CONAMA) del gobierno de Chile, desde 1988 y a través del Servicio de Salud Metropolitano del Ambiente (SESMA),


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realiza un seguimiento al comportamiento de los contaminantes, y con el apoyo del Centro Nacional del Medio Ambiente (CENMA) efectúan el análisis y pronósticos de episodios críticos de contaminación para la cuenca de Santiago. La información de seguimiento de los contaminantes CO, SO2, O3, NOx/NO2, MP 2.5 y MP10.y de los pronósticos es publicada tanto por el CONAMA como por el SESMA, sin embargo esta última presenta con más detalle el estudio de los contaminantes y los datos históricos desde 1997. Los valores de calidad del aire mostrados en gráficos, corresponden a los promedios móviles de las 24 horas anteriores. De la misma forma a través del Índice de Calidad del Aire por PST (ICAP), se puede saber si se está en presencia de un episodio crítico de contaminación. Las contingencias ambientales o episodios de Alerta, Preemergencia o Emergencia son declarados por un modelo predictivo, cuyo fin es adelantarse a un empeoramiento de la calidad del aire, considerando las variables meteorológicas y datos de años anteriores. Si los datos del modelo predictivo indican que en cualquiera de las estaciones de vigilancia los índices (ICAP) serán iguales o superiores a 200, se decretará Alerta Ambiental; si serán iguales o superiores a 300, Preemergencia Ambiental; y si serán iguales o superiores a 500, Emergencia Ambiental.

5.8.2 MÉXICO: ÍNDICE METROPOLITANO DE LA CALIDAD DEL AIRE - IMECA

El Índice Metropolitano de la Calidad del Aire (IMECA) pondera y transforma las concentraciones de un conjunto de contaminantes a un número adimensional, el cual indica el nivel de contaminación presente en una localidad determinada y puede ser fácilmente entendido por el público. El factor de ponderación que se utilizó para la creación del IMECA considera las normas de calidad del aire y los niveles de daño significativo, como base para determinar los efectos de la contaminación. Se basa en la utilización de funciones lineales segmentadas. Estas funciones están basadas en el Pollutant Standard Index (PSI) de los Estados Unidos y por lo tanto, corresponden a los estándares primarios, los criterios de episodios y los niveles de daño significativo de ese país. Los contaminantes seleccionados fueron el CO, O3, NO2, PST, PM10 y SO2. La función que define al IMECA se expresa de la siguiente manera: IMECA = MAX (I CO, I O3, I NO2, I PST, I PM10, e I SO2) Donde I es el subíndice individual de cada uno de los contaminantes. Estos subíndices se calculan utilizando funciones lineales segmentadas que se basan en los puntos de quiebre de los valores de la Tabla 20.

Tabla 20 Puntos de quiebre del IMECA

IMECA PST

ug/m3 (24 hrs)

PM10 ug/m3

(24 hrs)

SO2 ppm (24 hrs)

NO2 ppm (1 hrs)

CO ppm (8 hrs)

O3 ppm (1 hrs)

100 260 150 0.13 0.21 11 0.11

200 546 350 0.35 0.66 22 0.23

300 627 420 0.56 1.10 31 0.35

400 864 510 0.78 1.60 41 0.48

500 1000 600 1.00 2.00 50 0.60

mg/m3: Microgramo por metro cúbico. ppm: Partes por millón.

Un IMECA de 100 puntos equivale a la norma de calidad del aire para un contaminante determinado; los múltiplos de 100 puntos IMECA se han desarrollado por medio de algoritmos sencillos que toman en cuenta los criterios de salud ambiental. La calidad del aire es buena cuando el valor del IMECA está abajo de 50, de 51 a 100 es satisfactoria, de 101 a 200 es no satisfactoria, de 201 a 300 mala y de 301 a 500 se considera muy mala. El IMECA reporta la concentración máxima del contaminante que se encuentre en mayor cantidad, basándose en los efectos umbrales a corto plazo y en los niveles de daño significativo. Cuando se elaboró por primera vez, se utilizaron los criterios de Calidad del Aire publicados en 1982. Las concentraciones para los valores de 200, 300 y 400 se determinaron dividiendo el intervalo entre el criterio de calidad del aire y el nivel de daño significativo en 4 partes iguales. Para PM10 se realizaron correlaciones en la determinación del punto de quiebre de las mediciones de partículas. La sustitución de los criterios de Calidad del Aire por las Normas Oficiales Mexicanas de calidad del Aire, el 23 de diciembre de 1994, hizo que se actualizara el IMECA con los nuevos valores.

5.8.3 ESTADOS UNIDOS:

El índice de Calidad del Aire (AQI), antes conocido como el Pollutant Standards Index (PSI), el índice de Normas de Contaminantes) para reportar niveles de ozono y otros contaminantes comunes del aire. El índice ayuda al público a entender los efectos en la salud de los distintos niveles de contaminación del aire. La calidad del aire es medida por un sistema nacional de vigilancia que registra las concentraciones de ozono y de otros contaminantes del aire en más de mil localizaciones a través de todo el país. La EPA “traduce” las concentraciones de contaminantes al índice normativo AQI, que varia de 0 a 500. Mientras más alto sea el AQI para un contaminante, mayor es el peligro. Un valor de AQI de 100 generalmente corresponde a la norma nacional para la calidad del aire (NAAQS) para el contaminante. Estas normas son establecidas por la EPA bajo la Clean Air Act; el Acta para el Aire Limpio, para proteger la salud pública y el ambiente. La escala de AQI ha sido dividida en varias


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categorías, cada una correspondiendo a un nivel diferente de alerta para la salud. Aunque la escala de AQI llega hasta 500, los niveles por encima de 300 ocurren rara vez en Estados Unidos. Cuando los niveles de contaminación son altos, se requiere que los estados reporten el AQI de las grandes áreas metropolitanas (con poblaciones mayores de 350,000 habitantes). Para facilitar que el público entienda rápidamente la calidad del aire en sus comunidades, la EPA ha asignado un color específico a cada categoría de AQI. En varias regiones del país, las mediciones de las concentraciones de ozono son convertidas a contornos del color de las categorías del AQI (verde, amarillo naranja, rojo y púrpura) presentados en un mapa55 para mostrar los niveles de ozono en el área local. El mapa se actualiza continuamente durante el día y permite identificar la acumulación de ozono dependiente de la temperatura de las áreas analizadas. En algunas áreas, los mapas de ozono son utilizados para predecir los niveles de ozono del día siguiente.

5.9 ÍNDICE NACIONAL DE CALIDAD DEL AIRE

De acuerdo con lo mencionado al comienzo de este capítulo, existe una relación directa entre indicadores e índices, para el caso de la calidad del aire, también se han mostrado las diferentes experiencias que se han generado en otros contextos, acerca de la elaboración de este tipo de información como el caso del WRI- World Resourses Institute, y del PSI-Pollutan Estandar Index, que a partir de indicadores generan índices particulares. Es de resaltar que el Índice Mexicano de Calidad del Aire-IMECA; donde se calcula un valor para una zona de la ciudad donde operan estaciones de vigilancia, se hace extensivo dicho valor para una zona de las cinco en las cuales está dividida la ciudad. Como anota el caso anterior, es un error generalizar un valor puntual a un área, toda vez que las ciudades como México o Bogotá se caracterizan no solo por diversas fuentes de emisión a través de todo el área de la ciudad, sino que como ambiente construido generan una superficie no homogénea. De otro lado el sistema de Información Ambiental de Colombia-SIAC, en su más reciente publicación ha anotado respecto a los indicadores de calidad del aire para Bogotá y otras ciudades que una de sus limitaciones corresponde a: “El valor de IBOCA o el correspondiente índice, calculado para cada uno de los 5 sectores en que está dividida la ciudad no es representativo de todo el sector sino de un área cercana a la estación de vigilancia”56. 55 EPA (U.S. Environmental Protection Agency). GUIDELINE FOR DEVELOPING AN OZONE FORECASTING PROGRAM Office of Air Quality Planning and Standards Air Clean – OAQPS. 1999. 56 SISTEMA DE INFORMACION AMBIENTAL DE COLOMBIA –SIAC–TOMO 2. Coedición: IDEAM, SINCHI, IAvH, IIAP, INVEMAR, Embajada del Reino de los Países Bajos. Bogotá, D.C. Ministerio del Medio Ambiente, 2002. Pág. 187-191.

Estos estudios corroboran lo expuesto en relación con el alcance de los indicadores y por tanto las limitaciones que derivan los índices como unidades agregadas de indicadores, por tanto, no es viable hablar de Índice Nacional de Calidad del Aire como tal. Alternativamente a continuación se presentan los lineamientos generales a los cuales puede atender cada red local, para adelantar un proceso de selección de indicadores.

5.9.1 PROCEDIMIENTO PARA LA DEFINICIÓN DE INDICADORES E ÍNDICES:

Del análisis hecho hasta este punto, debería quedar claro que no existen indicadores universales, sino que cada sistema, dependiendo de su nivel de agregación sus categorías y elementos específicos, así como de los descriptores seleccionados, tendrá su propio conjunto de indicadores. Refiriéndose a indicadores de desarrollo sostenible57, se establece que los indicadores deben poder compararse a través de los países, del tiempo y los sectores (especialmente en lo que se refiere a tiempo y población) si es el caso. Obviamente para poder hacer una comparación intertemporal, es necesario que el objeto por medir (área, por ejemplo) sea el mismo en cada medición; si se trata de hacer comparaciones entre regiones diferentes, es necesario que las variables por medir sean exactamente las mismas. Para esbozar una guía del análisis requerido en esta etapa, se puede introducir un ejemplo que se presenta a continuación: • Establecer el elemento (qué se va a mirar. Ej. aire) • Propiedad (qué se busca. Ej. salud pública) • Descriptor (cómo se puede describir. Ej. calidad del

aire) • Indicador (cómo se puede medir el descriptor. Ej.

concentración de contaminantes) • Índice (cómo se agregan los indicadores Ej.

Ponderación de concentraciones de indicadores) Los indicadores pueden medir el éxito de un curso de acción y hasta crear estímulos para reaccionar ante ciertos problemas, pero nunca señalan qué medidas de política deben seguirse. Son los tomadores de decisiones en quienes recae la responsabilidad de escoger entre las alternativas que definan, cuál es la que logra las metas propuestas con la mayor eficiencia.

57 Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económica (OCDE). Environmental Information Systems and Indicators - A Review of Selected Central and Eastern European Countries. OCDE, Paris. 1993.


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5.9.2 CRITERIOS PARA TENER EN CUENTE EN EL DISEÑO Y/O SELECCIÓN DE INDICADORES

La importancia del mensaje que transmite un indicador está limitada por la calidad de los datos que lo sustentan, por lo que es necesario establecer criterios para asegurar que la información base tenga la confiabilidad requerida. Los criterios para la selección de indicadores varían de acuerdo a la institución o propósitos. La OCDE58, en particular, establece los lineamientos presentados en la Tabla 21.

Tabla 21. Criterios para la selección de indicadores

Un indicador debe:

Proporcionar una visión de las condiciones ambientales, presiones ambientales y respuestas. • Ser sencillo y fácil de interpretar y capaz de

mostrar las tendencias a través del tiempo. • Responder a cambios en el ambiente y las

actividades humanas. • Proporcionar una base para las

comparaciones internacionales. • Aplicable a escala Nacional o Regional,

según sea el caso. • Debe existir un valor con el cual puede ser

comparado.

Criterios técnicos

• Debe estar teórica y científicamente bien fundamentado.

• Debe basarse en consensos internacionales. • Debe ser capaz de relacionarse con modelo

económico, de pronóstico.

Los datos necesarios para evaluar los indicadores se caracterizan por:

• Deben estar disponible con una "razonable" relación costo/beneficio.

• Deben estar bien documentados y se debe conocer su calidad.

• Deben ser actualizados a intervalos regulares.

A manera de conclusión, podemos decir que en esta rápida descripción de la experiencia internacional y nacional en materia de indicadores ambientales, destacan sin duda elementos que son de extensa utilidad para nuestra propia tarea. Existe una necesidad cada vez mayor de coordinar las acciones de sistematización y difusión de la información entre las agencias de estadística y las autoridades ambientales. En la medida que los indicadores ambientales se desarrollan, aumenta la necesidad de su uso, así como el interés y la participación en asuntos ambientales de distintas instancias, gubernamentales y privadas, e incluso de la opinión pública. Es un proceso que demanda cada vez mayor precisión, pero es también un ejercicio que ofrece múltiples ventajas para la planeación y toma de decisiones del gobierno y un más amplio canal de información confiable al público.

58 Op. Cit. Bakkes, J.A., 1994.

Para el caso del seguimiento al comportamiento de la calidad del aire en determinado punto, ya se encuentran disponibles una cantidad apreciable de indicadores de la calidad del recurso, sin embargo se sugiere que en cada caso específico, si se quiere informar de una manera más sencilla a la población sobre la calidad del aire en determinado instante y lugar, se utilice para la confección de un índice agregado datos propios de los elementos que describen dicho lugar, no es recomendable hacer generalizaciones de comportamientos y características que sólo son propias de un lugar determinado.

6 ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE CALIDAD DEL AIRE

Las diferentes Redes de Vigilancia de Calidad del Aire (RVCA) que existen en el país son el resultado de esfuerzos independientes de diferentes autoridades ambientales, persiguen objetivos de vigilancia diferentes y la mayoría no cuenta con programas de aseguramiento de calidad (AC) que permitan garantizar que los datos obtenidos por dichas redes sean comparables y compatibles. Por tanto, actualmente no es posible realizar comparaciones y evaluaciones significativas entre los resultados obtenidos por las diferentes RVCA, que aporten instrumentos de decisión a escala alguna. La justificación de los recursos invertidos en las RVCA del país, requiere que se puedan armonizar los datos obtenidos y que se realicen las evaluaciones que orienten adecuadamente las políticas y medidas, a escala local, regional y nacional. Para lograrlo es necesario que cada una de las RVCA alcance y reporte una calidad conocida y aceptable de los datos que genera. Existen diversos enfoques para armonizar las mediciones de las RVCA. Un método que puede describirse como orientado al ingreso de datos, se basa en la especificación de las técnicas operativas y el instrumental requerido con un gran nivel de detalle. Los manuales operativos brindan instrucciones precisas en todos los aspectos del uso de instrumentos, de las prácticas de vigilancia, de las técnicas de apoyo y del manejo de datos. Generalmente, este esquema enfatiza la elaboración cuidadosa de documentos para garantizar el cumplimiento de las metodologías establecidas. Este enfoque puede funcionar adecuadamente para armonizar las mediciones de redes que operan con objetivos consistentes en líneas generales, con un nivel comparable de desarrollo técnico y de disponibilidad de recursos. Sin embargo, no resulta práctico ni apropiado para redes con diseños generales sustancialmente diferentes, que usan distintas técnicas genéricas de vigilancia o que tienen niveles variables de financiamiento y de personal calificado, como en el caso de nuestro País.


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Si bien el IDEAM, que es la autoridad responsable de dar lineamientos técnicos para la elaboración de programas de aseguramiento y control de calidad, y de coordinar la centralización de los datos de vigilancia, desempeña un papel importante en asegurar la consistencia y la calidad general del ingreso de datos para dichas redes, debe enfatizarse que el punto crucial del aseguramiento de la calidad está en el nivel de los operadores locales (entes privados, CARS u otras autoridades ambientales) dado que las metodologías de AC solo se pueden aplicar exitosamente con una participación directa y periódica aunadas al conocimiento detallado de las condiciones y problemas locales. A través de éste documento el IDEAM cumple parte de su papel, al emitir los lineamientos técnicos que deben guiar la implementación de programas de AC en las diferentes RVCA del país. Dichos lineamientos se basan en la normatividad desarrollada por entidades internacionales como la Red Europea de Control del Aire (EUROAIRNET), el Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias Ambientales (CEPIS), la Organización Panamericana de la Salud (OPS) Organización mundial de la Salud (WHO), la Organización Internacional de Estándares (ISO), la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos de América (US - EPA).

6.1 OBJETIVOS DEL PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE CALIDAD

Un programa de aseguramiento y control de calidad deberá garantizar que los datos obtenidos del sistema de medición sean representativos de las concentraciones ambientales existentes en cualquiera de las áreas bajo investigación. Esto implica que: • La variación en los resultados medidos por

diferentes instrumentos se mantenga dentro de un intervalo permitido.

• Se minimicen las variaciones inter-laboratorios. • La variable ó las mismas variables sean medidas

con la misma exactitud y precisión a través de toda la red.

• Las mediciones deberán tener la suficiente precisión y calidad para cumplir con los objetivos de vigilancia establecidos.

• Los datos deberán ser comparables y reproducibles. Los resultados dentro de una misma red deberán ser consistentes y comparables con estándares internacionales.

• Los resultados deberán ser consistentes en el tiempo y seguir patrones rastreables por medio de estándares metrológicos sobre todo si se realizan análisis a largo plazo.

• Generalmente se requiere que el intervalo de captura de datos anual sea de por lo menos 75 - 80 % y que la pérdida de datos esté distribuida, en lo posible, a lo largo de todo el año calendario.

El éxito de un buen programa de vigilancia dependerá en gran medida de la adecuada aplicación de un programa de aseguramiento y control de la calidad.

6.2 PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE LA CALIDAD PARA EL VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE

Un programa de aseguramiento de calidad (AC) puede definirse como un conjunto de actividades organizadas en etapas e ideadas para alcanzar unos objetivos de calidad de datos y certificar que los datos recopilados por el sistema de vigilancia tienen una calidad conocida. El Control de calidad (CC) es el sistema general de las actividades técnicas que miden los atributos y desempeños de un proceso, artículo, o servicio respecto a estándares definidos con el objeto de verificar que estos se encuentren dentro de los requisitos establecidos por el usuario. Se desarrolla para asegurar que la incertidumbre de las mediciones se mantenga dentro de criterios de aceptación establecidos por los objetivos de calidad de datos59. En síntesis el control de calidad se considera como el uso cotidiano de procedimientos diseñados para obtener y mantener niveles específicos de calidad en un sistema de medición. El aseguramiento de la calidad es un grupo de acciones coordinadas, como planes, especificaciones y políticas usadas para asegurar que el programa de mediciones sea cuantificable y tenga una calidad conocida.60 Un programa de aseguramiento y control de la calidad para una red de vigilancia, solo puede existir y cumplir su propósito dentro del desarrollo de un programa de vigilancia y control de la calidad del aire; Y a su vez ninguna actividad de vigilancia puede ser justificada si no existe un programa de aseguramiento y control de la calidad que la respalde. En el Tabla 22, se resumen los aspectos principales que debe de contemplar un plan de aseguramiento de calidad. De estos objetivos de vigilancia se derivarán los objetivos de calidad de los datos que se requieran. Los objetivos de calidad de los datos, definen los requerimientos que deben de cumplir las mediciones, de manera que estas puedan ser usadas para resolver las preguntas formuladas en los objetivos de vigilancia, debiendo cumplir con características como exactitud, precisión, integridad, representatividad y compatibilidad.

59 Quality Assurance Handbook for Air Pollution Measurement Systems Volume II: Part 1 Ambient Air Quality Monitoring Program Quality System Development 60 “Quality assurance/Quality control program for wet deposition monitoring en East Asia”. March 2000.The second interim scientific Adviser group meeting of Acid Deposition monitoring network in East Asia


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Tabla 22. Desarrollo de un programa de aseguramiento de calidad

DEFINICIÓN DE LOS OBJETIVOS DE VIGILANCIA

OBJETIVOS DE CALIDAD DE DATOS (EXACTITUD, PRECISIÓN, INTEGRIDAD, REPRESENTACIÓN, COMPATIBILIDAD).

Aseguramiento de Calidad

• Diseño de la Red. • Selección del Sitio. • Selección del equipo. • Diseño del Sistema de Muestreo.

Control de Calidad

• Desarrollo de Programas de Entrenamiento.

• Elaborar protocolos (procedimientos y estándares de operación, archivos) para la operación y mantenimiento del equipo.

• Elaborar protocolos de calibración y certificación del equipo.

• Preparar programas para las visitas de los sitios de muestreo.

Estimación de la Calidad

• Elaborar protocolos para el acopio, la inspección, revisión y validación de los datos.

• Programas para reportes y auditorias. Los objetivos de vigilancia y de calidad de los datos necesitan ser definidos claramente para optimizar el diseño de la red, seleccionar los contaminantes apropiados y sus métodos de medición y determinar el nivel requerido de control de calidad y manejo de datos. Las principales fases de la estrategia de vigilancia, con un programa de aseguramiento de calidad, se agrupan en: • Diseño de la red • Selección del sitio • Evaluación y selección del equipo • Diseño del sistema de muestreo • Infraestructura del sitio • Operaciones de rutina • Mantenimiento y calibración del equipo • Acopio, revisión y validación de los datos.

6.3 SECUENCIA METODOLÓGICA DE IMPLEMENTACIÓN.

Los programas de aseguramiento de la calidad para vigilancia de calidad del aire son procesos continuos, que pueden y deben estar en constante cambio y adaptación a nuevas circunstancias, a nuevas necesidades o a cambios en la disponibilidad de recursos. Aunque lo más recomendable para una RVCA puede ser establecer un sistema de calidad similar a la norma ISO 9000, para garantizar la capacidad, competencia y credibilidad de toda la gestión alrededor del programa de vigilancia, y al respecto todo esta muy bien documentado, se describen los aspectos más importantes a tener en cuenta para la implantación de

un programa de aseguramiento de la calidad para la vigilancia de calidad del aire y la secuencia metodológica para la implantación de estos programas.

Si bien lo más acertado es iniciar el programa de aseguramiento de calidad, desde el comienzo del esfuerzo de vigilancia, inmediatamente después de que se hayan definido los objetivos de vigilancia, también se puede seguir la metodología que describe éste capitulo para implementar el programa de aseguramiento de la calidad en una RVCA que ya esté en operación. En la Figura 8 se representan las etapas de planeamiento, implementación, evaluación y generación de reportes, que componen los programas de aseguramiento de la calidad para vigilancia de la calidad del aire. Estas etapas y los elementos que las constituyen se describirán brevemente a continuación.

Figura 8. Ciclo de los programas de AC para vigilancia de calidad del aire.

6.3.1 PLANEACIÓN.

Lo primero que se debe hacer para implementar un programa de AC en una RVCA es planear a donde se quiere llegar, y como se puede llegar. Las actividades de planeación incluyen: • Inserción del programa en la normatividad nacional.

El programa deberá iniciar por revisar la normatividad existente y los planes nacionales sobre el tema para acoger y adaptarse a sus exigencias y seguir sus orientaciones.

• Establecimiento de los objetivos de calidad de los datos. Una vez revisado el marco normativo el programa de aseguramiento de calidad debe definir los objetivos de calidad de datos, que son las metas cualitativas y cuantitativas que clarifican el fin del programa de vigilancia, definen el tipo apropiado de datos que deben recolectarse, determinan las condiciones más adecuadas para la recolección de los datos, y especifican los limites tolerables para respaldar un dato, que serán


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usados como base para determinar la calidad y cantidad de los datos aprobados.

• Selección de los métodos de medición. Después de tener claridad sobre los objetivos a perseguir, se deben seleccionar los métodos de medición de que permitan alcanzarlos y que estén de acuerdo a la normatividad vigente.

• Elaboración del Plan del Programa de Aseguramiento de la Calidad. El propósito principal de este plan, es sintetizar el programa, partiendo de los objetivos y métodos que ya se han definido y puntualizando las actividades de AC y CC que deberán ser desarrolladas para la implementación del plan, todo dentro de un solo documento. El plan deberá proporcionar una descripción clara de todos los aspectos del programa de AC y deberá incluir información sobre todos los componentes del programa de vigilancia. El plan se deberá elaborar además para facilitar la comunicación entre los usuarios de los datos, el grupo de trabajo de la RVCA, la dirección del programa, y los auditores externos; y también para dar instrumentos a la parte administrativa para mantener el programa de vigilancia dentro del cronograma y dentro del presupuesto aprobado.

• Elaboración de los manuales de procedimientos. Se deben elaborar manuales de procedimiento para todas las actividades relativas al programa de vigilancia, con base en la documentación científica sobre los métodos de referencia, y los métodos equivalentes, con base en este documento y en los trabajos que han desarrollado entidades internacionales sobre la materia.

• Elaboración de un programa de entrenamiento. Al finalizar todas las anteriores actividades se debe organizar un programa de entrenamiento para capacitar a todas las personas que conforman el grupo de trabajo de la RVCA, en especial, sobre que deben hacer, porque deben hacerlo, como deben hacerlo, cuando deben hacerlo y que deben obtener como resultado de cada actividad.

6.3.2 IMPLEMENTACIÓN

Las actividades de implementación incluyen: • Ejecución del plan de Aseguramiento de la Calidad

(AC). Después de contar con el plan de aseguramiento de la calidad, este debe ponerse en práctica.

• Actividades internas de Control de Calidad (CC). Cuando se habla del control de calidad para una RVCA, este puede definirse, como el conjunto de actividades técnicas que miden los atributos y el desempeño de un proceso, un equipo, o un servicio y los comparan con los criterios de aceptación establecidos, para que el programa de vigilancia pueda afirmar, con bases científicas, que la incertidumbre de la medición obtenida cumple con lo dispuesto en los objetivos de calidad de los datos. La normatividad de las entidades ambientales

internacionales, contiene la documentación y los procedimientos para la realización de pruebas cualitativas y cuantitativas para asegurar que los datos obtenidos cumplirán los objetivos de calidad. Cada una de estas pruebas evalúa partes de la incertidumbre total de la medición efectuada. Las pruebas más importantes se presentan a continuación.

• Pruebas de precisión y exactitud. Éstas pruebas

pueden usarse para obtener una evaluación general de la incertidumbre de las mediciones.

• Pruebas de Cero y Span. Éstas pruebas están diseñadas para mostrar si se está operando adecuadamente el sistema de medición.

• Pruebas de Calibración. Éstas pruebas son realizadas en el sitio de vigilancia, haciendo que el sistema de vigilancia analice muestras de gases con una concentración conocida de los contaminantes.

• Intercomparaciones internas. Éstas pruebas consisten en la confrontación de los resultados arrojados por equipos de vigilancia comparables, pueden realizarse en el sitio de medición o en un ambiente controlado como un laboratorio.

6.3.3 EVALUACIONES

En un programa de vigilancia de calidad del aire, las evaluaciones se usan para medir el desempeño o la efectividad del programa y sus elementos, incluyendo la revisión de los sistemas administrativos, de inspección, o de supervisión, e involucran auditorias, evaluación de desempeño, e intercomparaciones externas. • Auditorias. Estas auditorias, generalmente externas

buscan determinar si la RVCA está cumpliendo con sus objetivos de vigilancia ó si corresponde, como debe ser modificada para seguir cumpliendo con ellos. Lo más recomendable es que sean realizadas por parte de pares, o por autoridades ambientales de orden nacional.

• Evaluaciones de Desempeño. Este es un tipo de evaluación en el cual los datos cuantitativos generados en un sistema de vigilancia, son obtenidos de manera independiente y comparados con datos generados rutinariamente para determinar la capacidad profesional de un analista, o el desempeño de un laboratorio o un sistema de vigilancia. Pueden hacerse con la colaboración de autoridades ambientales nacionales como el IDEAM.

6.3.4 REPORTES

Todos los datos de concentración requerirán evaluaciones para determinar si cumplen con los objetivos de calidad, y por tanto deberán generarse reportes de estas evaluaciones. Estos reportes deberán incluir:


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• Evaluación de la calidad de los datos. Es la

evaluación científica y estadística de los datos obtenidos por las actividades de aseguramiento y control para determinar si los datos de vigilancia son correctos y adecuados, en cuanto a la calidad y cantidad, para soportar los usos posteriores que se les den. Los datos del programa de aseguramiento y control de calidad pueden valorarse a varios niveles de agregación para determinar si los objetivos de calidad de datos se han cumplido. Por ejemplo los datos de aseguramiento de calidad de las pruebas de precisión, exactitud y parcialidad pueden ser agregados por cada equipo monitor ó para todos los monitores de una RVCA que empleen ese mismo método.

• Reportes de precisión y exactitud. Estos reportes deben generarse anualmente y evalúan la precisión y la exactitud de los datos contra los requerimientos establecidos.

• Reportes de Aseguramiento de calidad. Un reporte de AC debe proporcionar una evaluación de los datos de aseguramiento y control por un periodo determinado de tiempo, para establecer si los objetivos de calidad de datos se han alcanzado en ese periodo.

• Intercambio de experiencias. Las experiencias obtenidas durante la implementación del programa aseguramiento y control de la calidad deben compartirse con otras autoridades ambientales, con el sector académico y otras entidades privadas, antes que ellas inicien las respectivas vigilancias, con el objeto de obtener una retroalimentación valiosa para el mejoramiento de la RVCA. Es importante que la información derivada de estos intercambios, sea debidamente documentada y se refleje en los informes anuales de aseguramiento de calidad del aire.

Después de llevar a cabo la etapa de generación de reportes, puede enfrentarse con bases nuevas, la planeación de las acciones correctivas que permitan obtener mejores resultados continuando así el ciclo del programa de aseguramiento de calidad.

6.4 CARACTERÍSTICAS ORGANIZATIVAS DE UN PROGRAMA DE ASEGURAMIENTO Y CONTROL DE LA CALIDAD

Los objetivos de vigilancia, así como las limitaciones económicas y la disponibilidad de personal capacitado, determinan en el alcance y complejidad del programa de AC y CC, y a la vez la sostenibilidad del mismo. Los principios generales de la práctica del aseguramiento y control de la calidad son aplicables a todo tipo de metodología de vigilancia, sin embargo, los detalles del programa y del personal requerido dependerán en gran medida de la técnica de vigilancia implementada. Si se usan muestreadores semiautomáticos, el programa de AC deberá hacer énfasis en aseguramiento de la calidad de las

actividades de laboratorio, incluido el análisis de las muestras recolectadas; si se utilizan analizadores automáticos, se deberá concentrar esfuerzos en las mediciones. En cualquier circunstancia, es sumamente importante que todo el personal sea conciente de que el programa de AC y CC, es un componente integral y vital de cualquier programa de vigilancia de la calidad del aire. Los operadores deben estar estrechamente familiarizados con los diferentes aspectos relacionados con los procedimientos de operación y manejo de datos. Por otro lado, la comunicación constante entre los supervisores de control de calidad y los operadores brinda la oportunidad de intercambiar ideas y examinar los procedimientos de operación. Esta práctica puede ser efectiva para identificar rápidamente los problemas y mejorar la comunicación entre el personal de operación y los supervisores responsables de la implementación formal de los programas de AC. Un programa adecuado de AC también debe detallar los procedimientos destinados a garantizar un flujo efectivo de información entre las autoridades centrales y los operadores, además de proporcionar una adecuada capacitación en procedimientos de CC.

6.5 OBJETIVOS DE CALIDAD DE DATOS

Los datos recolectados por una RVCA deben corresponder a las necesidades de los usuarios de la información, es decir a los objetivos de vigilancia trazados para la red, y servirán en la mayoría de los casos sólo para responder las preguntas contempladas cuando se trazaron estos objetivos. Si la RVCA esta bien diseñada, bien operada y tiene un programa efectivo de aseguramiento de calidad, estas preguntas se podrán responder, con un grado de incertidumbre conocido. Los objetivos de calidad de datos, trazados por usuarios finales de la información (autoridades ambientales, entes de planeación, academia, etc.) con base en los objetivos de vigilancia, determinaran como deben recolectarse los datos, cuales son los criterios para tomar decisiones y cual es cual es la incertidumbre aceptable para esas decisiones. Esta incertidumbre es la suma de todas las fuentes de error asociadas a todo el proceso de obtención y procesamiento de los datos. Puede representarse por la siguiente ecuación:

2222CPRO UUUU ++=

Donde:

UO = Incertidumbre total. UR = Incertidumbre de la representatividad espacial y temporal. UP = Incertidumbre de la precisión.


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UE = Incertidumbre de la exactitud. Incertidumbre de la representatividad espacial y temporal. La representatividad es el atributo de calidad de datos más importante de una RVCA. El término se refiere al grado en el cual los datos representan de una manera precisa y exacta, una característica de una población, la variación de un parámetro en un punto de muestreo, la condición de un proceso o una condición ambiental. No importa que tan preciso y exacto pueda ser un dato si no representa lo que debería representar. La incertidumbre de la representatividad se puede controlar así: • Diseñando una RVCA con un tamaño adecuado,

con sitios representativos consistentes con los objetivos de vigilancia.

• Determinando y documentando las restricciones que impone la meteorología, la topografía, las fuentes de emisión cercanas, en los sitios de vigilancia.

• Estableciendo periodos de muestreo adecuados para los objetivos de vigilancia

Incertidumbre de la calibración e incertidumbre de la precisión. Estas incertidumbres están asociadas a todas las etapas de obtención y procesamiento de los datos. En cada una pueden ocurrir errores, que se dispersan en la siguiente. La finalidad del programa de AC es mantener la incertidumbre en un nivel aceptable, mediante la aplicación de varias técnicas. Si se dispone de recursos suficientes, se puede evaluar la incertidumbre en cada etapa de la medición, de lo contrario puede calcularse evaluarse o estimarse la incertidumbre general de la medición. Los tres más importantes indicadores de la calidad de los datos que permiten el cálculo de la incertidumbre general de la medición son: • La precisión, que se define como grado de

concordancia entre las mediciones individuales de una misma propiedad bajo condiciones similares expresadas generalmente en términos de la desviación estándar. Representa el componente aleatorio del error.

• La parcialidad, definida como la desviación sistemática o persistente en un proceso de medición que causa errores en una misma dirección. Puede ser determinada estimando la desviación positiva y negativa del valor real calculada como un porcentaje del mismo.

• El límite de detección, que es el valor inferior del intervalo de variación de una característica (como la concentración) que un procedimiento que utiliza un método de medición específico puede discernir.

El término exactitud ha sido empleado en este documento y en general, para representar la medida de la cercanía al “valor real” de una medición pero cuando

se habla de incertidumbre, esta medida puede representarse mejor como una combinación de las componentes del error asociadas a la precisión y la parcialidad.

6.6 ESTABLECIMIENTO DE LOS OBJETIVOS DE CALIDAD DE DATOS

Teniendo claro el concepto de incertidumbre y haciendo que los usuarios finales lo entiendan puede enfrentarse el proceso de establecimiento de los objetivos de calidad de datos. Este proceso debe permitir61: • Establecer un lenguaje común entre los usuarios

de la información y el personal técnico de la RVCA. • Seleccionar objetivos de calidad de datos que

permitan responder adecuadamente las preguntas planteadas por los objetivos de vigilancia.

• Proveer una estructura lógica dentro de la cual el proceso iterativo del programa de Aseguramiento de Calidad (planeamiento, implementación, evaluación, reporte), puede ser logrado eficientemente.

• Orientar y reforzar el desarrollo del diseño de la RVCA, al definir los requerimientos espacio temporales para la implantación de la red.62

El desarrollo de los objetivos de calidad de datos puede ser complejo y su resultado es definitivamente único, porque obedece a objetivos de vigilancia particulares para cada RVCA. Lo más recomendable es tomar el objetivo de vigilancia más exigente, en términos de calidad de datos, y establecer los objetivos de calidad de datos necesarios para cumplirlo; Por lo general los demás objetivos de vigilancia, que son menos exigentes, podrán cumplirse sin objetivos de calidad de datos adicionales. Si ésta labor es exitosa se logrará minimizar la incertidumbre espacial y temporal asociada a los datos, que responde en esencia al diseño de la RVCA. Resta minimizar la incertidumbre de las mediciones, que corresponde a la operación de la RVCA. Ésta tarea se logra evaluando y controlando los datos, en las fases de muestreo, procesamiento y análisis, contra los criterios de aceptación impuestos por los objetivos de calidad de datos, para cada una, en términos de los siguientes atributos: • Precisión. • Parcialidad. • Representatividad temporal y espacial. • Limite de detección. • Integridad temporal. Se define como la relación

entre la cantidad de datos validos obtenidos por un sistema de muestreo comparado y la cantidad ideal

61 US- EPA. Guidance for the Data Quality Objectives Process EPA QA/G4. 1996 62 La US-EPA ha desarrollado software para orientar el proceso de creación de los objetivos de calidad de datos, con miras a diseñar o reformar el diseño de una RVCA, este software denominado “Data Quality Objectives (DQO) Decision Error Feasibility Trials (DEFT)” puede descargarse de www.epa.gov/ttn/amtic/.


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que debería obtenerse en condiciones normales de operación.

• Comparabilidad. Es decir el grado de confiabilidad con que un conjunto de datos puede ser comparado con otro.

7 PERFIL DEL PERSONAL Y ENTRENAMIENTO

7.1 PERFIL DEL PERSONAL

Las características del personal involucrado en las actividades de un programa de vigilancia de calidad del aire se presentan en el capitulo 4 de este documento.

7.1.1 PROGRAMA DE ENTRENAMIENTO

El entrenamiento continuo y planeado del personal que hace parte de la RVCA, es una parte fundamental del programa de AC. El entrenamiento tiene como objeto incrementar la efectividad del personal, y de su organización. El programa de AC requiere que se establezca una programación de entrenamiento que especifique, el perfil profesional, el entrenamiento y la frecuencia del mismo para cada cargo. Todo el personal involucrado en la operación y en el mismo programa de AC, debe tomar los cursos de entrenamiento programados, sin dejar de atender sus responsabilidades. En el capitulo 4, se presentan los eventos básicos de capacitación que se deben ofrecer a los responsables de la RVCA.

7.1.2 ESTRATEGIAS Y TÉCNICAS DE VIGILANCIA

En éste punto de implementación del programa de AC, ya sea que se trate de una RVCA que está en proceso de construcción, o una en operación, debe haberse realizado el proceso de diseño de la RVCA, es decir se debe haber determinado el número de estaciones, establecido la distribución de las mismas en la zona de estudio, seleccionado los sitios de vigilancia, la estrategia y las técnicas que van ha utilizarse, aspectos estos que se analizan en el capitulo 3.

7.1.3 ELABORACIÓN DE PROCEDIMIENTOS

Lo más recomendable es que todo el personal que labora en una RVCA cuente con procedimientos detallados para la realización de sus tareas. Sin embargo para poner en marcha un programa de AC, se deben elaborar al menos los procedimientos detallados para la operación rutinaria de la RVCA, los procedimientos de mantenimiento preventivo, los procedimientos de manejo, validación, análisis de datos y generación de reportes, etc. El programa debe además verificar que se cuente con una programación de actividades de mantenimiento preventivo y correctivo, y con un inventario adecuado de los elementos consumibles necesarios para la operación rutinaria de la RVCA.

7.1.4 OPERACIÓN DE LA RVCA

Las actividades rutinarias de aseguramiento y control de la Calidad que deben efectuarse en cada estación componente de la RVCA, pueden resumirse como se muestra en la Tabla 22.

Tabla 22. Actividades rutinarias de AC para cada estación de vigilancia.

ACTIVIDAD REALIZADA POR FRECUENCIA MÍNIMA

Visita regular Técnico 1 Semanal Calibración Técnico 2 y 1 Mensual Verificación del desempeño

Profesional 1 y Técnico 2

Anual

Auditoría interna Profesional 3 y 2 Anual Auditoría externa Profesional 3 y 2 Bianual

7.1.5 VISITAS REGULARES

A pesar de que los sistemas telemétricos proporcionan un método de recopilación de datos efectivo y eficiente para redes geográficamente muy extendidas con gran número de analizadores automáticos, se requerirán también visitas regulares de apoyo para la validación de los datos, las cuales se llevarán a cabo tan frecuentemente como la operación lo necesite y lo permitan las restricciones geográficas o de disponibilidad de personal. Las visitas regulares buscan asegurar la operación adecuada de los instrumentos y maximizar la captura de datos y la integridad de los mismos. Se recomienda que tengan una frecuencia de al menos una por semana. Dentro de estas visitas regulares semanales deben realizarse visitas especiales una vez por mes y una vez por año donde se efectuarán las pruebas más rigurosas y los procedimientos más complejos. Algunas de las funciones que se llevan a cabo durante las visitas a los sitios de muestreo son: 1. Preparar los instrumentos y elementos consumibles

necesarios para la realización de la visita. 2. Registrar el ingreso del personal a la estación en el

libro de control. 3. Inspeccionar de manera visual el sitio, y verificar el

correcto funcionamiento de los equipos, revisar y limpiar los tomamuestras, revisar los sensores meteorológicos. Verificación cambios en el entorno del sitio de vigilancia que afecten los criterios de ubicación.

4. Revisar las alarmas y eventos registrados por el sistema de adquisición de datos y los analizadores o muestreadores. Anotación de los cambios inusuales.

5. Inspeccionar y limpiar los manifolds y las líneas de conducción de gases. Chequeo de fugas, y reparación de las fallas presentadas.


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6. Reponer los consumibles como filtros de partículas suspendidas, para los analizadores de gases, medios de absorción de contaminantes para los sensores electroquímicos, etc., con la frecuencia recomendada por el fabricante.

7. Cambiar los lavadores, filtros de carbón activado, desecadores y otros elementos de purificación del sistema de aire cero para calibración, según la frecuencia recomendada por el fabricante.

8. Realizar los chequeos y las pruebas de diagnósticos sugeridas por los fabricantes.

9. En el caso de equipos automáticos, realizar la verificación de span y cero en cada instrumento63 de acuerdo con los manuales del fabricante.

10. Realizar la calibración multipunto con la frecuencia recomendada por el fabricante o cuando los valores de span o cero se salgan del intervalo establecido por los objetivos de calidad de datos.

11. Realizar las pruebas de calibración a los equipos meteorológicos de acuerdo con lo establecido por el fabricante.

12. Realizar el mantenimiento preventivo de los equipos de acuerdo con el manual del fabricante, a fin de anticipar la presentación de problemas.

El desarrollo de las actividades descritas en los numerales 3 al 12, deben ser registradas en el libro de control de la estación. El programa de AC debe establecer procedimientos separados para cada tipo de visita regular, seleccionando las tareas de acuerdo a su complejidad, su rigurosidad y a la frecuencia con que deben realizarse, es decir las tareas de las visitas regulares anuales serán las más exhaustivas y complejas, las mensuales lo serán menos y las semanales serán las más sencillas. Así mismo deben elaborarse los formatos correspondientes para la documentación de las visitas (listas de chequeo) y la recopilación de los datos de AC (Desviación de cero y span, ganancias, calibraciones etc.).

7.1.6 VERIFICACIÓN DE SPAN Y CERO

En el caso de los analizadores automáticos, la verificación de span y cero es una manera rápida de revisar su desempeño. Dicha revisión, debe realizarse al menos semanalmente. Si los analizadores disponibles tienen la capacidad de realizar el chequeo de span y cero automáticamente y guardar los resultados es posible programar éstas pruebas diariamente, cuidando que los valores de ganancia no sean modificados automáticamente. Además deben programarse para minimizar la pérdida de datos importantes (aproximadamente por un intervalo de una hora), es decir durante periodos del día tiempo poco relevantes, como la madrugada a menos que el sitio de vigilancia presente niveles importantes a esa hora.

63 No deben realizarse ajustes de span y cero durante estas pruebas, que son únicamente de verificación dado que alteran inadecuadamente las ganancias de los equipos. Los ajustes se deben realizar solo durante las calibraciones multipunto.

Los procedimientos para estas verificaciones dependen de la tecnología de los analizadores y deben elaborarse a partir de las recomendaciones del fabricante. El programa de AC debe elaborar los formatos adecuados para documentar de manera detallada los resultados de éstas pruebas y las observaciones de los técnicos que las realizan. Si el analizador se sale del intervalo de control, debe realizarse una calibración multipunto y debe identificarse, remediarse y documentarse la causa de la anomalía. Las reparaciones necesarias deben hacerse de acuerdo con la programación de mantenimiento correctivo para minimizar la perdida de datos.

7.1.7 CALIBRACIÓN DE EQUIPOS

La adecuada calibración del equipo de vigilancia, es esencial para obtener datos precisos y reproducibles de calidad del aire. La importancia de los procedimientos de calibración para los equipos de vigilancia de la calidad del aire nunca será suficientemente enfatizada. Solo a través de la calibración de los diferentes equipos de vigilancia (incluso el data logger), así como de las pruebas desviación del span y cero, realizadas dentro de un estricto cronograma, y observando rigurosamente los procedimientos, podrán conocerse y certificarse la calidad de los datos de vigilancia. El programa de AC debe recopilar cuidadosa y exhaustivamente los datos generados por estas actividades para su posterior evaluación. El programa de AC y CC, debe verificar que el material utilizado para la calibración de los diferentes equipos, como los medidores de flujo, de presión, controladores de flujo másico, fotómetros, generadores de ozono, lentes de calibración, sistemas de permeación, cilindros de mezclas de gases, sensores de frecuencia, voltímetros y amperímetros, entre otros, estén certificados contra estándares de referencia o de transferencia, rastreables a estándares primarios nacionales o internacionales, por instituciones reconocidas, o autorizadas64. La frecuencia de calibración de los equipos de vigilancia de calidad del aire debe ser la siguiente: • En intervalos regulares de seis meses como máximo. • Antes de que un equipo recientemente instalado

empiece a reportar datos. • Antes de retirar una equipo del sitio de vigilancia. • Después de una reparación o el cambio de algún

repuesto. • En intervalos de un mes para una equipo nuevo por

un mínimo de 3 meses, para establecer su estabilidad.

64 Como el US - National Institute of Standards and Technology (NIST), la Agencia de protección ambiental US-EPA, el IDEAM.


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• Cada vez que el equipo se salga del rango de control de span y cero.

La frecuencia de calibración de los instrumentos meteorológicos, debe ser: • En intervalos regulares de un año como máximo. • Antes de que un equipo recientemente instalado

empiece a reportar datos. • Después de una reparación o el cambio de algún

repuesto. Existe una gran variedad de métodos para realizar una calibración, que dependen de la tecnología y de la calidad de datos deseada, por tanto los procedimientos específicos para calibración de cada equipo serán considerablemente diferentes. En general se recomienda seguir las indicaciones del fabricante, e integrarlas a los procedimientos específicos de calibración de los diferentes equipos elaborados por el programa de AC. Los datos de vigilancia anteriores a la calibración deben corregirse con base en la misma para que puedan aprobar las instancias de validación. Para llevar a cabo la calibración individual de diferentes métodos de medición, según el tipo de muestreador y poder realizar comparaciones entre un equipo y otro aunque sean métodos diferentes se recomiendan los procedimientos siguientes (Tabla 23):

Tabla 23. Procedimientos de calibración.

Muestreadores Pasivos

• Comparación contra otros métodos de muestreo y llevar a cabo calibraciones entre otros laboratorios analíticos.

• No se pueden realizar calibraciones de campo con gases estandarizados.

Muestreadores Activos

• Calibraciones entre otros laboratorios analíticos usando soluciones estándar.

• Calibración dentro y entre redes con gases de referencia.

• Comparaciones de campo contra monitores automáticos y auditorías de procedimientos operacionales, son de gran utilidad.

Analizadores Automáticos

• Calibraciones entre estándares de referencia usados por otros laboratorios.

• Los sitios deben ser calibrados dentro y entre redes usando sistemas o fuentes de gases de referencia.

• Llevar a cabo auditorias

7.1.8 VERIFICACIÓN DEL DESEMPEÑO

Esta actividad consiste en la íntercomparación del desempeño de los instrumentos con los que cuenta la RVCA, ya sea entre si, o con los del laboratorio de referencia si el programa de vigilancia cuenta con uno. La meta que se persigue es asegurar que todos los instrumentos de la RVCA estén operando en el mismo nivel, es decir que se obtengan mediciones comparables entre si mismas. Aunque es recomendable involucrar asesores externos durante este proceso de verificación para obtener una mayor imparcialidad, también puede realizarse solo con el personal interno del programa de AC. Pueden realizarse un gran número de pruebas en los diferentes equipos tanto de vigilancia de calidad de aire como meteorológico. El programa de AC debe seleccionar cuáles debe implementar según los recursos con los que se cuente. Las pruebas de verificación de desempeño para los equipos de calidad del aire han sido estandarizadas en el Código de Regulaciones Federales del Gobierno de los Estados Unidos titulo 40 parte 58, anexos A y B65. Los procedimientos para las pruebas a los equipos meteorológicos pueden encontrarse en la Guía de Instrumentos y métodos de Observación Meteorológicos de la OMM66. El programa de AC debe utilizar estas fuentes para desarrollar y adaptar sus propios procedimientos para las pruebas de verificación de desempeño.

7.1.9 AUDITORIAS INTERNAS Y EXTERNAS

El propósito de estas actividades es detectar parcialidades sistemáticas en los datos reportados por la RVCA, fallas en: Su programa de AC, en el sistema de administración, en el diseño de la RVCA, y en general efectuar una revisión completa del programa de vigilancia. Las auditorias internas deben desarrollarse con la colaboración de otras entidades dedicadas a la vigilancia de calidad del aire (pares), que cuenten con personal idóneo y equipos de iguales o preferiblemente de mejores especificaciones que los propios. Las auditorias externas, en cambio serán realizadas por las autoridades ambientales responsables del acopio de los datos de vigilancia, es decir el Ministerio de Ambiente Vivienda y Desarrollo Territorial en cabeza del IDEAM. En este caso el programa de AC debe limitarse a realizar la programación de estas actividades de acuerdo a la frecuencia recomendada anteriormente, a verificar que se cumpla esta programación y a implementar las acciones correctivas que resulten de las auditorias. Sin embargo el programa de AC puede verificar que se utilicen procedimientos adecuados, dependiendo de la complejidad y la profundidad de las

65 Code of Federal Regulations. Title 40 Protection of Environment. Chapter I Environmental Protection Agency. Volume 5, part 58 Ambient Air Quality Surveillance. 66 Organización Meteorológica Mundial - OMM. Guía de instrumentos y métodos de observación meteorológicos. OMM-No 8. Ginebra, Suiza. 1990.


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auditorias implementadas. En el documento titulado “SLAMS/NAMS/PAMS Network Review Guidance”, editado por la US-EPA, se encuentran lineamientos para la realización de auditorias.

7.2 ACOPIO, REVISIÓN Y VALIDACIÓN DE DATOS

Aunque se implante y se opere a satisfacción, una RVCA, pueden generarse datos incorrectos. Antes que dicha información sea enviada a la autoridad ambiental nacional, es necesario establecer también un sistema de almacenamiento, revisión y validación de datos adecuado, que permita su depuración para aceptarlos ó no.

7.2.1 ACOPIO

El acopio de la información consiste en la captura, colección y manejo de los datos que generalmente la lleva a cabo una persona ó entidad, diferente a la que realiza la validación, por lo que se necesitan fijar procedimientos y reportes que especifiquen QUIÉN está a cargo, de QUÉ parte del proyecto y CÓMO llevó a cabo su trabajo. Además deberá incluirse el DÓNDE, es decir la localización geográfica, el CUÁNDO, en el cual se reportarán no sólo las horas específicas, días, meses o años, sino también tópicos importantes como variaciones diurnas y estaciónales, y el PORQUÉ, que consiste en establecer el propósito de la colección de los datos.

7.2.2 REVISIÓN

El examen ó revisión de los datos es un proceso rutinario, que el personal calificado debe llevar a cabo en cada visita a la estación. Este proceso de revisión da como resultado metadatos usados posteriormente por el equipo de procesamiento como insumos para el proceso de validación de los datos de vigilancia. Los metadatos, definidos de una manera sencilla, son las anotaciones y observaciones realizadas diariamente durante la operación de la estación, junto con la información sobre procesos como la verificación de span y cero y la calibración de los equipos, aportadas por los operadores, en los formatos respectivos. La revisión sirve tanto para rechazar datos erróneos o inválidos e informar a los operadores de campo de fallas o problemas del equipo que requieran atención, como para identificar datos extremos de concentración de contaminantes que se salgan de las normas de calidad del aire. En general las consideraciones que se tienen que tomar en cuenta para la revisión de los datos son: • Características e historia de instrumentos. • Factores de calibración y tendencias. • Datos fuera de intervalo o negativos. • Picos o aumentos repentinos. • Características del sitio de vigilancia. • Efectos de la meteorología.

• Época del año y hora del día. • Niveles de otros contaminantes. • Observaciones desde otros sitios • Eventos especiales (marchas, incendios, días

festivos, etcétera.) Además existen algunos criterios que se utilizan para estimar la calidad de los datos eliminando a los sospechosos y tomando en cuenta las consideraciones anteriores. Estos son: • Las lecturas que caigan fuera del intervalo de

detección del instrumento deberán ser eliminadas de la base de datos final, después de haber verificado la calibración del equipo.

• Datos que presenten cambios muy rápidos con respecto al tiempo, deberán tomarse con precaución verificando las condiciones atmosféricas o la presencia de alguna fuente de contaminación.

• Un importante indicador de la calidad de los datos pueden ser las características específicas de una estación de vigilancia, pues sus alrededores y las fuentes locales, pueden influenciar las mediciones.

Existe una fuerte relación entre la concentración de los contaminantes y las condiciones meteorológicas como dispersión atmosférica, velocidad y dirección del viento, precipitación y radiación solar; las cuales tendrán que tomarse en cuenta cuando existan datos dudosos. Ya revisados los datos se procederá a la validación de los mismos para crear una base de datos confiable y que pueda ser utilizada para cumplir con los objetivos de vigilancia que se fijaron.

7.2.3 VALIDACIÓN

La validación es el proceso de confirmar los datos de vigilancia, acopiando e inspeccionando evidencia objetiva de que los requerimientos específicos del uso final de los datos se han cumplido. La validación de los datos debe hacerse en varios niveles, de manera manual o mediante aplicativos de software. En cualquiera de los dos casos es necesario el concurso de un profesional tipo 2 con amplia experiencia y criterio que califique, y rechace o acepte datos inusuales. Éste profesional debe poseer un excelente entendimiento de la química de los contaminantes atmosféricos, del comportamiento de los analizadores, de las condiciones meteorológicas locales, de los usos de suelo de la zona de estudio, etc. Debe considerar además factores como las desviaciones del cero y span, los resultados de las calibraciones y los ajustes realizados a los parámetros de operación de los equipos, el historial de desempeño y servicio realizado a los equipos - es decir los metadatos provenientes de la revisión reportados por los operadores -, junto con los ciclos estaciónales, las condiciones climáticas inusuales, los datos reportados


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para otros contaminantes y variables ambientales en los intervalos de tiempo adecuados desde el punto de vista de la cinética de las reacciones de los contaminantes atmosféricos. En el primer nivel de validación deben usarse las compilaciones diarias de los datos de vigilancia para realizar la exploración general de todos los datos. El programa de AC debe especificar el formato exacto (unidades, decimales, etc.) en que los datos deben remitirse de las estaciones para su validación y análisis, que deben coincidir con lo estipulado en la normatividad nacional vigente y por la entidad encargada de recopilar y consolidar los datos de vigilancia de todo el país, es decir el IDEAM. Si los datos remitidos no coinciden con lo estipulado por el programa de AC, deben ser organizados según sea conveniente. La exploración general de la base de datos debe: • Buscar datos inusualmente altos o bajos que pueden

indicar errores gruesos en los sistemas de vigilancia. Para poder determinar que valor puede considerarse alto o bajo para un contaminante específico, el profesional encargado de ésta labor debe conocer cuales son las condiciones predominantes para el contaminante en la estación de vigilancia y cuales son los límites de detección superiores e inferiores del equipo, que determinan los valores mas altos o más bajos que puede reportar el equipo. Los datos considerados cuestionables deben ser marcados con una bandera para ser posteriormente verificados. Ésta exploración general de los datos no es sensible a datos con valores intermedios que también pueden estar errados.

• Detectar desviaciones del cero en un analizador automático que no han sido corregidas. Estas desviaciones son evidentes cuando los valores mínimos usuales de las concentraciones de contaminantes que por ejemplo para el CO se presentan en las horas de la madrugada tienden a incrementar o a disminuir por un periodo de varios días. También puede ocurrir que las concentraciones mínimas a estas horas se encuentran constantemente por encima de los valores típicos. En éste caso, puede inferirse que el analizador puede tener un mal ajuste del cero. En ambas situaciones es necesario contrastar los hallazgos con los reportes de verificación de cero y span, y los reportes de calibración del equipo. Sí es necesario deben corregirse los datos y recomendar el ajuste del equipo.

• Detectar y rechazar todos los valores negativos de concentración de los contaminantes a menos que provengan de un grado aceptable de inexactitud del instrumento (una característica común de muchos tipos de analizadores continuos).

• Marcar los valores de los datos que muestran alteraciones súbitas y los lapsos de ascenso y caída excesivos, que son cuestionables, aunque ciertas

condiciones atmosféricas o la presencia de fuentes contaminantes cercanas pueden dar lugar a fluctuaciones extremas en los niveles de contaminantes ambientales. Bower J.S.67 trata con detalle algunos de estos criterios.

• Por ultimo debe identificarse el número de horas con información utilizable en cada día y descartar para el siguiente nivel de validación los días que no cumplan con el mínimo de recuperación de datos útiles establecido por los objetivos de calidad de datos.

La exploración continua de los datos de vigilancia y de los metadatos producidos por los operadores constituye un enfoque más flexible y recomendable para el nivel uno de validación de datos. Para el segundo nivel de validación se deben tomar los datos marcados con banderas y analizar su validez a la luz de la experiencia, el sentido común y la iniciativa del personal encargado de examinar los datos, que son prerrequisitos para el éxito del proceso. Se deben rechazar los datos no adecuados. Algunas recomendaciones generales que deben tomarse en cuenta para este nivel de validación son las siguientes: • Las características específicas para una estación

particular pueden ser un indicador importante de la calidad de los datos. Los alrededores de la estación, el grado de protección, las fuentes y los puntos receptores locales pueden influir en las mediciones.

• La fuerte relación existente entre las concentraciones de contaminantes y la dispersión atmosférica u otras condiciones meteorológicas también pueden ser un indicador positivo de la integridad de los datos. Cuando los datos son dudosos, se deben considerar parámetros tales como la estación, la velocidad y dirección del viento, la precipitación y la radiación solar. Los altos niveles de ozono asociados con climas lluviosos y sin brillo se deben considerar como dudosos.

• La hora del día también es importante, ya que las variaciones diurnas en los patrones de emisión y en las condiciones meteorológicas pueden ejercer una influencia particularmente fuerte en las concentraciones de O3 y NOx. Por ejemplo, altos niveles de ozono durante la noche si bien posibles bajo ciertas condiciones serían sumamente sospechosos a menos que se asocien con alguna evidencia de inicio de transporte vertical (por ejemplo, un aumento súbito en la velocidad del viento).

• La relación entre los diferentes contaminantes también puede aportar claves para determinar la validez de los datos; por ejemplo, no se esperarían altos niveles de ozono si se incrementan los niveles de NOx.

• La continuidad temporal y espacial de los niveles de contaminación es otro factor que se debe considerar al examinar los datos medidos. Los resultados

67 Bower, J. S. A Pragmatic View on Optimizing Performance of Air Monitoring Networks, Measurement and Control, 1989


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obtenidos de una red a menudo pueden indicar integralmente si las observaciones hechas en un sitio particular son excepcionales o cuestionables.

Luego deben seleccionarse los datos de acuerdo a los resultados de pruebas estadísticas, presentadas en forma de compilaciones graficas como diagramas de cajas, de periodos diarios, mensuales y/o anuales. Posteriormente deben corregirse los datos según los resultados de calibración de los equipos y calcular los promedios en el tiempo para la comparación con las normas nacionales vigentes. El programa de AC debe estipular adecuadamente cual es el procedimiento de validación de los datos, que pruebas deben realizarse a los mismos y que documentación debe generarse. Conversiones Antes de calcular los promedios en el tiempo y comparar las mediciones con las normas de calidad de aire promulgadas por la autoridad ambiental competente, deben convertirse a valores a condiciones de referencia (298,15 K y 101,325 kPa ) y presentarse en las unidades adecuadas. Las ecuaciones y factores para realizar estas conversiones han sido claramente estipulados dentro de la norma. Cálculo de los promedios en el tiempo El cálculo de los promedios en el tiempo de los datos de vigilancia debe ajustarse a las siguientes definiciones: Se define una “hora” como el periodo de sesenta minutos trascurridos “inmediatamente antes” de la hora reportada, es decir los datos de vigilancia correspondientes a las 7 a.m. son los recolectados desde las 6.01 a.m. a las 7.00 a.m., esta definición se justifica por la necesidad de correspondencia entre los datos de vigilancia y los datos meteorológicos, ha sido establecida de acuerdo con los estrictos lineamientos de la Organización Meteorológica Mundial, y está basada en el razonamiento de que la hora reportada solo puede cubrir eventos que ya han sucedido. Algunas organizaciones internacionales definen la hora como el tiempo transcurrido después de la hora reportada, y reconocen que este enfoque requiere de un esfuerzo adicional al momento de compaginar las mediciones con los datos meteorológicos. El IDEAM, ente encargado de recopilar la información sobre mediciones de calidad del aire, requiere que el formato remitido por las entidades que realizan la vigilancia utilice el esquema de “hora antes”. Sin embargo la entidad encargada de vigilancia puede elegir el esquema que más le parezca, y reportar los datos el IDEAM en el formato de “hora antes”. El día se define como el periodo de 24 horas transcurrido entre las 00:01 y las 24:00, donde 00.01

es el primer minuto del día, después de la media noche. Es decir, en un día se obtendrán 24 promedios horarios desde la 1 que es la primera hora del día, hasta las 24 que es la última. Ésta definición es fundamental cuando se quiere calcular promedios diarios. La semana, el mes, y el año corresponden a la definición universal, del periodo que sigue inmediatamente al momento reportado; es decir, la semana comienza en minuto 00:01 del lunes y termina en el minuto 24:00 del domingo. El mes se ajusta a los periodos de tiempo reportados por el calendario y lo mismo el año. Los promedios corridos deben corresponder al enfoque del tiempo que precede el reportado, ya sean de una hora, día, semana, mes, año. Cálculo de número de excedencias Una excedencia de se define como el evento en el cual los valores de concentración de un contaminante sobrepasan lo estipulado por norma de calidad del aire. Por ejemplo para la norma horaria de ozono debe contarse una excedencia por cada vez que el promedio de concentración de una hora sobrepase el valor establecido por la norma y totalizarse el número de veces por año, en éste caso el número de excedencias debe reportase como el “número de veces que la norma ha sido sobrepasada en determinado año”. Por otro lado cuando se trata de promedios corridos, como en la norma de CO de 8 horas, debe contarse una excedencia por cada vez que el promedio de concentración de 8 horas sobrepase el valor establecido por la norma y totalizarse el número de veces por año, en éste caso el número de excedencias debe reportase como el “número de veces que la norma ha sido sobrepasada en determinado año”. Brechas de datos Ningún tipo de vigilancia entrega datos las 24 horas del día 7 días a la semana, siempre existirán brechas en el conjunto de datos, algunas causadas deliberadamente como las de las calibraciones y otras inevitables y fortuitas como las ocasionadas por cortes en la energía eléctrica, fallas de los equipos, etc. A pesar de la experiencia y de la alta inversión, es difícil siquiera acercarse al 95 % de recolección de datos validos. Jamás debe siquiera considerarse interpolar o extrapolar datos brutos para completar estas brechas, a menos que se conozcan perfectamente las tendencias en estos periodos y puedan justificarse. En general cuando se pierde el 25 % ó más de los datos de un periodo a promediar, debe descartarse este periodo y no calcularse, ni reportarse valor alguno para el mismo. Los objetivos de calidad de datos deben establecer claramente cual debe ser el porcentaje de recuperación de datos y si se debe contabilizar o no, los periodos de calibración como perdidas. El programa de AC debe


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asegurarse de que los códigos reportados durante los periodos de calibración, o durante las fallas de los equipos, que en algunos sistemas son 9999, se excluyan del cálculo de los promedios, desde el primer nivel de validación, donde además debe introducirse un metadato que explique la razón por la cual los datos son invalidados. Interpolación y ajuste Aunque no se recomienda interpolar datos brutos, a veces los datos validados pueden ser interpolados. Por ejemplo cuando van a ser alimentados a un modelo, no deben tener brechas para que el modelo pueda correr. Existen técnicas estadísticas sofisticadas para realizar estas interpolaciones (ajuste de curvas, análisis de tendencias, filtrado selectivo de frecuencias, etc.), pero la más adecuada es una simple regresión lineal. Por recomendación heurística no deben realizarse interpolaciones en brechas de más de 1% de periodo promediado. En algunas ocasiones puede hacerse una excepción cuando existen obvias y justificables tendencias, como las presentadas en algunos puntos de vigilancia en el comportamiento diario de contaminantes como el CO, asociadas a los patrones de transito de fuentes móviles. En tales casos se obtienen distribuciones bien definidas de concentraciones horarias a través del día, con base en las cuales pueden interpolarse los valores faltantes de otros días en los cuales se cuenta solo con los puntos máximos y mínimos que usualmente se presentan a la misma hora del día. Al interpolar datos debe tenerse en cuenta: • Naturaleza del contaminante. • Entendimiento de las condiciones atmosféricas

presentes y su influencia sobre la dispersión • Experiencia con tendencias y ciclos diarios de

emisiones y meteorológicos • Los periodos relevantes a promediar. El programa de AC debe encargarse además de evaluar el desempeño del proceso y el personal de validación de datos y de calcular los indicadores que antes ha establecido para determinar si se han cumplido los objetivos de calidad de los datos. A continuación se describen algunas pruebas que permiten efectuar ésta evaluación. GENERACIÓN DE REPORTES Una base de datos final y validada sobre calidad del aire es, por sí sola, de utilidad limitada. Para que se aplique en la elaboración de políticas, en el manejo de la contaminación del aire, en la investigación científica sobre sus efectos, los datos se deben cotejar, analizar y diseminar. Los resúmenes anuales y, de preferencia, mensuales de datos constituyen un nivel mínimo de la

administración de esta información. Estos resúmenes pueden usar métodos sencillos de análisis estadístico y gráfico. Los formatos apropiados para este propósito se pueden diseñar fácilmente (véase por ejemplo, BROUGHTON et al68). Un reporte más regular de datos, por día u hora, puede ser apropiado para algunos objetivos de la red (por ejemplo, los sistemas de alerta de smog), aunque en tales casos, se debe poner de manifiesto que los datos diseminados pueden no estar plenamente validados y la calidad puede no estar asegurada. La diseminación de datos provisionales o validados solo representa un primer paso para alcanzar los objetivos de la vigilancia. Ésta información debe proporcionar antecedentes a los encargados de tomar decisiones, así como una base para elaborar y verificar hipótesis científicas y modelos de los procesos relacionados con la calidad del aire y con su impacto en el hombre y su ambiente. Para maximizar el uso de las mediciones ambientales de calidad del aire en su totalidad, se debe contar con datos sobre otros factores socioeconómicos y geográficos compatibles y de calidad óptima. Por ejemplo, el uso de datos para profundizar nuestro conocimiento de los procesos de emisión y dispersión atmosférica que incrementan las concentraciones de contaminantes requiere acceder a mediciones meteorológicas y de emisión. Otro ejemplo: para evaluar el impacto de las condiciones de calidad del aire en el ecosistema o en la salud se requiere información sobre distribuciones poblacionales, epidemiología, factores sociales y efectos sobre la salud. Generalmente, los datos de vigilancia y de las emisiones se usan para elaborar estrategias de reducción de los efectos; esto es, para manejar la contaminación del aire en el ámbito local o nacional. La importancia de una base de datos consolidada a escala nacional residiría en que se puede usar para evaluar el impacto de las medidas de control en el largo plazo y para estimar la situación de las ciudades de las que solo se cuenta con datos limitados, al compararlas con ciudades "representativas" similares. Las bases de datos de calidad del aire tienen a su disposición una variedad de metodologías analíticas comprobadas. Sin embargo, en el análisis final, el nivel y los medios apropiados de tratamiento de datos estarán determinados en gran medida por el uso de datos que se ha concebido al inicio. Se debe considerar el uso de sistemas de información geográfica, especialmente cuando se pretende combinar los datos de contaminación con los de epidemiología y otras fuentes coordinadas geográficamente (sociales, económicas y demográficas).

68 Broughton, G. F. J.; Bower, J. S.; Stevenson, K. J. et al. Air Quality in the UK: A Summary of Results from Instrumented Air Monitoring Networks in 1991/92. Stevenage, Warren Spring Laboratory, informe LR 941 (AP). 1993.


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8 DEFINICIÓN DE CAMPAÑAS DE VIGILANCIA DE LA CALIDAD DEL AIRE.

De manera independiente a si una autoridad ambiental cuenta o no con una red de vigilancia de la calidad del aire, siempre existe la necesidad de contar con una infraestructura mínima de recursos (personal, equipos y materiales) que le permitan desarrollar, actividades de control y vigilancia del recurso aire. Las campañas de vigilancia tienen como objetivo realizar estudios específicos en lugares remotos o donde no se cuenta con la cobertura de la Red, durante períodos predeterminados, en caso de accidentes o incidentes, o evaluar sitios para la posible instalación de estaciones de vigilancia permanentes debido al crecimiento de la mancha urbana. La metodología permite la evaluación de las máximas concentraciones en una zona sobre un periodo determinado, que es representativo del periodo de referencia. Este procedimiento es usado como un método de evaluación preliminar para verificar si en una determinada región, se cumplen ó no, las normas locales de calidad del aire y determinar el procedimiento de evaluación que debe seguirse. Las unidades móviles o transportables son usados para mediciones en sitios fijos, usualmente combinan la ventaja de una medición automática con la movilidad y flexibilidad. Para contaminantes para los cuales no se dispone de equipos automáticos, también se pueden equipar con equipos no automáticos como PST, PM10. La duración, periodos y frecuencia de las campañas ó periodos de medición, tendrán que ser fijados, tan representativos como sea posible del periodo del valor limite ó norma de calidad (1 hora, 24 horas, un año) La localización del equipo será escogida teniendo en cuenta la ubicación de la fuente ó fuentes objeto del estudio, las condiciones meteorológicas, las condiciones topográficas del área. Los tipos de fuente presentes en un área, son muy importantes cuando se escoge un sitio de vigilancia. El impacto de una fuente elevada es difícil de medir, en un sitio a nivel del piso, porque la dirección y la velocidad del viento pueden variar considerablemente. Para vigilancias de emisiones originadas en vías, debe tenerse en cuenta que el impacto decrece con la distancia de la fuente y que el nivel de contaminación será en promedio proporcional al volumen de tráfico. Una serie de mediciones horarias hasta 24 horas, debe reflejar los patrones de la intensidad del tráfico. Las concentraciones más altas, se espera que ocurran en áreas cerca donde las vías, van paralelas a las direcciones más frecuentes del viento.

Cuando se apliqué esta metodología, se deben seguir los siguientes pasos: • Establecer el sitio, donde se esperan las máximas

concentraciones, ya sea por mediciones anteriores, por información de zonas similares, inventarios de emisiones ó estudios de simulación. Los muestreadores pasivos, pueden convertirse en una buena herramienta para evaluar la distribución espacial y los niveles máximos de los contaminantes medidos.

• A partir de series de tiempo ó a partir de información de zonas similares, determine los periodos en que ocurren las máximas concentraciones.

• Desarrolle las mediciones de contaminantes conforme a los requerimientos de calidad de los datos exigido. Compare los resultados obtenidos con las normas de calidad del aire y establezca el procedimiento técnico y legal a seguir.

• Cuando lleve a cabo mediciones con una unidad móvil, la máxima incertidumbre de las mediciones debe ser del 15% para los contaminantes gaseosos y del 30% para las mediciones de material partículado (para mediciones sencillas promediadas en un periodo de referencia, tenga en cuenta los errores de muestreo, calibración y comportamiento del medidor). Las mediciones deben ser soportadas por un adecuado programa de AC/AQ durante el periodo de la campaña y deben ser completamente documentadas.

9 EVENTOS DE CAPACITACIÓN

Todo el personal, administrativo, profesional y técnico que participa de las diferentes actividades que se dan con la vigilancia permanente de la calidad del aire, requieren de ser capacitados y entrenados principalmente en el área de evaluación y control de la contaminación del aire. Esta capacitación puede consistir en cursos, talleres, ó teleconferencias, ofrecidas por autoridades ambientales de orden internacional como la EPA, el CEPIS de la OPS, entre otras, ó de orden nacional como el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial, el IDEAM, Centros Ambientales de Universidades, instituciones académicas formales, asesores ambientales reconocidos, ó pares, complementados con actividades internas tales como exposiciones, lecturas o practicas en campo. Se recomienda que las actividades de capacitación y entrenamiento se enfoquen a los siguientes temas: • Legislación aplicada al recurso aire. • Normas Técnicas para la evaluación de la calidad del

aire. • Aseguramiento de la calidad, de datos, de

documentos, de equipos. • Vigilancia de variables ambientales.


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• Calibración de equipos de vigilancia manuales y automáticos.

• Practicas de laboratorio para los Métodos analíticos de calidad del aire.

• Meteorología aplicada a la contaminación del aire. • Aplicación de cursos de autoinstrucción sobre aire,

meteorología. • Administración y revisión de sistemas administrativos. • Estadística aplicada a manejo y presentación de

datos ambientales. • Inventario de emisores y emisiones de contaminantes

del aire. • Evaluación de emisiones atmosféricas en fuentes

fijas y móviles. • Sistemas generales para el control de la

contaminación del aire.

10 INFORMES SOBRE LA CALIDAD DEL AIRE. CONTENIDO DEL INFORME ANUAL DE CALIDAD DEL AIRE

10.1 FORMATOS NACIONALES DE REPORTE DE CALIDAD DEL AIRE

Los informes a ser elaborados y remitidos al centro de coordinación y recopilación de información de la RNVCA, han de prepararse según los formatos y condiciones que se presentan en este capítulo, donde se establecen los datos mínimos, cálculos y análisis a ser abordados en dichos reportes. El continuo y cabal seguimiento de los procedimientos establecidos para el aseguramiento y control del funcionamiento de los equipos de vigilancia, garantiza que los datos brutos recopilados tengan un nivel de precisión y exactitud que permitan un procesamiento posterior con una menor incertidumbre sobre la coincidencia entre las situaciones reales y las descritas por los datos. Para el análisis de los fenómenos y episodios de contaminación; habiendo asegurado la calidad de la materia prima (los datos), es importante establecer no sólo un formato y modo común de presentación de la información por parte de las diferentes redes de vigilancia del país sino también los cálculos y las unidades de las variables utilizadas. El reporte que aparece a continuación debe ser enviado al IDEAM, una única vez por la persona responsable o por el representante legal de la institución que posee la red, así mismo se notificará la recepción de dicha información, y se pedirá aclaraciones si hubiere el caso. Información sobre redes, estaciones y técnicas de medición Las diferentes redes en la medida de lo posible, deberán remitir el máximo de información posible en relación con los siguientes puntos:

10.1.1 INFORMACIÓN SOBRE LAS REDES

INFORMACIÓN SOBRE LAS REDES

1. Nombre

2. Abreviatura

3. Tipo de red (industria local, ciudad, zona urbana, aglomeración urbana, provincia, región, país, internacional) 4. Organismo responsable de la gestión de la red

4.1. Nombre

4.2. Nombre y apellidos de la persona responsable

4.3. Dirección

4.4. Teléfono y fax

4.5. Correo electrónico

4.6 Sitio de Internet

10.1.2 INFORMACIÓN SOBRE LAS ESTACIONES

INFORMACIÓN SOBRE LAS ESTACIONES

1. Información general

1.1. Nombre de la estación

1.2. Nombre de la ciudad o localidad, si procede

1.3. Número de referencia o código nacional y/o local

1.4. Código de la estación atribuido con arreglo al presente proyecto.

1.5. Nombre del organismo técnico responsable de la estación (si difiere del responsable de la red)

1.6. Organismos o programas a los que se remiten los datos (por compuesto, si procede) (local, nacional, GEMS, CEPIS, etc.)

1.7. Objetivo(s) del seguimiento (conformidad con los requisitos de los instrumentos jurídicos, evaluación de la exposición (salud humana y/o ecosistemas y/o materiales) análisis de tendencias, evaluación de emisiones, etc.)

1.8. Coordenadas geográficas (según la norma ISO 6709: longitud y latitud geográficas y altitud geodésica)

1.9. Contaminantes medidos

1.10. Parámetros meteorológicos medidos

1.11. Otra información pertinente: dirección predominante del viento, relación entre distancia y altura de los obstáculos más cercanos, etc.

2. Clasificación de las estaciones

2.1. Tipo de zona

2.1.1. Urbana

zona edificada continua

2.1.2. Suburbana

zona muy edificada: zona continua de edificios separados combinada con zonas no urbanizadas (pequeños lagos, bosques, tierras agrícolas)

2.1.3. Rural

todas las zonas que no satisfacen los criterios establecidos para las zonas urbanas / suburbanas

2.2. Tipo de estación en relación con las fuentes de emisión predominantes

2.2.1. Tráfico

estaciones situadas de tal manera que su nivel de


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contaminación está influenciado principalmente por las emisiones procedentes de una calle/carretera próxima

2.2.2. Industria

estaciones situadas de tal manera que su nivel de contaminación está influido principalmente por fuentes industriales aisladas o zonas industriales

2.2.3. Entorno de fondo

estaciones que no están influenciadas ni por el tráfico ni por la industria

2.3. Información complementaria sobre la estación

2.3.1. Zona de representatividad (radio). Para las estaciones “tráfico”, indique la longitud de la calle/carretera que la estación representa

2.3.2. Estaciones urbanas y suburbanas

� población de la ciudad

2.3.3. Estaciones “tráfico”

� volumen de tráfico estimado (tráfico medio diario anual)

� distancia con respecto al bordillo de la acera

� porcentaje del tráfico correspondiente a los vehículos pesados

� velocidad del tráfico

� distancia entre las fachadas de los edificios y altura de los edificios (calle de tipo cañón)

� anchura de la calle/carretera (calles distintas de las de tipo cañón)

2.3.4. Estaciones “industria”

� Tipo de industria(s) (nomenclatura seleccionada para el código de contaminantes atmosféricos)

� Distancia de la fuente / zona fuente

2.3.5. Estaciones rurales (subcategorías)

� próxima a una ciudad

� regional

� aislada

10.1.3 INFORMACIÓN SOBRE LA CONFIGURACIÓN DE LAS MEDICIONES POR COMPUESTO.

INFORMACIÓN SOBRE LA CONFIGURACIÓN DE LAS MEDICIONES POR COMPUESTO

1. Equipos

1.1. Nombre

1.2. Principio analítico o método de medición

2. Características del muestreo

2.1. Localización del punto de toma de muestras (fachada de edificio, calzada, azotea, patio)

2.2. Altura del punto de toma de muestras

2.3. Tiempo de integración del resultado

2.4. Tiempo de toma de muestras.

10.1.4 CONTENIDO DEL INFORME ANUAL NACIONAL DE CALIDAD DEL AIRE

El objetivo principal de un informe de este tipo es el poner a la disposición de autoridades, investigadores, grupos ambientalistas y público en general, datos y análisis de los mismos, de la calidad del aire de las ciudades que poseen redes de vigilancia de calidad del

aire. Adicionalmente, este publicación permitiría a las diferentes autoridades que realizan actividades de vigilancia, evaluación e inspección, contar con información sistematizada sobre los niveles de contaminación en cada una de las ciudades presentadas, permitiendo con ello, evaluar las acciones de los Programas de Control de la Calidad del Aire, para prevenir, controlar y/o mejorar las condiciones prevalecientes en cada una de ellas, o en su caso rediseñar los instrumentos de política. En términos generales para este documento se plantean seis capítulos; una introducción, el primero ilustra sobre los estándares que operan y su relación con los efectos en la salud de los grupos más vulnerables. Así mismo se presenta la información pertinente de cada red a nivel de infraestructura física y factor humano disponible para la operación, mantenimiento y gestión. Las redes que poseen tratamiento especial de los indicadores, es decir la elaboración y presentación de índices. En el siguiente capítulo se muestran los datos correspondientes a las variables meteorológicas, donde se debe incluir los factores espaciales y temporales que caracterizan la zona de estudio. Consecutivamente se relaciona el capítulo correspondiente a la calidad del aire, donde a través del seguimiento de los diferentes indicadores se puede establecer los niveles de inmisión en función de la normatividad vigente. En el último capitulo se pide relacionar las fuentes de emisión que causan el deterioro de la calidad del aire de la zona, es decir si se posee información de los inventarios de tanto de fuentes fijas como móviles. También se proponen varios anexos que complementan el análisis que se hace para todos los contaminantes. Consideraciones a tener en cuenta para cálculos y representaciones gráficas: • Los niveles o concentraciones de los contaminantes

en el aire se expresan en unidades de microgramos por metro cúbico (µg/m3) para facilitar la comparabilidad con la situación en otros países.

• Para Ozono y NO2 se calcula el porcentaje y número de horas en que se excede la norma de calidad del aire correspondiente a cada contaminante. Se calcula sobre la cantidad de horas con datos válidos por estación.

• Concentración promedio por hora. Se obtiene promediando los datos de la misma hora durante todo el año, contemplando la información horaria válida disponible de todo el año para cada estación de vigilancia.

• Concentración máxima por hora. Se toma el valor máximo para cada una de las horas del día contemplando la información disponible de todo el año para cada estación de vigilancia.

• Promedio mensual de las concentraciones horarias. Se calculó del total de las concentraciones horarias válidas en el mes por estación de vigilancia.


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• Máximo mensual de las concentraciones horarias. Se obtiene de todas las concentraciones horarias válidas de que se dispone al mes por estación de vigilancia.

• Promedio anual de las concentraciones horarias. Se obtiene de todas las concentraciones horarias válidas de que se dispone al año por estación de vigilancia.

Cuando sea necesario los promedios en µg/m³ se calculan a partir de los promedios anuales en ppm y para ello se emplea la siguiente conversión:

[ ] [ ]024466.0

/ 3 xPMppmCmgC =µ

En condiciones estándar de presión (760 milímetros de mercurio) y temperatura (25ºC). De tal forma que para cada contaminante se puede utilizar el siguiente factor de conversión:

Tabla 24. Factores de conversión

CONTAMINANTE

M (PESOMOLECULAR)

FACTOR DE CONVERSIÓN

CO 28 1,144.26 x ppm = µg/m³

NO2 46 1,879.85 x ppm = µg/m³ SO2 64 2,615.45 x ppm = µg/m³ O3 48 1,961.58 x ppm = µg/m³

A continuación se presenta un índice de documento sugerido para el Informe Anual de Calidad del Aire. 1 INTRODUCCIÓN 2 . CALIDAD DEL AIRE 2.1 Parámetros de Calidad del Aire 2.2 Normas de Calidad del Aire 2.3 Índice de Calidad del Aire 2.4 Redes de Vigilancia 2.4.1 Redes Automáticas 2.4.2 Redes Manuales 2.5 Representatividad de los Datos 2.5.1 Redes Automática 2.5.2 Redes Manual 3. METEOROLOGÍA 3.1 Aspectos Meteorológicos 3.1.1 Localidad 1 3.1.2 Localidad 2 3.1.3 Localidad 3 3.1.4 Localidad 4 3.1.5 Localidad 5 3.2 Aspectos Regionales de la Contaminación

del Aire 4. CALIDAD DEL AIRE EN LAS DIFERENTES

CIUDADES 4.1 Caracterización Meteorológica 4.1.1 Humedad Relativa

4.1.2 Condiciones Meteorológicas de Dispersión 4.2 Análisis de la Calidad del Aire 4.2.1 Comportamiento Anual del Índice de Calidad

del Aire 4.2.2 Material Partículado (MP10) 4.2.4 Partículas Suspendidas Totales (PST) 4.2.5 Dióxido de Azufré (SO2) 4.2.6 Monóxido de Carbono (CO) 4.2.7 Ozono (O3) 4.2.8 Dióxido de Nitrógeno (NO2) 4.2.9 Otros Contaminantes 4.2.10 Estudios Especiales 4.2.11 Resultados de las Campañas. 5. CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DEL

AIRE 5.1 Fuentes Fijas 5.2 Fuentes Móviles 6. EFECTOS SOBRE LA SALUD. 7. BIBLIOGRAFIA

11 MANEJO Y CUSTODIA DE LA MUESTRA

Una actividad crítica dentro de cualquier fase de la colección de datos es el proceso de manejo de las muestras en el campo, a través de las etapas de transporte, almacenamiento, y fases de análisis. La documentación obtenida asegura que el manejo haya sido apropiado y esto hace parte del registro de custodia.

11.1 MANEJO DE LA MUESTRA

En el programa de Vigilancia de la Calidad del Aire Ambiente, solamente los métodos manuales de Plomo, Partículas Suspendidas (PM10 y PM2.5) y las muestras PAMS se manejan. En particular se debe prestar atención al manejo de los filtros de PM2.5. Se ha sugerido que el proceso de manejo del filtro puede ser donde ocurre el mayor porcentaje de error. Debido a la manera de determinar las concentraciones es crítico ya que las muestras están manejadas según lo especificado en SOPs. Las fases de manejo de la muestra incluyen: • Etiquetado • Colección de la muestra, y Transporte

11.1.1 ETIQUETADO E IDENTIFICACIÓN DE LA MUESTRA

Se debe tener cuidado para marcar correctamente todas las muestras, además supervisar las lecturas del dispositivo para asegurar la identificación positiva a través de los procedimientos de prueba y análisis.


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La regla usada como evidencia en acciones legales requiere que los procedimientos para la identificación de las muestras usadas en análisis forman la base para futuras evidencias. Una admisión del analista del laboratorio (el/ella) no puede ser positiva si se analiza la muestra No 6 o la muestra No 9, por ejemplo, esto podría destruir la validez del informe de toda las pruebas. La identificación positiva también se debe proporcionar para cualquier filtro usado en el programa. La tinta que se utiliza para marcar debe ser indeleble para no ser afectada por los gases y las temperaturas a los cuales esta sujeta. Otros métodos de identificación se pueden utilizar (barras de codificación), si estos proporcionan medios positivos de identificación y no deterioran la capacidad de funcionamiento del filtro. Cada recipiente para el transporte de la muestra debe contar con una identificación única para evitar la posibilidad de intercambiar las muestras. El número de recipientes se debe registrar posteriormente en los datos del análisis. La figura 9 muestra la etiqueta estandarizada para la identificación que puede ser utilizada.

Figura 9. Ejemplo etiqueta de la muestra.

La información adicional se puede agregar según lo requerido, dependiendo del programa de supervisión particular. Las muestras se deben manejar correctamente para asegurarse de que no están contaminadas y de que la muestra analizada es realmente la que fue tomada bajo las condiciones establecidas. Por esta razón, las muestras se deben mantener en un lugar seguro en el lapso de tiempo en que se recogen y el tipo en que se analizan. Se recomienda especialmente que todas las muestras estén aseguradas hasta su disposición final. Estas medidas de seguridad se deben documentar en forma de expediente firmado por los tratantes de la muestra.

Las tarjetas de lectura de los analizadores automáticos deben estar claramente identificadas sin equivocaciones. La información se debe poner en cada tarjeta para no interferir con algunos de los datos. Si la tarjeta de lectura es muy larga se deben hacer intervalos periódicos. Las marcas deben ser indelebles y puestas permanentemente a cada tarjeta de lectura.

11.1.2 COLECCIÓN DE LA MUESTRA

Para reducir la posibilidad de invalidar los resultados, todas las muestras se deben retirar cuidadosamente del dispositivo de supervisión y colocarlos en recipientes no reactivos sellados. El mejor método de sellado depende del recipiente; en general, la mejor manera es utilizar simplemente un pedazo de cinta para imposibilitar la abertura accidental del envase. Sin embargo, cuando hay cualquier posibilidad de acceso temporal a las muestras de personal no autorizado, los recipientes o sobres de la muestra se deben sellar con una etiqueta engomada autoadhesiva, que ha sido firmada y numerada previamente por el técnico de funcionamiento. Esta etiqueta debe adherirse firmemente para asegurarse de que no pueda ser quitada sin su destrucción. Luego las muestras deben ser entregadas al laboratorio para su análisis. Se recomienda que esto se realice el mismo día que se toma la muestra del monitor. Si esto no es posible todas las muestras se deben colocan en una caja (con candado preferiblemente) para la protección de la muestra contra fracturas, contaminación y perdida.

11.1.3 TRANSPORTE

En el transporte de las muestras y de otros datos de supervisión, es importante tener las precauciones necesarias para evitar la posibilidad de forzar o destruir accidentalmente por acción física o química la muestra. Los factores que pueden afectar la integridad de las muestras incluyen: altas temperaturas, presión y el manejo físico de las muestras (embalaje). Estas consideraciones practicas se deben tener en cuenta sitio por sitio y se deben documentar en las organizaciones QAPP y sitios específicos SOPs. La persona que tiene a su cargo las muestras, las tarjetas de lectura y otros datos deben poder atestiguar que nada a interferido. La seguridad debe ser permanente. Si las muestras están en un vehículo, cierre con llave el vehículo. Después de la entrega al laboratorio las muestras se deben mantener en un lugar seguro. Para asegurarse de que no se pierda ninguna muestra en el transporte marque todos los niveles líquidos en el lado del recipiente con un lápiz de grasa. Así cualquier pérdida importante que ocurra será fácilmente conseguida. Cuando use los frascos de acero inoxidable para PAMS, la presión del frasco se debe registras y


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comparar con la presión final de la colección de la muestra para indicar la perdida de la muestra.

11.1.4 CADENA DE CUSTODIA

Si se van a utilizar los resultados de un programa de muestreo como evidencia, se debe contar con un expediente escrito disponible para ser localizado con los datos en cualquier momento. Esta cadena de custodia es necesaria para hacer una demostración de la representatividad de los datos del muestreo. Sin esto uno no puede estar seguro de que los datos del muestreo analizados eran iguales que los datos obtenidos en el campo. Los datos se deben manejar solamente por las personas asociadas de cierta manera al programa de prueba. Una buena regla general a seguir es (entre mas pocas manos es mejor), aunque una muestra

correctamente sellada puede pasar a través de varias manos sin afectar su integridad. Cada persona que maneja las muestras o las tarjetas de lectura debe poder indicar de quien fue recibido el artículo y a quien fue entregado. Es una práctica recomendada tener de cada muestra recibida una cadena de custodia para los datos del muestreo. La figura 10 es un ejemplo de la forma que se puede utilizar para establecer la cadena de custodia. Esta forma debe acompañar las tarjetas de lectura siempre del campo al laboratorio. Todas las personas que manejan los datos deben firmar la ficha. Cuando se tenga que usar el servicio postal para transportar el certificado o registro de los datos de muestreo, se debe solicitar un recibo. Cuando se usa el servicio de transporte con el paquete de las muestras se debe poner en conocimiento del embarque el contenido del paquete. El paquete se debe marcar y debe ser entregado solamente a la persona autorizada.

Figura 10. Ejemplo de la forma de cadena de custodia.

Una vez que las muestras lleguen a su destino, se debe primero comprobar que se encuentren en perfecto estado. Cualquier muestra que tenga algo que pueda ser cuestionable deberá ser señalada por medio de una bandera, y estas se deben llevar junto con los datos hasta que la validez de la muestra pueda ser aprobada. Esta información se debe incluir en la

sección de las observaciones de la figura 10 o ser documentada de otra forma. Una cadena de custodia se debe utilizar para seguir la dirección de las muestras a través de varias etapas de almacenaje proceso y análisis de laboratorio. La figura 11 es un ejemplo de la cadena de custodia del laboratorio.


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Figura 11. Ejemplo de la cadena de custodia


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12 BIBLIOGRAFÍA

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ANEXOS

METODOS DE MEDICIÓN DE LA CALIDAD DEL AIRE .


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DETERMINACION DE LA CONCENTRACION DE PARTICULAS SUSPENDIDAS EN EL AIRE AMBIENTE POR EL MÉTODO PM10

1. Aplicabilidad El método PM10 provee una medida de concentración másica de material particulado con un diámetro aerodinámico menor o igual a 10 µm nominales (PM10) en el aire ambiente durante un periodo de 24 h. El proceso de medición es no destructivo y la muestra de PM10 está sujeta a posterior análisis físico o químico. 2. Principio 2.1 Un muestreador de aire arrastra aire ambiente a una velocidad de flujo constante hacia una entrada de forma especial donde el material particulado se separa por inercia en uno o más fracciones dentro del intervalo de tamaño de PM10. Cada fracción dentro del intervalo de tamaño de PM10 se recolecta en un filtro separado en un periodo de muestreo específico. 2.2 Cada filtro se pesa (después de equilibrar la humedad), antes y después de usarlo para determinar el peso neto (masa) ganado debido al PM10 colectado. El volumen total de aire muestreado, corregido a las condiciones de referencia (25ºC, 101.3 kPa), se determina a partir de la velocidad de flujo medida y el tiempo de muestreo. La concentración másica de PM10 en el aire ambiente se calcula como la masa total de partículas recolectadas en el intervalo de tamaño de PM10 dividido por el volumen de aire muestreado y se expresa en µg/m3 std. Para muestras de PM10 recolectadas a temperaturas y presiones significativamente diferentes de las condiciones de referencia, las concentraciones corregidas algunas veces difieren sustancialmente de las concentraciones reales (en µg/m3 real), particularmente a grandes elevaciones. Aunque no es requerido, la concentración real de PM10 puede calcularse a partir de la concentración corregida, usando la temperatura ambiente y la presión barométrica promedio durante el periodo de muestreo. En la figura 1 se presenta un muestreador PM10. 3. Intervalo 3.1 El límite inferior del intervalo de la concentración másica se determina por la repetibilidad de los pesajes de tara del filtro, suponiendo el volumen nominal de muestra de aire para el muestreador. Para muestreadores que

tienen un mecanismo automático para cambio de filtros, puede no haber un límite superior. Para muestreadores que no tienen este mecanismo automático, el límite superior se determina por la carga másica del filtro más allá de la cual el muestreador no mantiene por mucho tiempo la velocidad de flujo de operación dentro de los límites especificados, debido al incremento de la caída de presión a través del filtro cargado. Este límite superior no puede especificarse en forma precisa ya que es una función compleja del tipo y la distribución del tamaño de partícula en el ambiente, la humedad, el tipo de filtro y otros factores. Sin embargo, todos los muestreadores deberían ser capaces de medir concentraciones másicas de PM10 durante 24 h de al menos 300 µg/m3 std, mientras se mantenga la velocidad de flujo de operación dentro de los límites especificados. 4. Precisión y exactitud 4.1 La precisión de los muestreadores de PM10 debe ser de 5 µg/m3 para concentraciones de PM10 por debajo de 80 µg/m3 y 7% para concentraciones por encima de 80 µg/m3. 4.2 Debido a que el tamaño de las partículas que constituyen el material particulado del ambiente varía en un amplio rango y la concentración de partículas varía con el tamaño de partícula, es difícil definir la exactitud absoluta de los muestreadores de PM10. La especificación para la efectividad del muestreo de PM10 requiere que la concentración de masa esperada calculada para un posible muestreador de PM10, cuando se muestree una distribución de tamaño de partícula específica, esté entre ±10% de la calculada para un muestreador ideal cuya efectividad de muestreo esté especificada. Además, el tamaño de partícula para el 50% de la efectividad del muestreo debe ser 10 ± 0,5 µm. Otras especificaciones relacionadas con la exactitud se aplican a la medición y calibración de flujo, medio filtrante, procedimientos analíticos (pesaje) y aparatos. 5. Fuentes potenciales de error 5.1 Partículas volátiles Las partículas volátiles recolectadas en los filtros a menudo se pierden durante el envío y/o el almacenamiento de los filtros en forma previa al pesaje posterior al muestreo. Aunque el envío y almacenamiento son algunas veces inevitables, los filtros deberían ser re-pesados tan pronto sea posible, para minimizar las pérdidas.


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Figura 1. Muestreador PM10 5.2 Aparatos Los errores positivos en las mediciones de concentración de PM10 pueden resultar por la retención de especies gaseosas en los filtros. Tales errores incluyen la retención de dióxido de azufre y ácido nítrico. La retención de dióxido de azufre en los filtros, seguida por la oxidación a sulfato, referida como formación de sulfato en el artefacto, es un fenómeno que se incrementa con la alcalinidad del filtro. Poca o ninguna formación de sulfato en el artefacto debería ocurrir si se usan filtros que reúnan la especificación de alcalinidad del numeral 6.2.4. La formación de nitrato en el artefacto, resulta inicialmente por la retención de ácido nítrico y ocurre por los grados de variación de los diferentes tipos de filtro, incluyendo fibra de vidrio, éster de celulosa, y muchos filtros de fibra de cuarzo. Puede haber pérdidas reales de nitrato particulado en la atmósfera durante o después del muestreo, debido a la disociación o reacción química. Este fenómeno se ha observado en filtros de teflón y se ha inferido para filtros de fibra de cuarzo. La magnitud de los errores por formación de nitrato en la medición de la concentración másica de PM10 varía con la localización y la temperatura ambiente; sin embargo, para la mayoría de sitios de muestreo, se espera que estos errores sean pequeños. 5.3 Humedad Los efectos de la humedad del ambiente sobre la muestra son inevitables. El procedimiento para equilibrar el filtro en el numeral 8 está diseñado para minimizar los efectos de la humedad sobre el medio filtrante. 5.4 Manejo del filtro Es necesario el manejo cuidadoso de los filtros entre los pesajes del premuestreo y el postmuestreo, para evitar errores debido a daño de los filtros o pérdidas de partículas recolectadas en los filtros. El uso de un cartucho para filtros puede reducir la magnitud de estos errores. Los

filtros también deben reunir las especificaciones de integridad dadas en el numeral 6.2.3. 5.5 Variación de la velocidad de flujo Las variaciones en la velocidad de flujo de operación del muestreador pueden alterar las características de discriminación del tamaño de partícula a la entrada del muestreador. La magnitud de este error dependerá de la sensibilidad de la entrada a las variaciones en la velocidad de flujo y a la distribución de partículas en la atmósfera durante el periodo de muestreo. Se requiere el uso de un mecanismo de control de flujo (véase numeral 6.1.3), para minimizar este error. 5.6 Determinación del volumen de aire Pueden resultar errores en la determinación del volumen de aire por errores en las mediciones de velocidad de flujo y tiempo de muestreo. El mecanismo de control de flujo sirve para minimizar errores en la determinación de la velocidad de flujo y se requiere un medidor de tiempo transcurrido (6.1.5) para minimizar el error en la medición del tiempo de muestreo. 6. Aparatos 6.1 Muestreador de PM10 6.1.1 El muestreador debe estar diseñado para: a. Arrastrar la muestra de aire hacia la entrada del muestreador y a través del filtro de recolección de partículas a una velocidad de fase uniforme. b. Mantener y sellar el filtro en una posición horizontal tal que la muestra de aire sea arrastrada en forma descendente a través del filtro. c. Permitir que el filtro se instale y remueva convenientemente.


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d. Proteger el filtro y el muestreador de las precipitaciones y prevenir que insectos y otros desechos sean muestreados. e. Minimizar las fugas de aire que puedan causar error en la medición del volumen de aire que pasa a través del filtro. f. Descargar el aire de salida a una distancia suficiente de la entrada del muestreador para minimizar el muestreo del aire de salida. g. Minimizar la recolección de polvo de la superficie de soporte. 6.1.2 El muestreador debe tener un sistema de entrada de aire que cuando se opere dentro del intervalo de velocidad de flujo especificado, provea las características de discriminación de tamaño de partícula reuniendo todas las especificaciones de desempeño esperadas. La entrada del muestreador no debe mostrar una dependencia significativa de la dirección del viento. Este último requerimiento puede satisfacerse generalmente con una entrada de forma circularmente simétrica alrededor de un eje vertical. 6.1.3 El muestreador debe tener un mecanismo de control de flujo capaz de mantener la velocidad de flujo de operación dentro de los límites especificados para la entrada del muestreador sobre las variaciones normales en el voltaje de línea y la caída de presión del filtro. 6.1.4 El muestreador debe tener un sistema para medir la velocidad de flujo total durante el periodo de muestreo. Se recomiendan los registradores de flujo continuo pero no son indispensables. El mecanismo de medida de flujo debe tener una exactitud de ±2%. 6.1.5 Se debe usar un dispositivo para controlar el tiempo capaz de iniciar y detener el muestreador, a fin de obtener un periodo de recolección de muestras de 24 ± 1 h (1440 ± 60 min). Para medir el tiempo transcurrido de muestreo, se debe usar un cronómetro con exactitud de ±15 minutos. Este dispositivo es opcional para muestreadores con registradores de flujo continuo si la medición del tiempo de muestreo obtenida por medio del registrador cumple la especificación de exactitud de ±15 minutos. 6.1.6 El muestreador debe tener un manual de operación que incluya instrucciones detalladas para la calibración, operación y mantenimiento del muestreador. 6.2 Filtros 6.2.1 Medio filtrante. Comercialmente no se dispone de un medio filtrante para los diferentes muestreadores. Los objetivos del muestreo determinan la importancia relativa de varias características del filtro (por ejemplo, costo, facilidad de manejo, características físicas y

químicas, etc.) y, por consiguiente, la selección entre los filtros aceptables. Además, ciertos tipos de filtros pueden no ser adecuados para usarse con algunos muestreadores, particularmente bajo condiciones de carga pesada (altas concentraciones de masa), porque el incremento alto o rápido de la resistencia de flujo del filtro podría exceder la capacidad del mecanismo de control de flujo del muestreador. Sin embargo, los muestreadores equipados con dispositivos automáticos de cambio de filtro permiten el uso de este tipo de filtros. Las especificaciones dadas más adelante son los requisitos mínimos para asegurar la aceptación del medio filtrante para medir las concentraciones másicas de PM10. Deberían considerarse otros criterios de evaluación de filtros para reunir los objetivos de muestreo individual y análisis. 6.2.2 La eficiencia de recolección debe ser mayor o igual al 99%, medida por el método de ensayo ASTM D 2986 con partículas de 0,3 µm, a la velocidad de operación del muestreador. 6.2.3 Integridad. ±5 µg/m3 (asumiendo el volumen nominal de una muestra de aire de 24 horas en el muestreador). La integridad es medida como la concentración de PM10 equivalente correspondiente a la diferencia promedio entre los pesos inicial y final de una muestra aleatoria de filtros de prueba que se pesan y manejan bajo condiciones de muestreo reales o simuladas, pero sin que una muestra de aire pase a través de ellos (por ejemplo, blancos de filtro). Como mínimo, el procedimiento de ensayo debe incluir equilibrio y pesaje iniciales, instalación en un muestreador inhabilitado, remoción desde el muestreador y equilibrio y pesaje finales. 6.2.4 Alcalinidad. <25 µeq/g de filtro, después de un almacenamiento mínimo de dos meses en un ambiente limpio (libre de contaminación por gases ácidos) a temperatura y humedad de la habitación. 6.3 Estándar de transferencia de la velocidad de flujo El estándar de transferencia de la velocidad de flujo debe ser adecuado para la velocidad de flujo de operación del muestreador y debe calibrarse contra un estándar primario de flujo o volumen que sea trazable a estándares nacionales o internacionales. El estándar de transferencia de la velocidad de flujo debe ser capaz de medir la velocidad de flujo de operación del muestreador con una exactitud de ±2%. 6.4 Condiciones ambientales para el filtro 6.4.1 Intervalo de temperatura: 15 a 30°C. 6.4.2 Control de temperatura: ±3°C.


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6.4.3 Intervalo de humedad: 20 a 45% de humedad relativa. 6.4.4 Control de humedad: ±5% de humedad relativa. 6.5 Balanza analítica La balanza analítica debe ser adecuada para pesar los filtros del tipo y tamaño requeridos por el muestreador. El intervalo y sensibilidad requeridos dependerán de los pesos tara del filtro y de las cargas másicas. Normalmente se requiere una balanza analítica con una sensibilidad de 0,1 mg para muestreadores de alto volumen (velocidades de flujo >0,5 m3/min). Para muestreadores de bajo volumen (velocidades de flujo <0,5 m3/min) se requieren balanzas de mayor sensibilidad. 7. Calibración 7.1 Requerimientos generales 7.1.1 La calibración del mecanismo de medición de flujo del muestreador se requiere para establecer la trazabilidad de mediciones subsecuentes de flujo con relación a un estándar primario. Un estándar de transferencia de velocidad de flujo calibrado contra un estándar primario de flujo o volumen debe usarse para calibrar o verificar la exactitud del mecanismo de medición de flujo del muestreador. 7.1.2 La discriminación del tamaño de partículas por separación inercial requiere que se mantengan velocidades específicas de aire en el sistema de entrada de aire del muestreador. Por lo tanto, la velocidad de flujo a través de la entrada del muestreador debe mantenerse durante el periodo de muestreo dentro del intervalo de diseño especificado por el fabricante. Las velocidades de flujo de diseño se especifican como velocidades de flujo volumétrico reales, medidas a las condiciones existentes de temperatura y presión (Qa). En contraste, las concentraciones másicas de PM10 se calculan usando velocidades de flujo corregidas a las condiciones de temperatura y presión de referencia (Qstd). 7.2 Procedimiento de calibración de la velocidad de flujo 7.2.1 Los muestreadores de PM10 emplean varios tipos de mecanismos de control y medición de flujo. El procedimiento específico usado para calibración o verificación de la velocidad de flujo variará dependiendo del tipo de controlador e indicador de flujo empleado. Generalmente se recomienda la calibración en términos de velocidad de flujo volumétrico real (Qa), pero se pueden usar otras mediciones de velocidad de flujo (por ejemplo, Qstd) siempre y cuando se cumplan los requerimientos de la sección 7.1. El procedimiento general detallado aquí se basa en las unidades de flujo volumétrico real (Qa) y sirve

para ilustrar los pasos involucrados en la calibración de un muestreador de PM10. 7.2.2 Se debe calibrar el estándar de transferencia de velocidad de flujo contra un estándar primario de flujo o volumen trazable a estándares nacionales o internacionales. Luego se establece una relación de calibración (por ejemplo, una ecuación o familia de curvas), de tal forma que la trazabilidad al estándar primario es exacta dentro del 2% sobre el intervalo esperado a las condiciones del ambiente (por ejemplo, temperaturas y presiones) bajo las cuales el estándar de transferencia será usado. El estándar de transferencia debe recalibrarse periódicamente. 7.2.3 Siguiendo las instrucciones del fabricante, se retira la entrada del muestreador y se conecta el estándar de transferencia de velocidad de flujo al muestreador de tal forma que el estándar de transferencia mida exactamente la velocidad de flujo del muestreador. Se debe asegurar que no haya fugas entre el estándar de transferencia y el muestreador. 7.2.4 Se escogen como mínimo tres velocidades de flujo (m3/min real), espaciadas sobre un intervalo de velocidad de flujo aceptable especificado para la entrada (véase el numeral 6.1.2) que pueda obtenerse por un ajuste adecuado de la velocidad de flujo del muestreador. De acuerdo con las instrucciones del fabricante, se debe obtener o verificar la relación de calibración entre la velocidad de flujo (m3/min real) indicada por el estándar de transferencia y la respuesta del indicador de flujo del muestreador. Se registra la temperatura ambiente y la presión barométrica. Se pueden requerir correcciones de temperatura y presión para las lecturas subsecuentes del indicador de flujo, en ciertos tipos de mecanismos de medición de flujo. Cuando sean necesarias estas correcciones, es preferible hacer la corrección sobre una base individual o diaria. Sin embargo, los promedios locales de temperatura y presión barométrica para el sitio de muestreo pueden incorporarse en la calibración del muestreador, para evitar correcciones diarias. 7.2.5 Para continuar con la calibración, se verifica que el muestreador esté operando a su velocidad de flujo de diseño (m3/min real) colocando un filtro limpio. 7.2.6 Colocar nuevamente la entrada del muestreador. 8. Procedimiento 8.1 El muestreador debe operarse de acuerdo con las instrucciones del fabricante. El procedimiento general dado aquí supone que la calibración de la velocidad de flujo del muestreador se basa en velocidades de flujo a


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condiciones ambientales (Qa) y sirve para ilustrar los pasos involucrados en la operación del muestreador de PM10. 8.2 Se inspecciona cada filtro para detectar perforaciones, partículas y otras imperfecciones. Se establece un registro de información del filtro y se asigna un número de identificación a cada filtro. 8.3 Se equilibra cada filtro a las condiciones ambientales (véase el numeral 6.4) al menos durante 24 horas. 8.4 Después del equilibrio, se pesa cada filtro y se registra el peso de premuestreo con el número de identificación del filtro. 8.5 Se instala un filtro prepesado en el muestreador siguiendo las instrucciones del fabricante. 8.6 Se enciende el muestreador para permitir establecer las condiciones de temperatura de la corrida. Se registra la lectura del indicador de flujo y, si es necesario, la temperatura ambiente y la presión barométrica. Se determina la velocidad de flujo del muestreador (m3/min real) de acuerdo con las instrucciones del fabricante. Nota. No se necesitan mediciones de temperatura o presión en el sitio, si el indicador de flujo del muestreador no requiere correcciones de temperatura o presión o si la temperatura promedio local y la presión barométrica promedio para el sitio de muestreo están incorporados en la calibración del muestreador (véase numeral 7.2.4). Si se requieren correcciones individuales o diarias de temperatura y presión, la temperatura ambiente y la presión barométrica pueden obtenerse por mediciones en el sitio o en una estación climatológica cercana. Las lecturas de presión barométrica obtenidas de aeropuertos no están corregidas al nivel del mar, y pueden necesitar correcciones para las diferencias en la elevación entre el sitio de muestreo y el aeropuerto. 8.7 Si la velocidad de flujo está por fuera del intervalo aceptable especificado por el fabricante, se chequea si hay fugas, y si es necesario, se ajusta la velocidad de flujo al punto de ajuste especificado. Se detiene el muestreador. 8.8 Se ajusta el cronómetro para iniciar y detener el muestreador a tiempos apropiados. Se ajusta el medidor de tiempo transcurrido a cero o se registra la lectura inicial del medidor. 8.9 Se registra la información de la muestra (sitio de localización o número de identificación, fecha de muestreo, número de identificación del filtro, modelo y número serial del muestreador). 8.10 Se muestrea por 24 ± 1 hora. 8.11 Se determina y registra la velocidad de flujo promedio (Qa) en m3/min real para el periodo de

muestreo de acuerdo con las instrucciones del fabricante. Se registra la lectura final del medidor de tiempo transcurrido y, si es necesario, la temperatura ambiente y presión barométrica promedio para el periodo de muestreo (véase la nota del numeral 8.6). 8.12 Se remueve cuidadosamente el filtro del muestreador, siguiendo las instrucciones del fabricante. Se tocan solo los extremos del filtro. 8.13 Se coloca el filtro en un contenedor protector (por ejemplo, una caja de petri, un sobre de papel transparente o de manila). 8.14 Se registran factores tales como condiciones meteorológicas, actividades de construcción, incendios o tormentas de polvo, etc., que puedan ser pertinentes para la medición, en el registro de información del filtro. 8.15 Se transporta el filtro con la muestra expuesta, a las condiciones ambientales del filtro tan pronto como sea posible, para equilibrar y posteriormente pesar. 8.16 Se equilibra el filtro expuesto, en las condiciones ambientales, al menos durante 24 horas, bajo las mismas condiciones de temperatura y humedad usadas para equilibrar el filtro en el premuestreo. (Véase numeral 8.3). 8.17 Inmediatamente después del equilibrio, repesar el filtro y registrar el peso postmuestreo con el número de identificación del filtro. 9. Mantenimiento del muestreador El muestreador PM10 debe mantenerse en estricto acuerdo con el procedimiento de mantenimiento especificado en el manual de instrucciones del fabricante. 10. Cálculos 10.1 Se calcula la velocidad de flujo promedio en el periodo de muestreo, corregida a las condiciones de referencia, Qstd. Cuando el indicador de flujo del muestreador es calibrado en unidades volumétricas reales (Qa), Qstd se calcula como:

=

std

std

av

avastd

P

T

T

pQQ

Donde, Qstd = velocidad de flujo promedio a condiciones de referencia, m3/min std Qa = velocidad de flujo promedio a condiciones ambientales, m3/min Pav = presión barométrica promedio durante el periodo de muestreo o presión barométrica promedio para el sitio de muestreo, kPa (o mm Hg)

Tav = temperatura ambiente promedio durante el periodo de muestreo o


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temperatura ambiente promedio estacional para el sitio de muestreo, K

Tstd = temperatura estándar, definida como 298 K Pstd = presión estándar, definida como 101,3 kPa (o 760 mm Hg) 10.2 Se calcula el volumen total de aire muestreado como:

tQV stdstd ×=

donde, Vstd = aire total muestreado en unidades de volumen estándar, m3 std t = tiempo de muestreo, min 10.3 Se calcula la concentración de PM10 como:

( )std

f

V

wiwPM

6

10

10×−=

donde, PM10 = concentración másica de PM10, µg/m3 std Wf,Wi = pesos final e inicial del filtro recolector de partículas de PM10, g 106 = conversión de g a µg Nota: Si en el muestreador se recolecta más de una fracción de tamaño en el intervalo de tamaño de PM10, la suma del peso neto ganado por cada filtro de recolección [Σ(Wf- Wi)] se usa para calcular la concentración másica de PM10. 11. Referencia Reference Method for the Determination of Particulate Matter as PM10 in the Atmosphere. Code of Federal Regulations. Appendix J to Part 50, 1997


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METODO COLORIMETRICO PARA ANALISIS DE DIOXIDO DE NITROGENO EN LA ATMOSFERA (PROMEDIO DE 24 HORAS)69

1. Principio del método El dióxido de nitrógeno es absorbido del aire por una solución acuosa de trietanolamina y el análisis posterior es realizado usando un reactivo que forme un compuesto azo-colorante. El color producido por el reactivo es medido en un espectrofotómetro a 540 nm. 2. Rango y sensibilidad 2.1 El rango de la concentración en el aire para el cual este método puede ser usado con confianza, está entre 10 a 1000 µg/m3 (0,005 a 0,50 ppm), tomando como base un periodo de muestreo de 24 horas. El comportamiento del método para niveles de NO2 por encima de 1000 µg/m3 (0,5 ppm) aún no ha sido establecido. 2.2. La sensibilidad del método depende del reactivo de Griess - Saltzman. Para celda de trayectoria óptica de 1 cm y 0,1 unidades de absorbancia es equivalente a 0,14 µg/mL de NO2 en la solución de absorción. 3. Interferencias 3.1 El dióxido de azufre en concentraciones hasta de 2000 µg/m3 (0,7 ppm) no interfiere si el peróxido de hidrógeno es añadido después del muestreo y antes del desarrollo del color (véase numeral 7.2). El ozono no causa interferencias en los rangos de concentración atmosféricos (hasta de 1000 µg/m3). El óxido nítrico en concentraciones hasta de 800 µg/m3 (0,6 ppm) como promedio de 24 horas no causa interferencias. 3.2 Los nitritos orgánicos y nitratos de peroxiacilo (PAN), que pueden estar presentes en el aire, podrían causar una interferencia positiva. No hay datos de la magnitud de la interferencia, sin embargo, en vista de las concentraciones promedio de 24 horas de los nitritos orgánicos y de los nitratos de peroxiacilo que han sido reportados en la literatura, parecería que esta interferencia podría ser despreciable. 4. Precisión y exactitud 4.1 La precisión del método en terreno expresado como la desviación estándar fue ±12 µg/m3 (± 0,006 ppm) en un muestreo de 24 horas, para una media de 81 µg/m3 (± 0,043 ppm) comparado con un analizador colorimétrico continuo.

69 Equivalente al método Jacobs – Hocheiser fijado en el Decreto 02 de 1982

4.2 En la actualidad no hay disponibilidad de datos de exactitud, sin embargo, la exactitud puede ser considerada comparable con la que se obtiene en un muestreo de corto término con el reactivo de Griess – Saltzman, la cual es menor que el 9% de desviación cuando se usa el factor 0,72 o menor que el 2% cuando se usa el factor 0,764. 4.3 La eficiencia de la absorción es del 95 al 99% en los burbujeadotes plásticos con 50 mL de solución absorbente. 5. Aparatos 5.1 Absorbedor La muestra es absorbida en un tubo de polipropileno de 163 x 32 mm de diámetro interno ajustado a una tapa de polipropileno con dos aberturas. El tubo que dispersa el gas con una porosidad entre 60 y 100 µm es usado en conjunto con el tubo. Alternativamente, todo un sistema de vidrio puede ser usado. 5.2 Equipo para medición de aire Un rotámetro capaz de medir tasa de flujo hasta 0,4 L/min, calibrado contra un medidor de gas húmedo. Orificios calibrados tales como agujas hipodérmicas pueden ser usadas para controlar el flujo. En cada caso se requiere una presión mínima diferencial de 500 mm de Hg a través de la aguja. Debe colocarse un filtro de membrana en frente de la aguja hipodérmica para prevenir que las gotas de agua se adhieran a la aguja causando alteración en el flujo de gas. 5.3 Líneas de muestreo Las líneas de muestreo deben ser construidas de teflón, vidrio o acero inoxidable. 5.4 Bomba de aire Una bomba de vacío capaz de muestrear aire a través del absorbedor a la tasa requerida de 0,4 L/min durante 24 horas. La bomba debe estar equipada con una válvula de aguja para controlar que la tasa de muestreo sea exacta. Si un orificio crítico es usado como sistema de control de flujo, la bomba debe ser capaz de mantener un vacío mínimo de 500 mm de Hg a través del orificio a la tasa requerida de 0,4 L/min. 5.5 Espectrofotómetro El instrumento usado debe ser capaz de medir la absorbancia de una solución a 540 nm. Una celda de trayectoria óptica de 1 cm es la más adecuada. 6. Reactivos


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6.1 Los reactivos químicos usados deben ser grado analítico. El agua debe estar libre de nitritos. 6.2 Líquido absorbedor Añada 15 g de trietanolamina aproximadamente a 500 mL de agua destilada; luego adicione 3 mL de N-butanol. Mezcle bien y diluya hasta 1 L con agua destilada. El N-butanol actúa como un surfactante. Si se presenta formación de mucha espuma durante el muestreo, se debe disminuir la cantidad de N-butanol. El reactivo es estable por dos meses si se mantiene en una botella oscura y bajo refrigeración. 6.3 Peróxido de hidrógeno Diluya 0,2 mL de peróxido de hidrógeno al 30% hasta 250 mL con agua destilada. Precaución: El peróxido de hidrógeno es un oxidante fuerte y puede causar daño en la piel y en la ropa. 6.4 Solución de sulfanilamida Disuelva 10 g de sulfanilamida en 400 mL de agua destilada, luego adicione 25 mL de ácido fosfórico concentrado (85%) y complete hasta 500 mL. Esta solución es estable por varios meses si se almacena en un frasco oscuro y hasta por 1 año si se mantiene refrigerada. 6.5 N-(1 NAFTIL) – Etilendiamina Dihidrocloruros (NEDA) Disuelva 0,1 g de NEDA en 100 mL de agua destilada. La solución es estable por 1 mes si se mantiene en una botella oscura y bajo refrigeración. 6.6 Solución Stock de nitrito Disuelva 0,135 g de nitrito de sodio en agua destilada y complete hasta 1 L. El nitrito de sodio debe ser de pureza conocida o analizada antes del uso. La solución contiene 90 µg de nitrito/mL, lo cual corresponde a 100 µg de NO2 (gas)/mL. La solución debe ser preparada una vez al mes. 7. Procedimiento 7.1 Muestreo Adicione 50 mL de la solución absorbente en el burbujeador. Conecte el burbujeador al tren de muestreo y prenda la bomba; ajuste la tasa de flujo rápidamente en 150 y 200 mL/min, si se usa válvula de aguja. Si se usa un orificio crítico verifique la tasa de flujo hasta determinar que esté conforme con la calibración, muestree por 24 horas y observe la tasa de flujo al final del periodo. Si la muestra está bien tapada puede ser almacenada por un periodo de 3 semanas antes de análisis sin pérdidas.

7.2 Desarrollo del color Complete cualquier pérdida en la solución absorbente llevándola a 50 mL, con agua destilada. Transfiera una alícuota de 10 mL de la solución a un cilindro graduado de 25 mL; de manera similar transfiera una alícuota de 10 mL a la solución de absorción no expuesta, a un segundo cilindro de graduación de 25 mL. Adicione a cada cilindro 1 mL de solución de peróxido de hidrógeno diluido y mezcle bien. Luego añada 10 mL de solución de sulfanilamida y 1 mL de solución de NEDA a la muestra y al blanco, mezcle bien y permita que se desarrolle el color durante 10 min. Mida la absorbancia de la solución muestra contra el blanco a 540 nm. El NO2 se determina luego con la curva de calibración. 8. Calibración y estandarización 8.1 La curva de calibración puede ser obtenida por dos métodos diferentes: El método más simple y conveniente es la estandarización con soluciones de nitrito. Sin embargo, mezclas exactas de gas conocidas darían estándares más reales para calibración de todo el sistema analítico. Las mezclas de gas conocidas pueden ser preparadas usando un sistema de dilución de flujo o tubos de permeación. 8.2 Estandarización con solución de nitrito Transfiera 1 mL de solución de nitrito almacenada a un matraz volumétrico de 50 mL y diluya hasta la marca con solución de absorción. La solución de trabajo así obtenida contiene 1,8 µg NO-

2/mL (que corresponde a 2 µg NO2

(gas)/mL). A una serie de cilindros graduados de 25 mL, introduzca 0, 1, 3, 5 y 7 mL de solución de trabajo de nitrito. Diluya a 10 mL con solución de absorción. Desde este punto trate los estándares como se describe en el numeral 7.2. Elabore una gráfica de absorbancia contra concentración de NO2. Las verificaciones deben hacerse semanalmente para determinar si la respuesta de los reactivos ha cambiado. 9. Cálculos 9.1 El volumen de aire muestreado es corregido a 25ºC y 760 mm de Hg. La desviación normal de estas condiciones adiciona solamente pequeñas correcciones. 9.2 La estandarización por la solución de nitrito requiere el uso de un factor empírico que relaciona los microgramos de NO2 (gas) con los microgramos de ión nitrito. El factor de conversión en este método es 0,90, esto es, el 90% de NO2 en la muestra de aire es eventualmente convertido a ión nitrito, el cual reacciona con el color producido por el reactivo


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azo-colorante. Este factor ha sido incorporado en la solución stock de nitrtito. 9.3 El cómputo de la concentración promedio de NO2 en el aire en un periodo de muestreo de 24 horas puede ser efectuado como sigue: Lea los µg de NO2 directamente del gráfico.

( )( )

32

32 /

10mgNO

ktr

gNOC µ

µ

××

×=

( )

( )32 10/532.0

532.0ppmc

ktr

gNOp ×=

××

×=

µ

donde, c = concentración en µg NO2/m

3 P = concentración en ppm de NO2 (µL/L) r = tasa de muestreo en L/min t = tiempo de muestreo en min k = factor de dilución (0,2) si un quinto de la muestra es analizada 0,532 = µL NO2 / µg NO2 a 25ºC y 760 mm de Hg 103 = factor de conversión de L a m3 10. Efectos de almacenamiento Después del muestreo, la solución absorbente puede ser almacenada hasta tres semanas sin pérdidas, si se mantiene tapada en la oscuridad. Sin embargo, después de que se produzca el color por los reactivos adicionados, la muestra debe ser analizada en pocas horas. La absorbancia de la solución coloreada decrece cerca del 4% por día. 11. Referencia MINISTERIO DE SALUD. Resolución No.03194 del 29 de marzo de 1983


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METODO DE ENSAYO PARA MONOXIDO DE CARBONO EN EL AIRE AMBIENTE (MEDICION CONTINUA MEDIANTE ESPECTROMETRIA INFRARROJA NO DISPERSIVA)

1. Alcance Este método es aplicable a la determinación de la concentración del monóxido de carbono (CO) de la atmósfera entre 0,6 y 115 mg/m3 (0,5 y 100 ppm). El principio de medición se basa en la absorción de radiación infrarroja (IR) por el CO en la región de 4,7 µm. El método de ensayo tiene un límite de detección 0,6 mg/m3 (0,5 ppm) de monóxido de carbono en el aire. 2. Definiciones Tiempo de caída: el intervalo de tiempo entre la respuesta inicial y el 90% de la respuesta final después de una disminución en el grado de las concentraciones de entrada. 3. Resumen del método de ensayo Se introduce una muestra atmosférica en un sistema acondicionador de muestras y luego en un espectrómetro infrarrojo no dispersivo (EIRND). El espectrómetro mide la absorción por CO a 4,7 µm (4700 nm) por medio de dos rayos infrarrojos paralelos a través de una muestra, una celda de referencia y un detector selectivo. La señal del detector es conducida a una sección amplificadora de control y la salida del analizador se mide en un sistema de medición y registro. Algunos instrumentos utilizan una correlación de filtro de gas para comparar el espectro de absorción IR entre el gas medido y otros gases presentes en el gas al que se está realizando el muestreo, en una celda de muestra sencilla. Estos instrumentos utilizan una muestra concentrada de CO como filtro para el IR transmitido a través de la celda de muestra para producir un rayo que no puede ser más atenuado por el CO de la muestra y de esta manera se produce el rayo de referencia. La radiación de banda ancha que pasa a través de la celda de muestra y el filtro de CO, se filtra de nuevo en un filtro de paso de banda estrecha que solo deja pasar al detector la parte sensible al CO de la banda. La remoción de las longitudes de onda sensibles a otros gases reduce las interferencias. La concentración de CO en la muestra se determina a partir de la curva de calibración preparada utilizando gases de calibración normalizados. 4. Importancia y uso La determinación del monóxido de carbono es esencial para la evaluación de muchos complejos de contaminación del aire. Este método de ensayo

es importante porque proporciona dicha determinación. El monóxido de carbono se forma en el proceso de la combustión incompleta de los hidrocarburos y otros combustibles y es un constituyente de los gases de escape de los motores de gasolina. La entidad ambiental correspondiente determina los estándares de calidad primario y secundario del aire para el CO, destinados a proteger la salud y el bienestar públicos. Este método de ensayo es adecuado a las mediciones apropiadas para los propósitos indicados anteriormente. 5. Interferencias 5.1 El grado de interferencia varía dependiendo de los instrumentos. Se recomienda consultar al fabricante respecto a las especificaciones sobre análisis particulares, para determinar si las interferencias hacen que el instrumento sea inadecuado para el uso propuesto. 5.2 La principal interferencia es el vapor de agua. Sin corrección, el error puede llegar a ser de 11 mg CO/m3 (10 ppm). La inteferencia del vapor de agua se puede minimizar siguiendo estos pasos: - Se hace pasar la muestra de aire a través de sílica gel o algún otro agente secante similar. - Se mantiene constante la humedad en la muestra y los gases de calibración por medio de refrigeración. - Se satura la muestra de aire y los gases de calibración para mantener constante la humedad. - Se usan filtros ópticos de banda angosta junto con alguna de las medidas anteriores. - Cuando la muestra se seca o se humedece, puede ser necesaria una corrección del volumen. - Los espectrómetros de correlación de gas minimizan las interferencias y usan un filtro de paso de banda angosta para garantizar que se midan solo las longitudes de onda IR sensibles al CO. 5.3 La interferencia puede ser causada por el dióxido de carbono (CO2). El efecto de esta interferencia a concentraciones presentes normalmente en el aire ambiental es mínimo; esto es, 1350 mg (750 ppm) de CO2/m

3 pueden dar una respuesta equivalente a 0,6 mg CO/m3 (0,5 ppm). 5.4 Los hidrocarburos a las concentraciones que se encuentran normalmente en el aire ambiental, generalmente no interfieren; es decir,


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325 mg metano/m3 (500 ppm) pueden dar una respuesta equivalente a 0,6 mg CO/m3 (0,5 ppm). 6. Aparatos 6.1 Analizador de monóxido de carbono en el aire para espectrometría infrarroja no dispersiva (EIRND). Comprende un transformador de tensión, sección de análisis, sección de amplificación/control, medidor y sistema de registro. El analizador debe cumplir o superar las especificaciones de desempeño que se describen en el Anexo A.1. 6.2 Sistema acondicionador de la muestra: Consta de una bomba, una válvula de control de flujo, una válvula de alivio de presión, un medidor de flujo, un filtro y el control de humedad. 6.3 En la figura 1 se describe un sistema típico de muestreo y análisis. 6.4 Termómetro Termómetro ASTM 33C que cumpla los requisitos de la especificación E1 y los requisitos de la mayoría de las aplicaciones. 6.5 Barógrafo o barómetro Con capacidad de medir la presión atmosférica a ±0,6 kPa. 7. Reactivos y materiales 7.1 Gas cero Un cilindro presurizado de nitrógeno puro que contenga menos de 0,1 mg/m3 CO (0,09 ppm) y que tenga un suministro de flujo regulado. 7.2 Gas para el intervalo total de la escala ascendente (span gas) Un cilindro presurizado que contenga una mezcla de gas para el intervalo total de la escala (span gas), que consta del CO en el aire correspondiente al 80% de la escala completa. Se debe suministrar un sistema de flujo regulado. 7.3 Gases de calibración Se requieren cilindros presurizados con control de flujo regulado. Deben contener concentraciones de CO en el aire que correspondan al intervalo de operación del instrumento. Para establecer una curva de calibración, se necesita nitrógeno con CO en cantidades de 10%, 20%, 40% y 80% de la escala completa. 7.4 Certificado de calibración Se debe certificar que los gases de calibración y para el intervalo de la escala estén entre 2% del valor establecido y se deben suministrar en cilindros a alta presión con superficies internas de

una aleación de cromo-molibdeno de bajo contenido de hierro. El reemplazo del cilindro se debe verificar según los procedimientos que se indican en el Anexo A.3. 8. Precauciones 8.1 Se debe operar el sistema analizador en áreas no explosivas, a menos que el equipo sea a prueba de explosiones. 8.2 El manejo y almacenamiento de los cilindros de aire comprimido y la instalación y uso del analizador deben hacerse según lo indicado en la norma ASTM D 3249. Los cilindros no se deben exponer directamente a la luz solar. 8.3 Se debe mantener la misma presión en la celda de muestra durante el muestreo y la calibración y usar la misma bomba de muestreo. 9. Muestreo 9.1 Generalidades Se recomienda consultar las normas ASTM D 1357 y ASTM D 3249 para la planificación de programas de muestreo. 9.2 Cuando se tome una muestra del aire ambiente, exterior de un recinto, se debe utilizar una línea o sonda de muestreo. Se debe extender al menos 1 m desde el recinto y debe estar protegida de la entrada de precipitación. 9.3 Debido a que el analizador puede ser sensible a la temperatura, se debe colocar en un recinto con control atmosférico (temperatura controlada), para que la temperatura permanezca constante dentro de ±3ºC. 9.4 Se registran la temperatura y la presión de la atmósfera de muestra. 10. Calibración y normalización 10.1 Se recomienda consultar el Anexo A.2 sobre procedimientos de calibración. 10.2 Frecuencia de la calibración 10.2.1 Calibración multipunto Este tipo de calibración se requiere cuando: - El analizador es nuevo - El analizador ha tenido mantenimiento que hubiera podido afectar sus características de respuesta. - El analizador muestra desviación en exceso con respecto a las especificaciones determinadas cuando se realiza la calibración cero y para el intervalo total de la escala.


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Figura 1. Flujograma del sistema de monitoreo del monóxido de carbono . 10.2.2 Calibración cero y para intervalo total de la escala Este tipo de calibración se requiere antes y después de cada periodo de muestreo, o a diario, si se usa el analizador continuamente. 10.3 Medidor de presión de la celda de muestra Se debe calibrar de acuerdo con lo prescrito en el Anexo A.2, como se indica a continuación: 10.3.1 Cuando se compra el analizador. 10.3.2 A intervalos de seis meses. 10.3.3 Cuando el indicador muestra un cambio mayor de 6,9 kPa durante un periodo de muestreo en el que la tasa de flujo no ha cambiado más de ±0,014 m3/h. 11. Procedimiento 11.1 Después de establecer la calibración apropiada, se verifican todos los parámetros de operación del sistema analizador y la tasa de flujo de la muestra.

11.2 Cuando se ha estabilizado la salida del analizador, se registra la lectura y se determina la concentración de CO directamente de la curva de calibración en ppm (mg/m3). 11.3 Diariamente, o durante cada periodo de muestreo, se deben realizar las verificaciones operacionales que se describen en el Anexo A.4. 12. Cálculo 12.1 Se recomienda convertir ppm a mg/m3. Las equivalencias son: mg/m3 = 1x10-3 mg/L ppm = peso molecular / 24,45 mg/L (aire)

(por volumen) (mg de sustancia por litro de aire a condiciones normales)

13. Precisión y desviación 13.1 Precisión 13.1.1 Análisis por triplicado


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Se reporta el contenido de monóxido de carbono (CO) para 0,1 mg/m3. Para promediar, son aceptables corridas por triplicado (nota 1) con un intervalo de 0,6 mg/m3 (nivel de confiabilidad de 95%). Nota 1. Las corridas por duplicado que concuerden dentro de 0,5 mg/m3 son aceptables para promediar (nivel de confiabilidad del 95%). 13.1.2 Repetibilidad (un analista) La desviación estándar de la media (cada uno de los promedios de las determinaciones por triplicado) obtenida por el mismo analista en diferentes días, se ha estimado en 0,44 mg/m3 a 140 df. Estos dos valores se deben considerar dudosos (nivel de confiabilidad de 95%) si se diferencian en más de 1,2 mg/m3 (véase la nota 1). 13.1.3 Reproducibilidad (multilaboratorios) La desviación estándar de la media (cada uno de los promedios de las determinaciones por triplicado) obtenida por analistas de diferentes laboratorios se ha estimado en 0,96 mg/m3 a 11df. Estos dos valores se deben considerar dudosos (nivel de confiabilidad de 95%) si se diferencian en más de 3,0 mg/m3 (véase la nota 1). 13.2 Desviación Debido a que esta medición infrarroja produce valores relativos, la desviación del método depende de la desviación de las calibraciones de los gases usados en la preparación de la curva de calibración. 14. Referencia American Society for Standards and Materials. ASTM D 3162. Standard Test Method for Carbon Monoxide in the Atmosphere (Continuous Measurement by Nondispersive Infrared Spectrometry). Philadelphia, 1994

ANEXOS DEL MÉTODO

A.1 ESPECIFICACIONES DE DESEMPEÑO MÍNIMO PARA UN ANALIZADOR INFRARROJO NO DISPERSIVO DE MONÓXIDO DE CARBONO - Intervalo (mínimo): 0 a 115 mg/m3 (0 a 100 ppm) - Límite de detección: 0,6 mg/m3 (0,5 ppm) - Tiempo de ascenso (90%): 5 min máximo - Tiempo de caída (90%): 5 min máximo - Desviación de cero: ±1% al día y ±2% en tres días máximo - Desviación del intervalo total de la escala: ±1% al día y ±2% en tres días máximo - Precisión: ±4% máximo - Periodo de operación mínimo: 3 d - Nivel de ruido: ±0,5% de la escala completa - Intervalo de temperatura de operación: 5 a 40ºC - Fluctuación de la temperatura de operación: ±5ºC - Linealidad: 2% de la escala completa A.2 PROCEDIMIENTOS DE CALIBRACIÓN A.2.1 Calibración multipunto del analizador A.2.1.1 Verificación de la presión del cilindro. Se verifica la presión del cilindro de cada gas de calibración. Si la presión de un cilindro es menor de 2100 kPa, éste se descarta. A.2.1.2 Procedimiento de calibración: A.2.1.2.1 Se enciende el analizador y se deja estabilizar a la temperatura ambiente de la muestra de 24 a 48 h o de acuerdo con las instrucciones del fabricante. A.2.1.2.2 Se conecta el cilindro de gas cero al analizador. A.2.1.2.3 Se ajusta la presión del segundo paso del regulador, aproximadamente en 34 kPa por encima de la presión de la celda de muestra deseada. Precaución. No se debe exceder el límite de presión de la celda de muestra. A.2.1.2.4 Se ajusta la tasa de flujo de la muestra al valor que se va a usar durante el muestreo. A.2.1.2.5 Se deja fluir el gas cero hasta que el registrador de trazos se estabilice, o durante 5 min, el mayor de los dos. A.2.1.2.6 Se ajusta la perilla de control cero, de manera que el trazo corresponda a la línea que representa el 5% de la escala.


73

A.2.1.2.7 Se repite lo establecido en el literal A.2.1.2.5. A.2.1.2.8 Se desconecta el gas cero. A.2.1.2.9 Se conecta el gas para el intervalo total de la escala del analizador. A.2.1.2.10 Se repite del literal A.2.1.2.3 al A.2.1.2.5. A.2.1.2.11 Se ajusta la perilla de control del intervalo total de la escala hasta que el registro haga la lectura correcta, calculada como sigue:

scCf

Cs=+×

5100

Donde, Cs = concentración de gas para el intervalo total de la escala, ppm (mg/m3) Cf = lectura en la escala completa, ppm (mg/m3) Sc = lectura en el intervalo total de la escala, corregida 100 = factor para expresar concentración en porcentaje de intervalo 5 = 5% desviación de la escala A.2.1.2.12 Se deja salir el flujo de gas para el intervalo total de la escala hasta que el trazo se estabilice, o durante 5 min, el mayor de los dos. A.2.1.2.13 Se desconecta el gas para el intervalo total de la escala. A.2.1.2.14 Se repite el procedimiento de A.2.1.2.2 a A.2.1.2.8. Si no es necesario realizar ajustes, se continúa hasta A.2.1.2.15. Si se requiere un ajuste mayor de 1 ppm, se repite desde A.2.1.2.9 hasta A.1.1.2.13. A.2.1.2.15 Se aseguran los controles de las perillas cero y para intervalo total de la escala. A.2.1.2.16 Se conecta al analizador el cilindro con el 10% de gas para el intervalo total de la escala. A.2.1.2.17 Se repite el procedimiento de A.2.1.2.3 a A.2.1.2.5. No se hace ningún ajuste. A.2.1.2.18 Se desconecta el cilindro. A.2.1.2.19 Se repite el procedimiento de los numerales A.2.1.2.6 a A.2.1.2.18 para el 20% y 40% de los cilindros de gas para el intervalo total de la escala.

A.2.1.2.20 Se elabora una curva de calibración de deflección versus concentración porcentual en ppm. Se traza la curva suave de mejor ajuste que pase a través de los puntos cero y del intervalo total de la escala y que minimice la desviación de los puntos intermedios de la curva. La curva debe ser una línea recta o curvada solamente en una dirección. A.2.1.2.21 Se verifica nuevamente cualquier punto de calibración con una desviación mayor de ±(1,0 Cc + 0,02 Cc) de una curva suave, en donde Cc es la concentración certificada del gas de calibración. Si la nueva verificación da el mismo resultado, se analiza nuevamente el gas de calibración. A.2.2 Procedimiento de calibración cero y para el intervalo total de la escala A.2.2.1 Se lleva a cabo el procedimiento descrito en el literal A.2.1. A.2.2.2 Se llevan a cabo los procedimientos descritos del literal A.2.1.2.9 al A.2.1.2.10, utilizando 80% de gas para el intervalo total de la escala. Las lecturas se marcan como “para el intervalo total de la escala sin ajustar”. No se hacen ajustes para cero o para el intervalo total de la escala. A.2.2.3 Se desconecta el cilindro con gas para el intervalo total de la escala. A.2.2.4 Se conecta el cilindro de gas cero al analizador. A.2.2.5 Se llevan a cabo los procedimientos de A.2.1.2.3 a A.2.1.2.5. La lectura se marca como “cero sin ajustar”. A.2.2.6 Se ajusta la perilla de control cero hasta que la traza corresponda a la posición cero correcta. Se deja fluir el gas cero hasta que se obtiene una traza estable, o durante 5 min, el que sea mayor. La traza se marca como “cero ajustado”. A.2.2.7 Se desconecta el cilindro de gas cero. A.2.2.8 Se conecta el cilindro de gas para el intervalo total de la escala al analizador. A.2.2.9 Se llevan a cabo los procedimientos de A.2.1.2.10 a A.2.1.2.15. A.2.3. Calibración de medidores de presión A.2.3.1 Equipo. Manómetro de mercurio de gas cero, dos reguladores de paso como los de la figura 2 y un barómetro de pared calibrado. A.2.3.2 Procedimiento


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A.2.3.2.1 Se abre la válvula de presión del cilindro. A.2.3.2.2 Se ajusta el segundo paso del regulador hasta que el medidor de presión del segundo paso dé una lectura de 138 kPa. A.2.3.2.3 Se abre la válvula del manómetro lentamente, y se deja estabilizar. A.2.3.2.4 Se abre la válvula reguladora de ensayo poco a poco y se deja estabilizar. A.2.3.2.5 Se lee la presión indicada en el

manómetro.

A.2.3.2.6 Se determina la presión atmosférica del ambiente, del barómetro de pared. A.2.3.2.7 Se calcula la presión en el manómetro de ensayo, de acuerdo con la norma ASTM D 3631. A.2.3.2.8 Se registran Pt y la lectura real del medidor. A.2.3.2.9 Se repiten los procedimientos del A.2.3.2.2 al A.2.3.2.8 para 172 kPa y luego 207 kPa. A.2.3.2.10 Se elabora una curva de calibración.

Figura 2. Esquema de calibración para medidores de presión. A.3 PROCEDIMIENTO PARA LA VALIDACIÓN DE UN NUEVO CILINDRO DE GAS ( SPAN GAS) PARA EL INTERVALO TOTAL DE LA ESCALA A.3.1 Se monta el analizador y se elabora una curva de calibración utilizando gases de

calibración viejos (gas span), de acuerdo con el literal A.2.1. A.3.2 Se conecta el cilindro de reemplazo al analizador. A.3.3 Se llevan a cabo los procedimientos de A.2.1.2.3 a A.2.1.2.5. A.3.4 Si el cilindro de reemplazo tiene un valor medido entre ±(1,0 Cc + 0,02 Cc) ppm, en donde Cc es el valor certificado, se acepta el cilindro. Si el valor no está de acuerdo, es necesario certificar nuevamente el cilindro. A.4 VERIFICACIONES OPERACIONALES A.4.1 Ajuste de la perilla cero y para el intervalo total de la escala Si la corrección requerida para cero y para el intervalo total de la escala, realizada de acuerdo con el numeral A.2.2 es mayor de ±1,0 ppm, es necesario hacer mantenimiento al analizador. A.4.2 Tasa de flujo de la muestra Si la tasa de flujo de la muestra ha cambiado más de ±20% del valor inicial, se verifica si hay obstrucción del filtro de partículas y también la bomba de muestreo para descubrir alguna operación que falla. El filtro se revisa mensualmente midiendo el flujo con y sin el filtro en uso. Si el flujo diferencial indicado es mayor del 5%, se reemplaza el filtro. El rotámetro se limpia o reemplaza cuando trabaja esporádicamente. A.4.3 Presión de la celda de muestra Si la presión de la celda de muestra aumenta ±10% de su valor inicial, es necesario realizar mantenimiento al analizador. A.4.4 Control de temperatura Se verifica la temperatura del recinto o habitación en la que está situado el analizador. Si ha cambiado más de ±3ºC es necesario realizar mantenimiento al sistema de calefacción y enfriamiento. A.4.5 Vapor de agua Se realiza la verificación especificada en el manual de instrucciones del analizador. A.4.6 Sistema de registro analógico Se verifican los siguientes ítems en el registrador gráfico de banda: - Ajuste de velocidad del gráfico. - Ajuste de control de ganancia. - Suministro de tinta. - Suministro de papel.


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- Signo de ruido excesivo. - Operación apropiada del analizador. - Marca de tiempo, signo y fecha del registro. A.4.7 Registrador digital La verificación se realiza de acuerdo con las instrucciones del fabricante.


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PRINCIPIO DE MEDICIÓN Y PROCEDIMIENTO DE CALIBRACIÓN PARA LA MEDICIÓN DE OZONO EN LA ATMÓSFERA

1. Principio de medición El aire ambiente y el etileno son liberados simultáneamente a una zona de mezcla donde el ozono en el aire reacciona con el etileno para emitir luz, la cual es detectada por un tubo fotomultiplicador. La corriente de fotones resultante es amplificada y puede ser leída directamente o desplegada en un registrador. 2. Procedimiento de calibración 2.1 Principio. El procedimiento de calibración está basado en el análisis fotométrico de concentraciones de ozono (O3) en un sistema de flujo dinámico. La concentración de O3 en una celda de absorción es determinada a partir de una medición de la cantidad de 254 nm de luz absorbida por la muestra. Esta determinación requiere el conocimiento de: El coeficiente de absorción (α) de O3 a 254 nm La longitud de trayectoria óptica (d) a través de la muestra La transmitancia de la muestra a una longitud de onda de 254 nm La temperatura (T) y la presión (P) de la muestra La transmitancia se define como la relación I/Io, donde I es la intensidad de luz que pasa a través de la celda y es detectada por el detector cuando la celda contiene una muestra de O3, e Io es la intensidad de luz que pasa a través de la celda y es detectada por el detector cuando la celda contiene “aire cero”. Se supone que todas las condiciones del sistema, excepto por los contenidos de las celdas de absorción, son idénticos durante la medición de I e Io. Las cantidades definidas arriba están relacionadas por la ley de absorción de Beer-Lambert, Transmitancia = (I/Io) = e-α c d (1) donde: α = coeficiente de absorción de O3 a 254 nm = 308 ±4 atm-1cm-1 a 0ºC y 760 torr. c = concentración de O3 en atmósferas d = longitud de trayectoria óptica en cm En la práctica, un generador estable de O3 es usado para producir concentraciones de O3 sobre el rango requerido. Cada concentración de O3 es determinada a partir de la medición de la transmitancia (I/Io) de la muestra a 254 nm con un fotómetro de longitud de trayectoria (d) y calculada a partir de la ecuación,

c (atm) = - (1/α d) Ln(I/Io) (2a) ó, c (ppm) = - (106/α d) Ln(I/Io) (2b) Las concentraciones de O3 calculadas deben ser corregidas por pérdidas de O3 las cuales pueden ocurrir en el fotómetro y debido a la temperatura y presión de la muestra. 2.2 Aplicabilidad. Este procedimiento es aplicable a la calibración de analizadores de O3 en el aire ambiente, ya sea directamente o mediante un estándar de transferencia certificado por este procedimiento. 2.3 Aparatos. Un sistema completo de calibración UV consiste de un generador de ozono, un puerto de salida o manifold, un fotómetro, una fuente apropiada de aire cero y otros componentes necesarios. La configuración debe proveer una concentración estable de ozono en el sistema de salida y permitir que el fotómetro analice la concentración de salida con la precisión especificada por el mismo (2.3.1). La figura 1 muestra una configuración comúnmente usada y sirve para ilustrar el procedimiento de calibración que sigue a continuación. Otras configuraciones pueden requerir variaciones apropiadas en las etapas del procedimiento. Todas las conexiones entre los componentes del sistema de calibración del generador de O3 deben ser de vidrio, teflón u otros materiales relativamente inertes. Para certificación de estándares de transferencia que pueden suministrar su propia fuente de O3, el estándar de transferencia puede reemplazar el generador de O3 y posiblemente otros componentes mostrados en la Figura 1. 2.3.1 Fotómetro UV. El fotómetro UV consiste de una lámpara de descarga de mercurio de baja presión, colimación óptica (opcional), una celda de absorción, un detector y un procesador de señales electrónico, como se ilustra en la Figura 1. Debe ser capaz de medir la transmitancia, I/Io, a una longitud de onda de 254 nm con suficiente precisión de tal forma que la desviación estándar de las mediciones de concentración no exceda la máxima de 0,005 ppm o 3% de la concentración. Debido a que la lámpara de mercurio de baja presión irradia a muchas longitudes de onda, el fotómetro debe tener medios adecuados para asegurar que no se genere O3 en la celda por la lámpara, y que al menos 99.5% de la radiación detectada por el detector sea de 254 nm. (Esto puede lograrse fácilmente con una selección prudente del filtro óptico y las características de respuesta del detector. La longitud de la trayectoria de luz a través de la celda de absorción debe ser conocida con una exactitud de al menos 99.5%. Adicionalmente, la celda y los tubos asociados deben ser designados para minimizar pérdidas


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de O3 por contacto con las paredes de la celda y los componentes de manejo de gas. 2.3.2 Controladores de flujo de aire. Mecanismos capaces de regular el flujo de aire y son necesarios para reunir los requerimientos de estabilidad de la salida y precisión del fotómetro. 2.3.3 Generador de ozono. Mecanismo capaz de generar niveles estables de O3 sobre el rango de concentración requerido. 2.3.4 Manifold de salida. El manifold de salida debería ser de vidrio, teflón u otros materiales relativamente inertes, y debería tener un diámetro suficiente para asegurar una caída de presión insignificante en la conexión del fotómetro y los otros puertos de salida. El sistema debe tener un respiradero para asegurar la presión atmosférica en el manifold y prevenir que el aire ambiente entre en él. 2.3.5 Válvula de dos vías. Válvulas manuales o automáticas, u otros medios para activar el flujo del fotómetro entre el aire cero y la concentración de O3. 2.3.6 Indicador de temperatura. Exactitud de ±1ºC. 2.3.7 Barómetro o indicador de presión. Exactitud de ±2 torr.

2.4 Reactivos 2.4.1 Aire cero. El aire cero debe estar libre de contaminantes que pudieran causar una respuesta detectable en el analizador de O3, y debería estar libre de NO, C2H4, y otras especies que pueden reaccionar con el O3. Como se muestra en la Figura 1, el aire cero suministrado a la celda del fotómetro para la medición de referencia del Io, debe ser derivado de la misma fuente de aire cero usado para generación de la concentración de ozono a ser analizada (medición de I). 2.5 Procedimiento 2.5.1 Operación general. El fotómetro de calibración debe dedicarse exclusivamente como estándar de calibración. Debe usarse siempre con gases de calibración, limpios y filtrados y nunca usarse con muestras de aire ambiente. El fotómetro de calibración debe ubicarse en un laboratorio limpio donde pueda estar en un sitio estable, protegido de choques físicos y debe ser operado por un analista responsable, adicionalmente debe usarse como un estándar común para todas las calibraciones de campo vía estándares de transferencia.

Controlador de flujo

Controlador de

flujo

Generador de O3

Manifold de salida

Aire cero

Venteo

Salida extra

A la entrada del analizador que se calibra

Venteo

Válvula de dos vías

Fotómetro UV

Detector

Procesador electrónico

de senales

Celda de Absorción

Fuente


Bomba Escape

Fz

Fz

Sistema óptico

Fz

Medidor de flujo

Figura 1. Diagrama esquemático de un sistema típico de calibración fotométrica UV

2.5.2 Preparación. La operación propia del fotómetro es de importancia crítica para la exactitud de este procedimiento. Las siguientes etapas ayudarán a verificar la operación y no son necesariamente requeridas en forma previa cada vez que se use el fotómetro. Una vez se empiece a usar el fotómetro, las etapas deben seguirse

frecuentemente, con todos los resultados cuantitativos o indicaciones registradas en orden cronológico bien sea a manera de tabla o en forma gráfica. Cuando se ha establecido el record de desempeño y estabilidad del fotómetro, la frecuencia de las etapas puede reducirse en forma consistente con la estabilidad documentada del fotómetro.


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2.5.2.1 Manual de instrucciones: Realice todos los procedimientos de instalación y ajuste según la descripción del manual de operación o instrucciones del fotómetro. 2.5.2.2 Revisión del sistema: Revise el sistema del fotómetro para integridad, escapes, limpieza, tasas de flujo apropiadas, filtros de servicio o reemplazo, depuradores de aire cero y otros materiales consumibles que sean necesarios. 2.5.2.3 Linealidad: Verifique que el fabricante del fotómetro haya establecido adecuadamente que el error de linealidad del fotómetro sea menor al 3%, o determine la linealidad por dilución de la siguiente manera: Genere y analice una concentración de O3 cercana al límite de rango superior del sistema (0.5 or 1.0 ppm), luego diluya exactamente esa concentración con aire cero y analice nuevamente. Repita el procedimiento con diferentes radios de dilución. Compare el análisis de la concentración original con el análisis de la concentración diluida dividida por el radio de dilución, como sigue

( )[ ]{ } %1001//21 ×−= ARAAE (3)

donde: E = error de linealidad (%) A1 = análisis de la concentración original A2 = análisis de la concentración diluida R = radio de dilución = flujo de la concentración original dividida en el flujo total El error de linealidad debe ser menor al 5%. 2.5.2.4 Intercomparación: Cuando sea posible, el fotómetro debe ser intercomparado ocasionalmente, bien sea directamente o vía estándares de transferencia, con fotómetros de calibración usados por otros laboratorios. 2.5.2.5 Pérdidas de ozono: Alguna parte de O3 puede perderse por contacto con las paredes de la celda del fotómetro y los componentes para el manejo de gas. La magnitud de estas pérdidas debe determinarse para corregir la concentración de O3 calculada y estas pérdidas no deben exceder el 5%. 2.5.3 Análisis de las concentraciones de O3 2.5.3.1 Deje calentar y estabilizar el sistema del fotómetro 2.5.3.2 Verifique que la tasa de flujo a través de la celda de absorción del fotómetro, F, permita a la

celda ser limpiada en un periodo corto de tiempo (2 litros/min es un flujo típico). La precisión de la medición se relaciona inversamente con el tiempo requerido para limpieza, puesto que la desviación del error del fotómetro se incrementa con el tiempo. 2.5.3.3 Asegure que la tasa de flujo en la salida del manifold es al menos 1 litro/min mayor que la tasa de flujo total requerida por el fotómetro y cualquier otra demanda de flujo conectada al manifold. 2.5.3.4 Asegure que la tasa de flujo de aire cero, Fz, es al menos 1 litro/min mayor que la tasa de flujo requerida por el fotómetro. 2.5.3.5 Con aire cero fluyendo en la salida del manifold, active la válvula de dos vías para permitir que el fotómetro muestree primero el aire cero del manifold, denominado Fz. Las dos lecturas del fotómetro deben ser iguales (I=Io). Nota: En algunos fotómetros disponibles comercialmente, la operación de la válvula de dos vías y algunas otras operaciones de la sección 2.5.3 pueden realizarse automáticamente por el fotómetro. 2.5.3.6 Ajuste el generador de O3 para producir la concentración de O3 que se necesite. 2.5.3.7 Active la válvula de dos vías para permitir que el fotómetro muestree aire cero hasta que la celda de absorción sea limpiada a fondo y registre el valor estable medido de Io. 2.5.3.8 Active la válvula de dos vías para permitir que el fotómetro muestree la concentración de ozono hasta que la celda de absorción sea limpiada a fondo y registre el valor estable medido de I. 2.5.3.9 Registre la temperatura y presión de la muestra en la celda de absorción del fotómetro. 2.5.3.10 Calcule la concentración de O3 a partir de la ecuación 4. Un promedio de muchas determinaciones dará mejor precisión.

[ ] ( )( ) LPTlo

lLn

doutO /10/760273/

*

1 63 ×

−=α

(4) donde: [O3]OUT = concentración de O3, ppm α = coeficiente de absorción de O3 a 254 nm = 308 atm-1cm-1 a 0ºC y 760 torr d = longitud de trayectoria óptica, cm T = temperatura de la muestra, K P = presión de la muestra, torr


79

L = factor de corrección para pérdidas de O3 de 2.5.2.5 = (1- fracción O3 perdido). Nota: Algunos fotómetros comerciales pueden evaluarse automáticamente toda o parte de la ecuación 4. Es responsabilidad del operador verificar que toda la información requerida por la ecuación 4 sea obtenida, bien sea automáticamente por el fotómetro o en forma manual. Para fotómetros "automáticos" que evalúan el primer término de la ecuación 4 basados en una aproximación lineal, se puede requerir una corrección manual, particularmente a niveles altos de O3. Como guía consulte el manual de instrucción del fotómetro. 2.5.3.11 Obtenga estándares adicionales de concentración de O3 como sea necesario por repetición de las etapas 2.5.3.6 a 2.5.3.10 o por la opción 1. 2.5.4 Certificación de estándares de transferencia. Un estándar de transferencia es certificado relacionando la salida del estándar de transferencia a uno o más estándares de ozono como se determinó en la sección 2.5.3. El procedimiento exacto varia dependiendo de la naturaleza y diseño del estándar de transferencia. 2.5.5 Calibración de analizadores de ozono. Los analizadores de ozono se calibran de la siguiente manera, empleando estándares de ozono obtenidos directamente según la sección 2.5.3 o por medio de un estándar de transferencia certificado.

2.5.5.1 Deje suficiente tiempo para que el analizador de O3 y el fotómetro o estándar de transferencia se calienten y estabilicen. 2.5.5.2 Permita que el analizador de O3 muestree aire cero hasta que se obtenga una respuesta estable y ajuste el control cero del analizador de O3. Se recomienda compensar el ajuste cero del analizador a +5% de la escala para facilitar la observación de la desviación negativa del cero. Registre la respuesta estable del aire cero como "Z". 2.5.5.3 Genere un estándar de concentración de O3 de aproximadamente 80% del límite de rango superior deseado (URL) del analizador de O3. Permita que el analizador de O3 muestree este estándar de concentración hasta que se obtenga una respuesta estable. 5.5.4 Ajuste el control del intervalo de la escala total (span) del analizador de O3 hasta obtener una respuesta del registrador conveniente como se indica a continuación: Respuesta del registrador (% escala) =

[ ]( ){ } ZURLoutO +×100/3 (5)

donde: URL = límite de rango superior del analizador de O3, ppm Z = respuesta del registrador con aire cero, % escala


Medidor de flujo


Aire

F

Manifold de salida

Venteo

Salida extra

A la entrada del analizador bajo calibración


Válvula de dos vías

Venteo Fotómetro UV

Lámpara

Fuente

Celda de Absorción Detector

Procesador electrónico de

senales

Medidor de flujo


Bomba Exhosto

Cámara de mezcla

F

F0 Medidor de flujo

Generador de O3

Figura 2. Diagrama esquemático de un sistema típico de calibración fotométrica UV -Opción 1


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Registre la concentración de O3 y la respuesta correspondiente del analizador. Si se necesita un ajuste sustancial del control del intervalo de la escala total (span), revise los ajustes del cero y el intervalo de la escala total (span) mediante repetición de los pasos 2.5.5.2 a 2.5.5.4. 2.5.5.5 Genere otros estándares de concentración de O3 (al menos otros 5 son recomendados) sobre el rango de escala del analizador de O3 mediante ajuste de la fuente de O3 o por la opción 1. Para cada estándar de concentración de O3, registre el O3 y la correspondiente respuesta del analizador. 2.5.5.6 Realice un diagrama de las respuestas del analizador de O3 versus las correspondientes concentraciones de O3 y elabore la curva de calibración del analizador de O3 o calcule el factor de respuesta apropiado. 2.5.5.7 Opción 1: Las diferentes concentraciones de O3 requeridas en los pasos 2.5.3.11 y 2.5.5.5 pueden obtenerse por dilución de la concentración de O3 generada en los pasos 2.5.3.6 y 2.5.5.3. Con esta opción, se requiere que las mediciones de flujo sean exactas. El sistema de calibración dinámico puede ser modificado como se muestra en la Figura 2 para permitir que el aire de dilución pueda ser medido después de pasar por el generador de O3. También se requiere de una cámara de mezcla entre el generador de O3 y el manifold de salida. La tasa de flujo a través del generador de O3 (Fo) y la tasa de flujo del aire de dilución (FD) son medidos con un flujo confiable o un volumen estándar trazable a estándares nacionales o internacionales. Cada concentración de O3 generada por dilución es calculada de la siguiente forma: [ ] [ ] ( )[ ]DFFFoutOoutO +×= 0033 / (6)

donde: [O3]'OUT = concentración de O3 diluido, ppm F0 = tasa de flujo a través del generador de O3, litros/min FD = tasa de flujo del aire diluyente, litros/min 3. Referencia Measurement Principle and Calibration Procedure for the Measurement of Ozone in the Atmosphere. Code of Federal Regulations. Appendix D to Part 50, 1997

RECOLECCION Y MEDICION DE PARTICULAS DE POLVO SEDIMENTABLES

Aplicación Este protocolo describe el procedimiento para la recolección de partículas de polvo y su medición, y un ensayo de partículas tanto solubles en agua como insolubles. No es apropiado para la determinación de la tasa de caída de polvo en pequeñas áreas afectadas por fuentes específicas. Definición de términos Material en partículas sedimentables: cualquier material compuesto de partículas provenientes del aire del ambiente, lo suficientemente pequeñas para pasar por un tamiz de 1 mm, y lo suficientemente grandes para asentarse en el recipiente, debido a su peso. Resumen del ensayo Se preparan y sellan en el laboratorio, recipientes de tamaño y forma estándar y luego se abren e instalan en los sitios escogidos apropiadamente, de manera que la materia en partículas se pueda asentar en ellos por periodos aproximados de 30 días. Posteriormente se cierran los recipientes y se devuelven al laboratorio, en donde se determinan, del material recolectado, las masas de componentes solubles e insolubles en agua. Los resultados se reportan en gramos por metro cuadrado por periodo de 30 días (g/m2/30). Importancia y uso La ventaja de este ensayo es su gran sencillez. Es un ensayo ordinario, no específico, pero es de utilidad en el estudio de tendencias a largo plazo. Requiere poca inversión en equipo y se puede llevar a cabo con personal sin demasiada especialización técnica. Interferencias Los resultados de este ensayo se obtienen por pesajes. Se puede considerar como interferente cualquier material que entra en el recipiente y que pasa a través del tamiz usado para el análisis, pero que no se asienta en el recipiente luego de incorporar aire. Aparatos Recipiente


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Un cilindro abierto en la parte superior, de mínimo 150 mm de diámetro, con una altura no superior al doble de su diámetro. Debe ser de acero inoxidable o de un plástico impermeable, y debe poder aceptar rotulado de identificación a prueba de agua. Cada recipiente debe tener una tapa que ajuste bien. Soporte para el recipiente Debe sostener la parte superior del recipiente a 2 m sobre el piso. Debe tener una mampara, construida según las figuras 1 y 2. Algunos experimentos reportados indican que se obtiene más precisión usando una sencilla paleta aerodinámica, y que a alturas menores de 2 m hay una amplia variabilidad en la concentración de partículas sujetas a sedimentación. • Tamiz de acero inoxidable, de 1 mm (No. 18) • Horno de desecación su temperatura debe

ser controlada a 105°C • Embudo Buchner • Se requiere un embudo Buchner y dos

recipientes de filtrado de 2 L • Papel de filtro de filtrado rápido y de forma

circular, para que se ajuste al embudo Buchner

• Platos de evaporación • De 100 mL de capacidad, cada uno bien

diferenciado • Desecadores • Balanza analítica

Para pesar con una precisión de ± 0,1 mg • Espátula flexible • Cajón o armazón • Para colocar los recipientes • Cilindro graduado

Su capacidad debe ser de 1 L y se debe verificar la precisión de sus graduaciones de ± 5 mL, usando por ejemplo, frascos volumétricos o pipetas.

Figura 1. Mampara de recipiente para caída de polvo

Reactivos Agua: A menos que se indique de otra manera, las referencias que se hagan a agua se entenderán como agua destilada o desmineralizada.

Figura 2. Sección de corte de la mampara Muestreo Sitios Localización Estas recomendaciones son una guía para seleccionar un sitio destinado al muestreo. En los casos en que no se pueden seguir estas recomendaciones, los resultados solo se deben presentar acompañados de la advertencia apropiada. El sitio para el muestreo debe ser un área abierta, sin estructuras mayores de 1 m en un radio de 20 m del soporte del recipiente. Debe estar retirado de fuentes locales de contaminación y de objetos, por ejemplo árboles, escapes de aire y canales de ventilación, que puedan afectar la sedimentación de la materia. También son de gran importancia para el muestreo, cuestiones tales como la seguridad, accesibilidad y la prevención contra el vandalismo. Las elevaciones hasta objetos más altos de 20 m no deben exceder 30 grados de la horizontal. Se debe evitar colocar los recipientes cerca de chimeneas. Si es posible, el sitio para el muestreo deberá estar a más de 10 veces la longitud de un conducto en funcionamiento y


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contra el viento, de acuerdo con la dirección más frecuente de éste. Nota: es necesario verificar efectivamente que los conductos no se encuentren en uso. Número de sitios Para cada región que se va a inspeccionar se deben suministrar mínimo 4 muestras, para tener en cuenta las muestras rechazadas y proporcionar alguna evidencia de las verificaciones de aseguramiento de calidad. Las estaciones se deben colocar en orden, aproximadamente en los vértices de una malla en forma de triángulo equilátero. La disponibilidad del personal con frecuencia será un factor restrictivo, pero se sugiere que la distancia entre los sitios sea entre 5 y 8 km. 8.1.3 Se debe llevar un registro con la información específica para cada sitio, como por ejemplo la elevación aproximada sobre el nivel del mar y coordenadas cartográficas. Debe incluir una descripción detallada o fotografías del soporte del recipiente y alrededor de éste. También debe incluir fotografías o descripciones detalladas del área circundante, y se debe registrar la presencia de actividad inusual en el área vecina que arroje al aire una cantidad considerable de material particulado. Se deben registrar eventos tales como incendios, trabajos de construcción y demolición, desvíos del tráfico, etc. Los registros de estos eventos aumentarán considerablemente el valor de los datos obtenidos en este ensayo. Los registros de lluvias también pueden ser de utilidad en la interpretación de los resultados de este ensayo. Preparación de los recipientes Se limpian bien los contenedores y sus tapas con una solución detergente, y se enjuagan bien dos veces. Se cierran los recipientes con sus tapas, se les coloca una etiqueta con su número de identificación y se colocan en la caja o rejilla. Recolección de la muestra 8.3.1 Se colocan los recipientes en el sitio de recolección, se registran la fecha, hora y número de identificación de cada contenedor y se destapan los recipientes. 8.3.2 Al finalizar el periodo de muestreo, se tapan nuevamente los recipientes, se colocan en las mallas y se llevan nuevamente al laboratorio para su análisis. Se debe registrar la fecha y hora de toma de la muestra y el número de identificación de los recipientes en cada sitio, a medida que se van recolectando las muestras.

8.3.3 Durante el periodo de exposición también entrará agua en el recipiente, e igualmente se evaporará de él; puede haber líquido en los recipientes cuando se recogen. Este líquido se procesa posteriormente y por lo tanto no se debe desechar. Si existe la duda de que el recipiente se rebosó por lluvia, se debe invalidar la muestra correspondiente. Periodo de muestreo El periodo de muestreo deberá ser un mes calendario, con una tolerancia de ± 2 días permisibles cuando se escogen las fechas de colocación y retiro de las muestras. Los resultados se normalizan a un periodo de 30 días. Manipulación No se deberá intentar sacar el material recolectado en los recipientes en el sitio de toma de muestras. Se debe llevar un registro escrito permanente del momento en que se colocan los recipientes en las mallas para llevarlos al campo y de nuevo cuando se regresan al laboratorio. Los registros de entrada y salida se deben confrontar inmediatamente y se debe investigar de inmediato cualquier discrepancia, de manera que las muestras que faltan se puedan tomar antes de que su periodo de exposición exceda los 32 días permisibles. Procedimiento El procedimiento se describe en función de una sola muestra, pero normalmente se analizan muchas muestras utilizando múltiples platos de evaporación, filtros, etc. 9.1 Material insoluble 9.1.1 Se lava un plato de evaporación, se seca y se le coloca una etiqueta con el número de identificación. 9.1.2 Se coloca un papel de filtro doblado sobre el plato preparado y se seca en el horno mínimo durante 1 h. Se enfría en el desecador durante 1 h y se pesa el filtro en el plato con aproximación de 0,1 mg. El peso se registra como la tara para la materia insoluble 9.1.3 Se coloca el papel de filtro en el embudo Buchner y se humedece con un poco de agua. Se coloca el embudo sobre el frasco de filtrado. Si el recipiente que se va a analizar está seco o contiene menos de 200 mL, se agrega suficiente agua para completar un volumen de alrededor 200 mL. Se revuelve el agua para incorporar el material particulado asentado. Con una espátula


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flexible y limpia se enjuaga con agua para limpiar las paredes del recipiente y asegurar que se ha retirado todo el material particulado de las paredes y asiento del recipiente. Se vierte el líquido y el material particulado en el filtro del embudo, a través de un tamiz No. 18. El filtrado recogido en el frasco se usará posteriormente para la determinación del material soluble. 9.1.4 Se mide y registra el volumen del filtrado en el cilindro graduado y se guarda para la determinación del material soluble. Se enjuaga el recipiente con 100 mL de agua aproximadamente y se transfiere al filtro, a través del embudo, cualquier material sólido que haya quedado en el recipiente; se usa la espátula si es necesario. Se desecha el filtrado del enjuague y cualquier material retenido por el tamiz. 9.1.5 Se retira del embudo el filtro con el material insoluble, se coloca en el plato tarado y se introduce en el horno mínimo por 90 min. Se enfría en el desecador mínimo por 1 h. Se pesa el plato seco y el filtro con el material insoluble, con una aproximación de 0,1 mg. Se repite el procedimiento de secado hasta alcanzar peso constante. 9.1.6 Se calcula el peso del material particulado insoluble, restando la tara del filtro y del plato, del peso obtenido en el numeral (9.1.5). 9.2 Material soluble total 9.2.1 Se prepara un plato de evaporación, de acuerdo con el numeral 9.1.1. 9.2.2 Se coloca en un vaso de 100 mL todo el filtrado del numeral 9.1.4, o 500 mL de él, lo que sea menos. La solución se concentra muy despacio aproximadamente hasta 50 mL sobre un plato caliente, por evaporación del agua. Si el filtrado total fue menor de 500 mL, se debe tener presente esto. 9.2.3 Se seca en el horno el plato de evaporación preparado, y se enfría en el desecador. Se pesa y registra como la tara el peso con aproximación de 0,1 mg. 9.2.4 Se transfiere cuantitativamente el filtrado concentrado en el numeral 9.2.2 al plato tarado y se continúa muy despacio la evaporación, sobre un plato caliente, hasta secar. Se secan en el horno el plato y el contenido durante 2 h, y se enfrían en el desecador mínimo por 1 h. Se pesan el plato de evaporación y el contenido, y se registra su peso con aproximación de 0,1 mg. Se repite el secado y enfriado hasta obtener peso constante.

9.2.5 Se calcula el peso neto del material disuelto en la solución tomada en el numeral 9.2.2 restando la tara del peso determinado en el numeral 9.2.3. Si el volumen total del filtrado no se tomó en el numeral 9.2.2, se normaliza el peso neto al volumen total. La cifra resultante se reporta como el material particulado soluble. Cálculos 10.1 Se calcula la tasa de deposición, D, en gramos por metro cuadrado por periodo de 30 días (g/m2/30), para los dos pesajes del material obtenido en el numeral 9: D = W / A g/m2/30 Donde: A = área de recolección, área transversal del diámetro interno de la parte superior del recipiente, m2 W = pesos determinados en los numerales 9.2 y 9.3, normalizados, si es necesario, a un periodo de 30 d Precisión y sesgo 11.1 En 1968 se realizó una investigación sobre la precisión de este método de ensayo como parte de un estudio interlaboratorio sobre los métodos de inspección de contaminación de aire llamado Project Threshold. El método de ensayo definido en ese entonces no el que se describe en este procedimiento; el recipiente no estaba equipado con la paleta aerodinámica establecida ahora, y la altura del recipiente estaba menos definida. Además, los criterios de aceptación para los sitios no eran tan estrictos como en este procedimiento; se consideraban aceptables los sitios localizados arriba de los techos. Meetham reporta una fuerte variación en la cantidad de muestra recolectada en el mismo sitio, en recipientes separados por alturas verticales. Los resultados del Project Threshold se presentan del numeral 11.1.2 a 11.1.7. Reproducibilidad La desviación estándar promedio de las variaciones entre mediciones únicas de caída de polvo, por diferentes laboratorios, es de 1,46 g/m2/30 y está asociada con una caída media de 6,45 g/m2/30. Las mediciones en tres tasas de caída, sobre el intervalo de 3,28 a 10,47 g/m2/30 no muestran una relación aparente entre la tasa de caída de polvo y la reproducibilidad. Repetibilidad La desviación estándar promedio de las variaciones entre mediciones repetidas de caída de polvo en un laboratorio es de 1,03 g/m2/30 y


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está asociada con una caída media de 6,45 g/m2/30. Las mediciones en tres tasas de caída en el intervalo de 3,28 a 10,47 g/m2/30 no presentaron una relación aparente entre la tasa de caída de polvo y la repetibilidad. 11.1.3 Se agregaron cantidades conocidas de material particulado, soluble e insoluble en agua, después de su recolección pero antes del análisis. La recuperación promedio de una espiga de polvo fue del 96% con base en todas las mediciones. La desviación estándar promedio de las mediciones de recuperación de espigas es del 16%. 11.1.4 La desviación estándar promedio de las determinaciones intralaboratorios e interlaboratorios de la fracción soluble en agua, de muestras de polvo del ambiente, es de 1,18 y 0,78 g/m2/30, respectivamente y están asociadas con la medida de caída de polvo insoluble en agua de 3,50 g/m2/30. 11.1.5 La recuperación promedio de espigas de polvo insoluble en agua, en todos los laboratorios y todos los sitios, es del 91% y la desviación estándar de las mediciones de recuperación es del 18%. 11.1.6 Las desviaciones estándar de las determinaciones intralaboratorios e interlaboratorios, de la fracción soluble en agua de las muestras de polvo del ambiente, son 1,64 y 0,59 g/m2/30, respectivamente. 11.1.7 La recuperación promedio de espigas de polvo soluble en agua, en todos los laboratorios y todos los sitios, es del 95% y la desviación estándar de las mediciones de recuperación es del 37%. Kohler y Fleck obtuvieron mejores resultados usando la paleta aerodinámica especificada en este ensayo. Referencias American Society for Testing and Materials. ASTM D 1739. Standard Test Method for Collection and Measurement of Dustfall (Settleable Particulate Matter), Philadelphia, 1989 Kohler A. and Fleck W., “Comparative dust precipitation and dust concentration measurements”, Staub, Reinhalting der Luft, Vol. 26, No. 3, March 1996 Meetham, A.R., Atmospheric Pollution: Its origins and prevention, Pergamon press, London, 3rd edition, Chapter 11, 1964.


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DETERMINACION DE LA CONCENTRACION DE PARTICULAS SUSPENDIDAS EN LA ATMOSFERA POR EL METODO DE ALTO VOLUMEN

1. Aplicabilidad El método de alto volumen (Hi-Vol por sus siglas en inglés) provee una medida de la concentración másica del total de material particulado suspendido (TSP) en el aire ambiente. El proceso de medición es no destructivo y el tamaño de muestra recolectada es usualmente adecuado para su posterior análisis químico. 2. Principio Un muestreador de aire localizado apropiadamente en el sitio de muestreo, arrastra una cantidad de aire ambiente a una caja de muestreo y a través de un filtro, durante un periodo de muestreo (nominal) de 24 h. La velocidad de flujo de muestreo y la geometría de la caja favorecen la recolección de partículas hasta de 25 – 50 µm (diámetro aerodinámico), dependiendo de la velocidad y dirección del viento. Los filtros usados deben tener una eficiencia mínima de recolección del 99% para partículas de 0,3 µm. El filtro se pesa (después de equilibrar la humedad), antes y después de usarlo para determinar el peso (masa) neto ganado. El volumen total de aire muestreado, corregido a las condiciones estándar (25ºC, 760 mmHg), se determina a partir de la velocidad de flujo medida y el tiempo de muestreo. La concentración total de partículas suspendidas en el aire ambiente se calcula como la masa de partículas recolectadas, dividida por el volumen de aire muestreado, corregida de acuerdo con las condiciones estándar y expresadas en µg/m3 estándar. Para muestras recolectadas a temperaturas y presiones significativamente diferentes a las condiciones estándar, estas concentraciones medidas pueden diferir sustancialmente de las concentraciones reales, µg/m3 real, particularmente en alturas elevadas. La concentración real de partículas puede calcularse a partir de la concentración medida usando la temperatura real y la presión durante el periodo de muestreo. 3. Intervalo El intervalo aproximado de concentración del método es de 2 a 750 µg/m3. El límite superior se determina por el punto en el cual la muestra no puede mantener la velocidad de flujo especificada

debido a que la presión disminuye en el filtro cargado. Este punto se afecta por la distribución y tamaño de las partículas, el contenido de humedad de las partículas recogidas y la variabilidad entre los filtros, entre otras cosas. El límite inferior se determina por la sensibilidad de la balanza y por las fuentes de error. A velocidades del viento entre 1,3 y 4,5 m/s, se ha encontrado que el muestreador de aire de alto volumen recoge partículas de 25 a 50 µm, dependiendo de la dirección y de la velocidad del viento. 4. Precisión y exactitud La desviación estándar relativa (coeficiente de variación) para la precisión de un único analista (repetibilidad) del método, es del 3%. El valor correspondiente para la precisión interlaboratorio (reproducibilidad) es del 3,7%. La exactitud absoluta del método es indefinida debido a la naturaleza compleja del material particulado en la atmósfera y a la dificultad de determinar la concentración real de éste. 5. Fuentes inherentes de error 5.1 Variación del flujo de aire El peso del material recogido sobre el filtro representa la suma (integrada) del producto de la velocidad de flujo instantánea por la concentración de partículas instantánea. Por lo tanto, dividiendo este peso por el flujo promedio sobre el periodo de muestreo se obtiene la concentración real de material particulado solo cuando la velocidad de flujo es constante durante el periodo. El error resultante debido a una velocidad de flujo no constante depende de la magnitud de los cambios instantáneos en la velocidad de flujo y en la concentración de partículas. Normalmente los errores no son grandes, pero pueden ser reducidos equipando al muestreador con mecanismos de control automático de flujo que lo mantiene constante durante el periodo de muestreo. Se recomienda el uso de un control de flujo, ya que en altitudes elevadas, la efectividad de los controladores de flujo automático puede reducirse a causa de una disminución en el máximo flujo de muestreo. 5.2 Medición del volumen de aire Si la velocidad de flujo cambia sustancialmente o de manera no uniforme durante el periodo de muestreo, pueden resultar errores apreciables en la estimación del volumen de aire causado por el uso de la velocidad de flujo promedio del premuestreo y el postmuestreo. La medición exacta de grandes volúmenes de aire puede lograrse:


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a) Equipando el muestreador con mecanismos de control de flujo que mantienen flujo constante de aire durante el periodo de muestreo b) Usando un dispositivo calibrado de registro continuo para registrar la velocidad de flujo durante el periodo de muestreo c) Cualquier otro medio que mida exactamente el volumen total de aire muestreado durante todo el periodo. Se recomienda usar el registrador continuo de flujo si el muestreador no está equipado con un controlador de flujo. 5.3 Pérdida de partículas volátiles Las partículas volátiles recogidas sobre el filtro se pueden perder durante el muestreo subsiguiente o durante el transporte o almacenamiento del filtro previo al pesaje postmuestreo. Aunque las pérdidas son inevitables, el filtro debe ser repesado tan pronto como el muestreo sea realizado. 5.4 Material particulado del aparato Puede formarse material particulado sobre la superficie de filtros de fibra de vidrio alcalina por oxidación de gases ácidos en el aire muestreado, resultando en una determinación de TSP mayor que la real. Este efecto usualmente sucede al principio del periodo de muestreo y es una función del pH y de la presencia de gases ácidos. Esto puede explicar el pequeño porcentaje de ganancia de peso del filtro, pero el efecto puede volverse más significativo si se recolectan partículas pesadas relativamente pequeñas. 5.5 Humedad Los filtros de fibra de vidrio son comparativamente insensibles a cambios de la humedad relativa, pero el material particulado recogido puede ser higroscópico. El procedimiento para acondicionar la humedad minimiza pero no elimina completamente el error debido a la humedad. 5.6 Manejo del filtro Es necesario manipular cuidadosamente el filtro entre los pesajes de la pre y postmuestra para evitar errores debido a la pérdida de fibras o partículas desde el filtro. Un portafiltro de papel puede usarse para proteger el filtro y minimizar los errores en el manejo. 5.7 Partículas suspendidas no muestreadas

Se pueden depositar partículas en el filtro a causa del viento, mientras el muestreador no está funcionando. Se recomienda que los errores de este tipo se hagan mínimos con un dispositivo mecánico automático que cubra el filtro durante los periodos en que no hay muestreo, o por la instalación y retiro oportunos del filtro para minimizar errores en los periodos de no muestreo. 5.8 Errores en la medición del tiempo Los muestreadores generalmente son controlados por un reloj que arranca y detiene el muestreador a medianoche. Los errores en el periodo nominal de muestreo de 1440 min pueden resultar de una interrupción de potencia durante el periodo de muestreo o por una discrepancia entre el tiempo de inicio y de parada registrado en el informe del filtro y el inicio actual o tiempo de parada del muestreador. Tales discrepancias pueden ser causadas por una mala resolución de los puntos de ajuste del reloj, por un error en el reloj debido a la interrupción de energía, por desajuste del reloj o por mal funcionamiento de éste. En general los relojes digitales electrónicos tienen una mejor resolución del punto de ajuste que los relojes mecánicos, pero requieren de un sistema de baterías auxiliar para mantener la operación continua durante una interrupción de energía. Se recomienda utilizar un registrador de flujo continuo o un indicador de tiempo transcurrido de muestreo, así como un indicador de cualquier interrupción de potencia durante el periodo de muestreo. 5.9 Recirculación de escapes del muestreador Bajo condiciones de viento estancado, el aire que se escapa del muestreador puede remuestrearse. Este efecto no parece afectar sustancialmente la medición de TSP, pero puede resultar un incremento de carbón y cobre en la muestra colectada. Este problema puede reducirse conduciendo el aire escapado muy lejos, preferiblemente viento abajo del muestreador. 6. Equipos 6.1 Filtro Tamaño: 20,3 ± 0,2 cm x 25,4 ± 0,2 cm Area nominal expuesta: 406,5 cm2 Material: fibra de vidrio u otro material relativamente inerte y no higroscópico Eficiencia de la retención: 99% mínimo, medida por el método de ensayo ASTM-2986 para partículas de 0,3 µm de diámetro


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Intervalo de caída de presión recomendado: 5,6-7,2 kPa (42-54 mm Hg), a velocidad normal de flujo de 1,5 m3/min, a través del área nominal expuesta. pH: 6 a 10 Integridad: 2,4 mg como máxima pérdida de peso Perforaciones: ninguna Resistencia al rasgado: mínimo 500 g para tiras de filtro de 20 mm de ancho, cortadas en el sentido de la dimensión de menor resistencia (véase la norma ASTM D828-60) Fragilidad: cuando se hace un doblez longitudinal no debe presentarse rajadura o separación del material 6.2 Muestreador Es el equipo que aspira la muestra a presión reducida y la pasa a través del filtro con velocidad transversal uniforme. El muestreador debe estar provisto de los medios apropiados para: Que el filtro encaje y selle la carcasa del muestreador Permitir que el filtro sea cambiado convenientemente Evitar las fugas causantes de error en la medición del volumen de aire que pasa por el filtro Ajustar manualmente la velocidad de flujo con el fin de corregir las variaciones de la caída de presión del filtro, el voltaje de línea y la altitud del sitio. El ajuste puede efectuarse por medio de un dispositivo de control automático de flujo o por un sistema manual de ajuste, que debe estar diseñado con retenes positivos u otro medio que evite los cambios no intencionales del montaje. Para filtraciones con carga pesada, la velocidad mínima de flujo de la muestra debe ser de 1,1 m3/min. Para filtraciones con filtro limpio, la velocidad máxima de flujo deber ser de 1,7 m3/min. Las dos anteriores especificaciones se refieren a unidades de volumen de aire real. Para convertir a unidades estándar de volumen se multiplican las especificaciones por (Pb/Pstd)(298/T) donde Pb y T son la presión barométrica en kPa (ó mm Hg) y la temperatura en K en el muestreador, y Pstd es 101,3 kPa (ó 760 mm Hg). El motor del ventilador debe ser capaz de operar continuamente por periodos de 24 h. 6.3 Cubierta del muestreador 6.3.1 La cubierta del muestreador debe: Mantener el filtro en posición horizontal por lo menos a un metro por encima de la superficie de soporte del muestreador, para que la muestra de

aire sea aspirada verticalmente hacia abajo, a través del filtro. Ser rectangular en forma de tejado de caballete similar al diseño mostrado en la figura 1. Cubrir y proteger el filtro y el muestreador de la lluvia y otros efectos perturbadores del muestreo. Tener el escape o descarga de aire por lo menos a 40 cm de la entrada de la muestra Estar diseñado para evitar la contaminación de la muestra con el polvo que se deposita en las superficies de soporte del muestreador; debe tener incorporado un tabique o lámina de desviación entre la salida o descarga y las superficies de soporte.

Deflector

Figura 1. Muestreador Hi-Vol en su caja 6.3.2 La cubierta o caballete debe sobresalir horizontalmente un poco por encima de la estructura del muestreador, tal como se observa en la figura 1 y debe estar montada dejando una abertura de entrada de aire entre la cubierta y las paredes del muestreador. Esta entrada de muestra de aire debe ser aproximadamente uniforme en todos los lados del muestreador. El área de entrada de la muestra de aire debe tener una extensión tal que la velocidad lineal de captura de partículas permanezca dentro del intervalo de 20 a 35 cm/s, manteniendo la velocidad operacional de flujo recomendada. La velocidad de captura se obtiene de dividir la velocidad de flujo de la muestra de aire por el área de la sección horizontal, tomada en el borde inferior de la cubierta. Idealmente, el área de entrada y la velocidad operacional de flujo deben escogerse para obtener una velocidad de captura de 25 ± 2 cm/s. 6.4 Instrumentos para medición de flujo 6.4.1 Los muestreadores deben tener incorporado un sistema de medida de velocidad de flujo con la capacidad de indicar la velocidad de flujo total. Dos tipos comunes de indicadores


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de flujo utilizados en la calibración son el medidor de flujo de masa electrónico y un orificio u orificios en la corriente de aire muestreada con un indicador de presión adecuado, tal como un manómetro o un calibrador de presión (anemómetro). Se puede usar un registrador de presión con un orificio para proveer un registro continuo de flujo. También son aceptables otros tipos de indicadores de flujo incluyendo rotámetros que tengan una presión y exactitud comparables. 6.4.2 Los instrumentos de medida de velocidad de flujo deben ser calibrables y sus escalas de lectura graduadas en unidades de velocidad de flujo y con la amplitud suficiente para garantizar lecturas próximas a 0,02 m3 estándar/min en el intervalo de 1,0 a 1,8 m3 estándar/min. 6.5 Termómetro Para indicar la temperatura aproximada del aire en el orificio de medición de velocidad de flujo cuando se realicen correcciones de temperatura. Intervalo: -40 a +50ºC (233 a 323 K) Resolución: 2ºC (2 K) 6.6 Barómetro Para indicar la presión barométrica en el orificio de medición de velocidad de flujo cuando se realicen correcciones de presión. Intervalo: 66 – 106 kPa (500 a 800 mm Hg) Resolución: ±0,67 kPa (5 mm Hg) 6.7 Dispositivo de control de tiempo El dispositivo de control de tiempo debe ser capaz de iniciar y detener el muestreador para obtener un tiempo transcurrido de 24 ± 1 h (1440 ± 60 min). Exactitud del ajuste de tiempo: ± 30 minutos o mejor 6.8 Estándar de transferencia de velocidad de flujo, trazable a un estándar primario Intervalo aproximado: 1,0 a 1,8 m3/min Resolución: 0,02 m3/min Reproducibilidad: ± 2% (dos veces el coeficiente de variación), sobre intervalos normales de temperatura ambiente y presión para el intervalo de velocidad de flujo indicado. Caída de presión máxima a 1,7 m3 estándar/min: 5 kPa (0,0375 mm Hg, 50 cm H2O)

El estándar de transferencia de velocidad de flujo debe conectarse sin escapes al interior del muestreador y medir la velocidad de flujo de la muestra total de aire. El estándar de transferencia de velocidad de flujo debe incluir un medio para variar la velocidad de flujo del muestreador en un intervalo de 1,0 a 1,8 m3/min, mediante la introducción de varios niveles de resistencia de flujo entre el muestreador y la entrada del estándar de transferencia. El tipo convencional de estándar de transferencia de flujo consta de: un orificio con adaptador que conecte a la entrada del muestreador, un manómetro u otro instrumento para medir la caída de presión del orificio, un medio para variar el flujo a través de la unidad de muestreo, un termómetro para medir la temperatura ambiente y un barómetro para medir la presión del ambiente. Dos de estos instrumentos se muestran en las figuras 2a y 2b. La figura 2a muestra platos de resistencia fija múltiple, los cuales necesitan desensamblarse de la unidad cada vez que se cambia la resistencia del flujo. Un mejor diseño se presenta en la figura 2b, el cual tiene una restricción de flujo variable que puede ajustarse externamente sin desensamblar la unidad. El uso de un estándar de transferencia convencional tipo orificio, es empleado en el procedimiento de calibración, sin embargo, el uso de otro tipo de estándares de transferencia que reúna las especificaciones descritas anteriormente, como el que se muestra en la figura 2c, puede ser aprobado. 6.9 Condiciones ambientales para el filtro La temperatura debe controlarse entre 15 y 30ºC con una variación de ± 3ºC durante el periodo de equilibrio. La humedad debe controlarse en menos del 50% de la humedad relativa, constante dentro del ± 5%. 6.10 Balanza analítica Sensibilidad: 0,1 mg La cámara de pesaje debe estar diseñada para aceptar un filtro desdoblado de 20,3 x 25,4 cm. 6.11 Area de fuente de luz, similar a un visor de película de rayos X, para ver los filtros a contraluz para inspección visual.


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Estándares de transferencia de flujo tipo orificio

Estándar de transferencia de flujo tipo sin orificio

Platos de resistencia

Manómetro

Insertos entre el orificio y el plato bridado para cambiar de flujo

Ajuste de flujo continuo

Manómetro

Indicador de flujo

Ajuste de flujo continuo

2a. Orificio unitario usando platos de resistencia fijos

2b. Orificio preferiblemente unitario con resistencia externa

ajustable

2c. Medidor de flujo electrónico con resistencia externa ajustable

Figura 2. Diferentes tipos de estándares de transferencia de flujo normalizados. Todos los dispositivos están diseñados para ser montados en el área de entrada del filtro del muestreador 6.12 Mecanismo numerador, debe ser capaz de imprimir los números de identificación sobre los filtros antes de ser colocados a las condiciones ambientales requeridas, en caso de que no sean enumerados por el proveedor. 7. Procedimiento 7.1 Enumerar cada filtro si no lo está, cerca al borde, con un número único de identificación. 7.2 Inspeccionar a contraluz cada filtro para detectar huecos, partículas y otras imperfecciones. Los filtros con imperfecciones visibles no deben usarse. 7.3 Equilibrar cada filtro a las condiciones ambientales por lo menos durante 24 h. 7.4 Una vez equilibrado, se pesa cada filtro al miligramo más cercano y se registra su peso tara (Wi), con el número único de identificación del filtro. 7.5 No se debe inclinar o doblar el filtro antes de recolectar la muestra. 7.6 Abrir la cubierta e instalar un filtro prepesado y numerado en el muestreador, siguiendo las instrucciones del fabricante. Durante tiempo inclemente, se deben tomar precauciones mientras se cambian los filtros, para prevenir daños en el filtro limpio y pérdidas de muestra o

daños en el filtro usado. Los portafiltros que pueden ser cargados y descargados en el laboratorio pueden usarse para minimizar este problema. 7.7 Cerrar la cubierta y poner a funcionar el muestreador al menos por 5 min para estabilizar las condiciones de temperatura de la corrida. 7.8 Registrar la lectura del indicador de flujo, y si es necesario, la presión barométrica y la temperatura ambiente. Detener el muestreador. Determinar la velocidad de flujo del muestreador, si está por fuera del intervalo aceptable (1,1 a 1,7 m3/min), se debe usar un filtro diferente o ajustar la velocidad de flujo del muestreador. Advertencia: los ajustes significativos de la velocidad de flujo pueden afectar la calibración de los indicadores de flujo tipo orificio, y pueden necesitar recalibración. 7.9 Registrar la información de identificación del muestreador (número de filtro, localización o número de identificación, fecha de la muestra y tiempo de inicio). 7.10 Ajustar el reloj para iniciar y detener el muestreador de tal forma que transcurran 24 h. 7.11 Tan pronto sea el periodo de muestreo siguiente, se debe poner a funcionar el muestreador al menos durante 5 min para estabilizar nuevamente las condiciones de temperatura de la corrida.


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7.12 Registrar la lectura del indicador de flujo y de ser necesario, la presión barométrica (P3) y la temperatura ambiente (T3). Nota: no se necesitan las mediciones de temperatura o presión, si el indicador de flujo del muestreador no requiere correcciones de temperatura o de presión (por ejemplo, un medidor de flujo másico), o si la presión barométrica y la temperatura promedio del ambiente son incorporadas en la calibración del muestreador (véase numeral 8.3.9). Para correcciones individuales de temperatura y presión, se pueden obtener la presión y temperatura del ambiente por mediciones en el sitio o en una estación climática cercana. Las lecturas barométricas de presión obtenidas en aeropuertos, no corregidas al nivel del mar puede ser necesario corregirlas por diferencias en la elevación del sitio de muestreo y el aeropuerto. Para muestreadores que tengan registradores de flujo pero que no tengan controladores de flujo constante, la temperatura promedio y la presión en el sitio durante el muestreo deben estimarse a partir del servicio meteorológico u otro dato disponible. 7.13 Detener el muestreador y remover cuidadosamente el filtro, siguiendo las instrucciones del fabricante. Tocar únicamente los extremos del filtro (ver las precauciones del numeral 7.6) 7.14 Doblar el filtro por la mitad de tal forma que solo las superficies con material particulado recogido estén en contacto y retenidas en el filtro (se envuelve en papel transparente o en un sobre de manila). 7.15 Registrar el tiempo de finalización o tiempo transcurrido en el registro de la información del filtro, bien sea desde el tiempo de ajuste de parada, desde un indicador de tiempo transcurrido o desde un registro de flujo continuo. El periodo de muestreo debe ser 1440 ± 60 min para una muestra válida. 7.16 Consignar en el registro de información del filtro cualquier otro factor, tales como condiciones meteorológicas, actividades de construcción, fuego o tormentas de polvo, etc., que puedan ser pertinentes para la medición. Si se sabe que la muestra es defectuosa, evacúela inmediatamente. 7.17 Equilibrar el filtro expuesto a las condiciones ambientales al menos durante 24 h. 7.18 Inmediatamente después del equilibrio, se pesa nuevamente el filtro al miligramo más cercano y se registra el peso total con el número de identificación del filtro. (Véase el numeral 9 para cálculos de concentración de TSP).

8. Calibración 8.1 La calibración del indicador de flujo del muestreador de alto volumen o del sistema de control es necesaria para establecer la trazabilidad de las mediciones de campo a un estándar primario mediante un estándar de transferencia de velocidad de flujo. La figura 3a muestra la certificación del estándar de transferencia de velocidad de flujo y la figura 3b muestra su uso en la calibración del indicador de flujo del muestreador. La determinación de las velocidades de flujo corregidas a partir del indicador de flujo del muestreador, ilustrado en la figura 3c, será tratada en el numeral 9.1. Nota: El siguiente procedimiento de calibración aplica para un estándar de transferencia de flujo tipo orificio convencional y un indicador de flujo tipo orificio en el muestreador (los tipos más comunes). Otros tipos de estándares de transferencia pueden ser usados si el fabricante o usuario proveen un procedimiento de calibración modificado que sea apropiado y haya sido aprobado por la autoridad ambiental competente. 8.2 Certificación de los estándares de transferencia de flujo 8.2.1 Equipo requerido: Medidor de volumen estándar de desplazamiento positivo, trazable a patrones nacionales o internacionales, cronómetro, manómetro, termómetro y barómetro. 8.2.2 Conectar el estándar de transferencia de flujo a la entrada del medidor de volumen estándar. Conectar el manómetro para medición de presión a la entrada del medidor de volumen estándar. Conectar el manómetro de orificio a la llave de presión sobre el estándar de transferencia. Conectar una bomba de aire de alto volumen (tal como el ventilador del muestreador de alto volumen) a la salida del medidor de volumen estándar. (Véase la figura 3a). 8.2.3 Chequear las fugas apretando temporalmente las dos líneas del manómetro (para evitar pérdida de fluido) y bloqueando el orificio con un tapón de caucho de diámetro grande, cinta ancha de celofán u otros medios adecuados. Encender la bomba de aire de alto volumen y notar cualquier cambio en la lectura del medidor de volumen estándar. La lectura debería permanecer constante pero si cambia, se debe localizar cualquier fuga, escuchando un silbido o sonido muy suave y/o apretando todas las conexiones, asegurando que todos los acoples estén correctamente instalados.


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8.2.4 Después de comprobar que no hay fugas, como se describió anteriormente, se aflojan las abrazaderas en ambas líneas del manómetro y se ponen en cero ambos manómetros. 8.2.5 Obtener la velocidad de flujo adecuada a través del sistema, bien sea por medio de la resistencia del flujo variable en el estándar de transferencia o por variación del voltaje de la bomba de aire. (El uso de platos de resistencia,

como se muestra en la figura 2a, no es muy aconsejable porque el chequeo debe repetirse cada vez que se instala un nuevo plato). Se requieren al menos cinco velocidades de flujo, diferentes pero constantes, igualmente distribuidas, con al menos tres en el intervalo de velocidad de flujo especificado (1,1 a 1,7 m3/min).

3 a. CALIBRACIÓN DEL ESTÁNDAR DE TRANSFERENCIA DE

ORIFICIO

1. Determinaciones requeridas: Vm, t, T1, P1 y ∆∆∆∆H 2. Cálculo de flujo de volumen estándar Vstd=Vm((P1-∆∆∆∆P)/Pstd)(Tstd/T1)= Vm((P1-∆∆∆∆P)/Pstd)(298/T1) Qstd= Vstd/t

3 b. CALIBRACIÓN DEL MUESTREADOR

1. Determinaciones requeridas: (ver Tabla 1 en el paso 8.3.9 para la expresión involucrada) ∆∆∆∆H, T3, P3 e I

3 c. MEDICIÓN DE FLUJO DURANTE EL MUESTREO

1. Determinaciones requeridas: T3 - P3 e I (para correcciones específicas de P y T) I (Si la presión barométrica promedio y la temperatura local promedio han sido incorporadas en calibraciones previas)

Figura 3. Ilustración de los tres pasos en el proceso de medición de flujo 8.2.6 Medir y registrar los datos de certificación en un formato similar al que se ilustra en la figura 4, de acuerdo con los siguientes pasos. 8.2.7 Observar la presión barométrica y registrarla como P1 (ítem 8 en la figura 4). 8.2.8 Leer la temperatura ambiente en los alrededores del medidor de volumen estándar y registrarla como T1 (item 9 en la figura 4). 8.2.9 Encender el motor del ventilador, ajustar el flujo y dejar correr el sistema por lo menos 1 min hasta conseguir que la velocidad del motor sea constante. 8.2.10 Observar la lectura del medidor de volumen estándar y simultáneamente dar arranque al cronómetro. Registrar la lectura inicial del medidor (Vi) en la columna 1 de la figura 4.

8.2.11 Mantener esta velocidad de flujo constante hasta que al menos 3,0 m3 de aire hayan pasado a través del medidor de volumen estándar. Registrar la lectura de presión del manómetro de la entrada del medidor de volumen estándar como ∆P (columna 5 en la figura 4), y la lectura del manómetro de orificio como ∆H (columna 7 en la figura 4). Se debe asegurar que se indiquen las unidades correctas de medición. 8.2.12 Después de que al menos 3,0 m3 de aire hayan pasado a través del sistema, observar la lectura del medidor de volumen estándar y simultáneamente detener el cronómetro. Registrar la lectura final del medidor (Vf) en la columna 2 y el tiempo transcurrido (t) en la columna 3 de la figura 4. 8.2.13 Calcular el volumen medido por el medidor de volumen estándar a las condiciones de temperatura y presión como Vm = Vf-Vi. Registrar en la columna 4 de la figura 4.


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8.2.14 Corregir este volumen al volumen estándar (m3 estándar) como sigue:

( )[ ]( )1//1 TTPPPVmV stdstdstd ∆−=

Donde: Vstd = volumen estándar, m3 estándar Vm = volumen real medido por el medidor de volumen estándar P1 = presión barométrica durante la calibración, kPa o mm Hg ∆P = presión diferencial a la entrada del medidor de volumen, kPa o mm Hg Pstd = 101 kPa o 760 mm Hg

Tstd = 298 K T1 = temperatura ambiente durante la calibración, K Calcular la velocidad de flujo estándar como sigue: tVQ stdstd /=

Donde: Qstd = velocidad de flujo volumétrico estándar, m3 estándar /min t = tiempo transcurrido, minutos Registrar Qstd al 0,01 m3 estándar/min más cercano en la columna 6 de la figura 4.

HOJA DE CERTIFICACION DEL ESTANDAR DE TRANSFERENCIA DE ORIFICIO (1) (2) (3) (4) (5) (6) (7) (7a)

Cor

rida

No.

Lectura inicial

del medidor, Vi (m3)

Lectura final del medidor, Vf (m3)

Tiempo de

muestreo, t (min)

Medición de

volumen, Vm (m3)

Presión diferencial (entrada

medidor de volumen), ∆P

(mm Hg o kPa)

(X) Velocida

d de flujo Qstd

(m3 std/min)

Caída de presión a través del

orificio, ∆H (pulg o cm de

agua)

(Y) √∆H(P1/Pstd

)(298/T1)

1 2 3 4 5 6 REGISTRO DE DATOS DE CALIBRACIÓN CÁLCULOS DE ECUACIONES Medidor de volumen estándar No.:___________ (1) Vm = Vf-Vi Tipo de estándar de transferencia: Orificio___ Otro ___ Modelo No. _____ Serie No. _____ (2) Vstd = Vm [(P1 - ∆P)/Pstd] (Tstd/T1) (8) P1 ___________ mm Hg o kPa (10) Pstd: 760 mm Hg (o 101 kPa) (9) T1 ___________ K (11) Tstd: 298 K (3)Qstd = Vstd / t Calibración desarrollada por: ___________________________ Fecha: _____________________________________________ CALCULO MINIMOS CUADRADOS Ecuación de regresión lineal (Y = mX + b) de Y = √∆H(P1/Pstd)(298/T1) con X = Qstd para orificios de calibración unitaria (por ejemplo, √∆H(P2/Pstd)(298/T1) = m Qstd + b) Pendiente (m) : ______ Intercepto (b) : ________ Coeficiente de correlación (r) : __________ Para usar en subsecuentes calibraciones: X= (1/m)(y-b); Qstd = (1/m) [√∆H(P2/Pstd)(298/T2)] - b

Figura 4. Ejemplo de una hoja de trabajo para certificación del estándar de transferencia de orificio


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8.2.15 Repetir los pasos 8.2.9 a 8.2.14 para al menos cuatro velocidades de flujo constantes adicionales, igualmente espaciadas en un intervalo aproximado de 1,0 a 1,8 m3

estándar/min. 8.2.16 Calcular para cada flujo

( )( )1/298/1 TPPH std∆

(columna 7a de la figura 4) y dibujar estos valores contra Qstd como se muestra en la figura 3a. Se debe asegurar el uso de unidades consistentes (kPa o mm Hg) para presión barométrica. Se debe dibujar la curva de certificación del estándar de transferencia del orificio o calcular la pendiente (m) y el intercepto (b) de la curva de certificación, por el método de mínimos cuadrados:

( )( ) bQmTPPH stdstd +×=∆ 1/298/1

Véanse las figuras 3 y 4. El gráfico de certificación debe ser legible a 0,02 m3

estándar/min. 8.2.17 Recalibrar el estándar de transferencia anualmente o según sea requerido por los procedimientos aplicables de control de calidad. 8.3 Calibración del indicador de flujo del muestreador Nota: Para muestreadores equipados con un mecanismo controlador de flujo, éste debe ser inhabilitado para permitir cambios de flujo durante la calibración del indicador de flujo del muestreador, o también puede usarse la calibración alterna del controlador de flujo que se explica en 8.4. Para muestreadores que usan indicadores de flujo tipo orificio a la salida del motor, no se debe variar la velocidad de flujo por ajuste del voltaje o suministro de corriente al muestreador. 8.3.1 Para registrar los datos de calibración se debe usar un formato similar al que se ilustra en la figura 5. 8.3.2 Conectar el estándar de transferencia a la entrada del muestreador. Conectar el manómetro de orificio a la llave de presión del orificio, como se ilustra en la figura 3b. Se debe asegurar que no haya fugas entre la unidad del orificio y el muestreador. 8.3.3 Operar el muestreador al menos por 5 minutos para establecer el equilibrio térmico previo a la calibración.

8.3.4 Medir y registrar la temperatura ambiente, T2, y la presión barométrica, P2, durante la calibración. 8.3.5 Ajustar la resistencia variable o, si es aplicable, insertar los platos de resistencia apropiados (o ningún plato) para conseguir la velocidad de flujo deseada. 8.3.6 Dejar funcionar el muestreador al menos por 2 min para reestablecer las condiciones de temperatura de la corrida. Leer y registrar la caída de presión a través del orificio (∆H) y la indicación de velocidad de flujo del muestreador (I) en las columnas respectivas de la figura 5. 8.3.7 Calcular:

( )( )2/298/2 TPPH std∆

y determinar la velocidad de flujo en condiciones estándar (Qstd), bien sea gráficamente a partir de la curva de certificación o mediante el cálculo de Qstd a partir de la pendiente y el intercepto por el. método de mínimos cuadrados de la curva de certificación transpuesta del estándar de transferencia:

( )( )[ ]bTPPHmQ stdstd −∆= 2/298/2/1

Registrar el valor de Qstd en la figura 5. 8.3.8 Repetir los pasos 8.3.5, 8.3.6 y 8.3.7 para velocidades de flujo adicionales distribuidas en un intervalo que incluya 1,1 a 1,7 m3estándar /min. 8.3.9 Determinar la curva de calibración graficando los valores de la expresión que involucra I, seleccionada de la Tabla 1, contra Qstd. La selección de la expresión de la Tabla 1 depende del mecanismo empleado para la medición de la velocidad de flujo (véase numeral 6.4.1) y si la curva de calibración incorpora el promedio de la presión barométrica del sitio geográfico (Pa) y la temperatura promedio local del sitio (Ta) para aproximar la presión y temperatura reales. Donde Pa y Ta puedan determinarse para un sitio y un periodo del año de tal forma que la presión barométrica y temperatura reales en el sitio no varíen más de 60 mm Hg (8 kPa) para Pa o ± 15ºC para Ta, respectivamente, pueden usarse Pa y Ta para evitar los cálculos subsecuentes de presión y temperatura al utilizar el muestreador. El promedio de la presión barométrica del sitio geográfico (Pa) puede estimarse en una tabla de presión – altitud o haciendo una corrección aproximada por elevación de -26 mm Hg (-3.46 kPa) por cada 305 m sobre el nivel del mar (760 mm Hg o 101 kPa). La temperatura promedio


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local (Ta) puede estimarse a partir de estaciones meteorológicas u otros registros. Se debe asegurar el uso de unidades consistentes para la presión barométrica (mm Hg o kPa). 8.3.10 Dibujar la curva de calibración o calcular por el método de mínimos cuadrados la pendiente (m), el intercepto (b) y el coeficiente de correlación de la curva de calibración: [Expresiones de la Tabla 1] = mQstd + b. Véanse las figuras 3 y 5. Las curvas de calibración deben ser legibles a 0,02 m3 estándar /min. 8.3.11 Para un muestreador equipado con un controlador de flujo, el mecanismo de control de flujo debe ser rehabilitado y ajustado a un flujo cercano al límite inferior para permitir máximo control del intervalo. La velocidad de flujo de la muestra debe verificarse en ese momento con un filtro limpio instalado. Luego se adicionan dos o más filtros al muestreador para ver si el controlador de flujo mantiene un flujo constante; Esto es particularmente importante para grandes altitudes donde el intervalo del controlador de flujo puede reducirse. 8.4 Calibración alterna de muestreadores de flujo controlado Un muestreador de flujo controlado puede calibrarse solamente a su velocidad de flujo controlada, siempre y cuando la historia de operación previa del muestreador demuestre que la velocidad de flujo es estable y confiable. En este caso, el indicador de flujo puede permanecer descalibrado pero debe usarse para indicar cualquier cambio relativo entre los flujos inicial y final, y el muestreador debe recalibrarse con mayor frecuencia para minimizar las pérdidas potenciales de muestra debido a mal funcionamiento del controlador. 8.4.1 Ajustar el controlador a un flujo cercano al límite inferior del intervalo de flujo para permitir máximo control del intervalo. 8.4.2 Instalar un filtro limpio en el muestreador y realizar los pasos 8.3.2, 8.3.3, 8.3.4, 8.3.6 y 8.3.7. 8.4.3 Siguiendo la calibración, añadir uno o más filtros limpios adicionales al muestreador, reconectar el estándar de transferencia y operar el muestreador para verificar que el controlador mantiene la misma velocidad de flujo calibrada; esto es particularmente importante a grandes altitudes donde el intervalo del controlador de flujo puede reducirse.

9. Cálculo de la concentración de partículas suspendidas totales (TSP) 9.1 Determinar el promedio de la velocidad de flujo del muestreador durante el periodo de muestreo de acuerdo con lo establecido en los numerales 9.1.1 o 9.1.2, que se presentan a continuación: 9.1.1 Para un muestreador sin registrador de flujo continuo, determinar la expresión apropiada a ser usada a partir de la tabla 2 correspondiente a la usada de la tabla 1 en el paso 8.3.9. Empleando esta expresión, determinar Qstd para la velocidad de flujo inicial a partir de la curva de calibración del muestreador, bien sea gráficamente o a partir de la ecuación de regresión transpuesta: Qstd = 1/m ([Expresión apropiada de la tabla 2] - b) En forma similar, determinar Qstd de la lectura de flujo final, y calcular el flujo promedio Qstd como la mitad de la suma de las velocidades de flujo inicial y final. Tabla 1. Expresiones para graficar curvas de

calibración de muestreadores

EXPRESIONES

TIPO DE DISPOSITIVO DE

MEDICIÓN DE VELOCIDAD DE

FLUJO DEL MUESTREADOR

PARA CORRECCIONES REALES DE

PRESIÓN Y TEMPERATUR

A

PARA INCORPORACIÓN

DE PRESIÓN PROMEDIO

GEOGRÁFICA Y TEMPERATURA

PROMEDIO LOCAL

Medidor de flujo de masa

I I

Indicador de orificio y presión

√I(P2/Pstd)(298/T2) √I(P2/Pa)(Ta/T2)

Rotámetro o registrador de orificio y presión con una escala de raíz cuadrada*

I√(P2/Pstd)(298/T2)

I√(P2/Pa)(Ta/T2)

* Esta escala es reconocible por sus divisiones no uniformes y es la más común para muestreadores Hi-vol. Tabla 2. Expresiones para determinar la

velocidad de flujo durante la operación del muestreador

EXPRESIONES

TIPO DE DISPOSITIVO DE MEDICIÓN DE VELOCIDAD DE FLUJO DEL MUESTREADOR

CORRECCIONES PARA PRESIÓN Y TEMPERATURA ACTUALES

PARA USO CUANDO LA PRESIÓN PROMEDIO GEOGRÁFICA Y LA TEMPERATURA PROMEDIO LOCAL HAN SIDO INCORPORADOS DENTRO DE LA CALIBRACIÓN DEL MUESTREADOR


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Medidor de flujo de masa

I I

Indicador de orificio y presión

√I(P3/Pstd)(298/T3)

√I

Rotámetro o registrador de orificio y presión con una escala de raíz cuadrada*

I√I(P3/Pstd)(298/T3)

I

* Esta escala es reconocible por sus divisiones no uniformes y es la más común para muestreadores Hi-vol

Figura 5. Ejemplo de una hoja de calibración para muestreadores de alto volumen 9.1.2 Para un muestreador con registrador de flujo continuo, determinar la lectura del mecanismo de velocidad de flujo promedio, I, para el periodo. Determinar la expresión apropiada de la tabla 2, correspondiente a la usada de la tabla 1 en el paso 8.3.9. Luego, usando esta expresión y la lectura de la velocidad de flujo promedio, determinar Qstd a partir de la curva de calibración del muestreador, bien sea gráficamente o a partir de la ecuación de regresión transpuesta:

Qstd = 1/m ([Expresión apropiada de la tabla 2] - b) Si la señal presenta un cambio de flujo sustancial durante el periodo de muestreo, se puede obtener mayor exactitud dividiendo el periodo de muestreo en intervalos y calculando una lectura promedio antes de determinar Qstd. 9.2 Calcular el volumen total de aire muestreado, como: tQV std ×=


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donde: V = volumen total de aire muestreado, en unidades de volumen estándar, m3 estándar Qstd = velocidad de flujo estándar promedio, m3 estándar/min T = tiempo de muestreo, min. 9.3 Calcular y reportar la concentración de material particulado como:

( ) VWiWfTSP /106×−=

donde: TSP = concentración másica de material particulado suspendido total, µg/m3 estándar Wi = peso inicial del filtro limpio, g Wf = peso final del filtro expuesto, g V = volumen de aire muestreado, convertido a condiciones estándar, m3 estándar 106 = conversión de g a µg 9.4 Si se desea, la concentración real de material particulado (Véase numeral 2) puede calcularse como sigue:

( )( )3/298/3 TPstdPTSPTSPa =

donde: TSPa = concentración real a las condiciones de campo, µg/m3 TSP = concentración a condiciones estándar, µg/m3 estándar P3 = presión barométrica promedio durante el periodo de muestreo, mm Hg Pstd = 760 mm Hg (o 101 kPa) T3 = temperatura ambiente promedio durante el periodo de muestreo, K 10. Referencia Reference Method for the Determination of Suspended Particulate Matter in the Atmosphere (High -Volume Method). Code of Federal Regulations. Appendix B to Part 50, 1997


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DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MASICA DE OZONO. METODO DE QUIMIOLUMINISCENCIA

1. Generalidades Este protocolo especifica un método de quimioluminiscencia para la determinación de la concentración másica de ozono en el aire ambiente entre 2 µg/m3 [0,001 ppm (V/V)] y 10 mg/m3 [5 ppm (V/V)] a las condiciones de referencia de 25ºC y 101,3 kPa. La fotometría ultravioleta (UV) se especifica como el método de calibración primario debido a su exactitud comprobada y a su especificidad para el ozono. El uso de estándares de transferencia se permite si han sido calibrados previamente contra el método de calibración primario. 2. Limitaciones La reacción quimioluminiscente del ozono con el etileno no está sujeta a interferencia de ninguno de los contaminantes de aire comunes. Sin embargo, si no se retira el material particulado, se acumulará en la línea de muestreo y puede causar destrucción mensurable del ozono. Si se deja penetrar material particulado a la cámara de reacción del analizador, no solo dispersará la luz emitida, sino que se acumulará en la ventana óptica, causando con ello una mayor atenuación de la luz emitida. De igual forma, el óxido de nitrógeno (II) presente en el aire al que se ha hecho la muestra, reaccionará en alguna medida con el ozono del ambiente; por lo tanto, el tiempo durante el cual el aire del ambiente permanece en la línea de muestreo deberá ser lo suficientemente corto para mantener este efecto en el mínimo. Nota: Algunos investigadores han reportado que a una humedad relativa del 80% y a 22ºC, las respuestas para algunos analizadores de quimioluminiscencia comerciales fueron alrededor del 10% más altas que para aire seco. Sin embargo, las comparaciones de las mediciones del ozono del ambiente utilizando analizadores de quimioluminiscencia comerciales y fotométricos UV no presentaron diferencias significativas. Esto sugiere que en la práctica cualquier error asociado con calibraciones utilizando aire seco, se compensa por otros efectos. 3. Definición Para este protocolo se aplica la siguiente definición.

Estándar de transferencia: Aparato (portátil) con procedimientos operacionales asociados, que es capaz de medir con exactitud o de reproducir los estándares de concentración de ozono que están relacionados cuantitativamente con el estándar primario certificado. 4. Principio La muestra de aire se extrae continuamente a una tasa de flujo constante a través de un filtro de partículas antes de entrar en el analizador de quimioluminiscencia. Entonces fluye a una cámara de reacción en donde es mezclada con el flujo excedente de etileno. El ozono y el etileno reaccionan inmediatamente para producir luz en la región visible a una longitud de onda máxima de aproximadamente 400 nm. La intensidad de la luz emitida es proporcional a la concentración de ozono en la muestra de aire y se mide con un tubo fotomultiplicador. La tensión resultante se amplifica, se revela y calibra en términos de la concentración de ozono del ambiente. 5. Reactivos y materiales 5.1 Línea de muestreo La línea de muestreo se debe fabricar de un material inerte al ozono, tal como el vidrio o un polímero de fluorocarbono y deberá ser lo más corta posible para reducir al mínimo el tiempo que la muestra de aire permanece allí. Cualquier óxido de nitrógeno (II) del ambiente presente en la muestra de aire reaccionará con parte del ozono durante el tiempo que permanece en la línea de muestreo. Esta reducción del ozono es una función complicada de la relación de concentración másica ρ(O3)/ρ(NO), y la diferencia de concentraciones de masa ρ(O3) - ρ(NO). Los cálculos han demostrado que si el tiempo de residencia es menor de 0,5 s, la reducción en el ozono inicial será menos del 1% para la mayor parte de las concentraciones de ozono del ambiente y de óxido de nitrógeno (II) encontradas. Por lo tanto se recomienda escoger la longitud de la línea de muestreo y la velocidad de bombeo, de manera que el tiempo que el aire permanece en la línea de muestreo sea menor de 0,5 s. Sin embargo, en situaciones de monitoreo de rutina se permite un tiempo hasta de 5 s. Cualquier línea de muestreo o tubo múltiple antes del filtro deberán estar limpios. Se deberán tomar las precauciones apropiadas para evitar condensación dentro de la línea de muestreo, por ejemplo, calentando la línea. 5.2 Filtro de partículas


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El filtro y el soporte se deberán fabricar de un material inerte al ozono, tal como un polímero de fluorocarbono y deberá retirar todas las partículas que puedan alterar el funcionamiento del analizador. Se deberá cambiar con regularidad, dependiendo de las concentraciones de partículas del ambiente en el sitio del muestreo. Esto es necesario, debido a que la acumulación excesiva de partículas en el filtro puede ocasionar pérdida de ozono de la muestra de aire y una caída de presión excesiva a través del filtro. Notas: - Con frecuencia se utiliza un filtro con 5 µm de tamaño de poro. - En general los filtros nuevos necesitan algún tiempo de acondicionamiento a la atmósfera del ambiente. Como resultado, se ha observado que las concentraciones másicas medidas de ozono se reducen temporalmente de un 5 a 10% en periodos de 5 a 15 min inmediatamente después de los cambios de filtro. 5.3 Etileno De 99,5% de pureza mínima. Advertencia: El etileno tiene un límite explosivo menor de 27,5 L/m3. Cualquier exceso se deberá descargar al exterior o si es necesario se deberá retirar químicamente, especialmente en lugares en donde se están midiendo hidrocarburos. Se deben observar las precauciones normales cuando se utilice el gas inflamable. 5.4 Aire cero Requerido en el procedimiento de calibración del analizador. Deberá estar libre de ozono, óxidos de nitrógeno y cualquier otra sustancia interferente que pueda causar una respuesta positiva o negativa indeseada, ya sea en el fotómetro ultravioleta o en el analizador de quimioluminiscencia. La respuesta del analizador de quimioluminiscencia del ozono se afecta por el contenido de oxígeno en la muestra de gas. Por lo tanto, si se utiliza aire sintético, el contenido de oxígeno deberá estar entre ±2% de la concentración atmosférica de 20,9%. 6. Aparatos 6.1 Analizador de quimioluminiscencia Está compuesto de los sistemas de entrada de flujo de etileno y de muestra, una cámara de

reacción a temperatura constante acoplada a un detector fotomultiplicador y un sistema electrónico de procesamiento de señal acompañante. Se deberá disponer de un medidor de flujo, si no es parte integral del analizador, para verificar que el flujo cumple las especificaciones del instrumento. En la figura 1 se presenta un sistema típico de un diagrama esquemático. 6.2 Aparato para calibración Se deberá utilizar un sistema de calibración de ozono (véase el diagrama esquemático simplificado de la figura 2). Nota. Un sistema equivalente sería uno que utiliza solamente la línea de aire con el generador de ozono para llevar el aire cero y el ozonizado al tubo múltiple, eliminando con esto la necesidad de una válvula de dos pasos de cuatro entradas 6.2.1 Fotómetro ultravioleta Para calibración primaria consta únicamente de una lámpara de descarga de mercurio de baja presión, una celda de absorción sencilla o doble y un sistema electrónico para procesamiento de señal. Su mantenimiento se deberá realizar meticulosamente. Para evitar generación de ozono dentro de la celda de absorción se deberá insertar una ventana de vidrio con alto contenido de sílice (o equivalente) entre la lámpara de mercurio y la celda de absorción, para retirar la línea de 185 nm Hg pero transmitir la línea de medición de 253,7 nm Hg. El detector deberá estar en capacidad de medir la transmitancia a través de la celda de absorción en una longitud de onda de 253,7 nm con menos del 0,5% de la radiación detectada de otras longitudes de onda (los fotodiodos de vacío con teluro de cesio cumplen este requisito). La longitud de la trayectoria de la luz a través de la celda de absorción deberá tener una exactitud mayor del 0,5% y la celda y la instalación de guías de ondas se deberán diseñar para minimizar la pérdida de superficie del ozono. Se deberán tomar disposiciones para medir la temperatura y la presión del gas en la celda de absorción (véanse los numerales 6.2.8 y 6.2.9). En la figura 2 se presenta el esquema simplificado de un sistema de fotómetro. 6.2.2 Generador de ozono Para generar concentraciones de ozono estables que a su vez son medidas por el fotómetro calibrado (véase el numeral 6.2.1). El generador de ozono deberá estar en capacidad de producir concentraciones de ozono estables en el intervalo de medición a la tasa de flujo requerida y durante todo el periodo de


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calibración. Si no hay a disposición un generador de ozono variable, el sistema de calibración debe incluir un medio para diluir adecuadamente el ozono con el aire cero adicional (véase el numeral 5.4). En tal caso se deberá instalar una cámara de mezclado antes del tubo múltiple de salida. Advertencia. El ozono es un gas tóxico con un valor límite permisible (VLP) en el aire de 0,1 mL/m3 y cualquier exceso se debe descargar en un depurador de carbón activado o en el exterior (en un sitio retirado de donde se toman muestras).


Medidor de flujo

Entrada de

etileno


Medidor de flujo

Bomba

Controlador de temperatura

Alimentación de potencia

Entrada de muestra

Escape

Enfriador termoeléctrico Filtro de partículas

Cámara de reacción

Ventana de cuarzo

Amplificador Registrador Tubo fotomultiplicador

Figura 1. Diagrama esquemático de un analizador de ozono por quimioluminiscencia

6.2.3 Controladores de flujo de aire Deben tener capacidad para mantener un flujo de aire estable durante todo el periodo de calibración. 6.2.4 Medidores de flujo de aire Deben ser de cualquier tipo adecuado para medir el flujo de aire requerido. Nota. En los cálculos no se utiliza el flujo de aire real; éste se utiliza solamente para obtener las concentraciones normales requeridas en el proceso de calibración. 6.2.5 Bomba de aire Se utiliza para extraer el flujo de muestra requerido a través de la celda de absorción. 6.2.6 Tubo múltiple de salida

Debe estar fabricado de materiales inertes al ozono, tales como el vidrio o un polímero de fluorocarbono. Debe tener el diámetro suficiente y debe tener un respiradero para asegurar una presión atmosférica igual adentro y afuera del tubo. El respiradero debe estar localizado de manera que se evite la intrusión de aire del ambiente. 6.2.7 Válvula de dos pasos con cuatro puertas Su superficie interior debe ser fabricada de un material inerte al ozono, por ejemplo, un polímero de fluorocarbono. Cuando se utiliza un sistema de calibración como el que se presenta en la figura 2, se deberá usar una válvula de dos pasos y cuatro puertas o algún sistema de válvulas equivalente para el intercambio de flujo entre aire cero y la atmósfera del ensayo de ozono, en el tubo múltiple. 6.2.8 Indicador de temperatura Debe tener capacidad de medir la temperatura con una exactitud de 0,1ºC.


100

6.2.9 Indicador de presión Debe tener capacidad de medir la presión con una exactitud de ±0,1 kPa. 7. Procedimiento 7.1 Operación del analizador de quimioluminiscencia Se instala el instrumento en un sitio adecuado y se siguen las instrucciones de operación del fabricante para el analizador específico que se utiliza, con el fin de

ajustar los diferentes parámetros, incluyendo las tasas de flujo de etileno y de muestra. Es necesario realizar una verificación para asegurarse de que se cumplen o se superan las características de funcionamiento del fabricante. Si es necesario, la ubicación también deberá tener temperatura controlada, de manera que se minimice el efecto de la dependencia de temperatura del instrumento. (Véase el anexo A para las especificaciones de funcionamiento típico). Se introduce la muestra de aire en el instrumento y se registra la concentración de ozono por medio de un dispositivo de registro adecuado (por ejemplo, un cuadro de registro, un sistema de adquisición electrónica de datos, etc.).

Controlador

de flujo

Controlador

de flujo

Generador de

O3

Manifold de salida

Aire cero

Venteo

Salida extra

A la entrada del analizador

que se calibra

Venteo

Válvula de

dos vías

Fotómetro UV

Detector

Procesador

electrónico de senales

Celda de Absorción Fuente

Controlador

de flujo

Medidor de

flujo Bomba

Escape

Fz

Fz

Sistema

óptico

Figura 2. Diagrama de un sistema típico de calibración fotométrica UV. Nota. Durante la operación continua del instrumento se recomienda llevar a cabo una calibración multipunto cada 3 meses. Además, llevar a cabo semanalmente revisiones operacionales de cero e intervalo total de la escala de los instrumentos. 7.2 Calibración del analizador de quimioluminiscencia 7.2.1 Principio En la figura 2 se presenta un diagrama esquemático de un sistema de calibración fotométrica ultravioleta. Se generan diferentes concentraciones de ozono (en el aire) y se miden con exactitud con un fotómetro ultravioleta de calibración primaria. El muestreo se hace a estas atmósferas de calibración del ozono simultáneamente con un analizador de quimioluminiscencia a través de un tubo múltiple común. Las respuestas del analizador se trazan contra

las concentraciones de ozono medidas por el fotómetro ultravioleta. Alternativamente, un método de calibración que utiliza un estándar de transferencia se puede calibrar contra el fotómetro ultravioleta y usar para calibrar el analizador de quimioluminiscencia en el sitio del muestreo. 7.2.2 Procedimiento de calibración utilizando un estándar primario de UV Durante el procedimiento de calibración el analizador de quimioluminiscencia se deberá operar a su temperatura y tasa de flujo correctos. La calibración incluye mediciones utilizando aire cero (véase el numeral 5.4) y al menos cuatro concentraciones de ozono (utilizando el generador descrito en el numeral 6.2.2) que deberán estar espaciadas razonablemente para cubrir el intervalo que se va a medir. Para todas las mediciones, el flujo de entrada al tubo múltiple deberá superar al menos en 10% el flujo total requerido por los


101

instrumentos unidos a este tubo múltiple, con el exceso que descarga apropiadamente a presión atmosférica. En el procedimiento de calibración detallada se llevan a cabo los siguientes pasos: - Ensamble del aparato, como se ilustra en la figura 2 - Se introduce aire cero en el tubo múltiple. Se ajusta el control cero del analizador de ozono que se está calibrando hasta que indique una lectura de cero y se ajusta a transmitancia del fotómetro al 100%. - Se ajusta la salida del generador de ozono para generar la atmósfera de ozono más concentrada que se requiere. - Se gira la válvula para introducir la atmósfera de ozono en el tubo múltiple. - Se registra la transmitancia en el fotómetro a 254 nm y también la temperatura y la presión en la celda fotométrica. - Se ajusta el intervalo total de la escala sobre el analizador de ozono que se está calibrando, a la concentración de ozono calculada utilizando la ecuación 1 (véase el numeral 8.1). - Se generan y miden al menos otras tres concentraciones de ozono sobre la escala del analizador de ozono, ajustando la intensidad del generador de ozono. - Para cada concentración de ozono generada se registra la concentración de ozono y la respuesta del analizador correspondiente. - Se grafican las respuestas del analizador de ozono vs. las concentraciones de ozono correspondientes en condiciones normalizadas, y se traza la curva de calibración del analizador de ozono o se calcula el factor de respuesta apropiado. Notas: - La repetición de esta calibración para estimar la incertidumbre de la calibración se considera opcional. - Una pequeña fracción de ozono se puede perder al contacto con las paredes de la celda del fotómetro y otras superficies internas. Por lo tanto, para una máxima exactitud, esta pérdida de ozono se debe determinar cuantitativamente y usar para corregir la concentración de salida. 7.2.3 Procedimiento de calibración para el estándar de transferencia Se debe considerar la utilización de un estándar de transferencia cuando el fotómetro ultravioleta de calibración primaria no se encuentre a disposición, por ejemplo, en el sitio del analizador de

quimioluminiscencia. Cuando se utiliza este procedimiento, se sigue la calibración descrita en el numeral 7.2.2 utilizando el estándar de transferencia en lugar del patrón del fotómetro UV. El estándar de transferencia deberá cumplir los siguientes requisitos: - Se deberá establecer su exactitud contra el método fotométrico UV de calibración primaria y esta exactitud se deberá mantener dentro de ±5% entre calibraciones primarias sucesivas. - La trazabilidad para el estándar fotométrico UV primario se deberá establecer mínimo una vez al año. Notas: - El método de calibración recomendado para el estándar de transferencia (portátil) es un sistema de fotómetro UV secundario con su propio aire cero y zona de suministro. Otros dos métodos de calibración aceptables para estándares de transferencia, aunque menos convenientes que el método fotométrico UV, son la titulación por fase gas del exceso de óxido nítrico (o viceversa) y el método de yoduro de potasio – bromuro de potasio (KIBR) con regulación neutra, con base en laboratorio. - Existen otros métodos de calibración con base en laboratorio, para estándares de transferencia que son menos convenientes o posiblemente menos exactos. Dentro de ellos se encuentran: - El método de yoduro de potasio - bromuro de potasio - tiosulfato (KIBRT) con regulación neutra - El método de yoduro de potasio regulado con ácido bórico (BAKI) - Una fuente de ozono estable con salida variable 8. Expresión de los resultados 8.1 Concentración del ozono de calibración La concentración másica del ozono ρ(O3) se calcula en microgramos por metro cúbico, en el tubo múltiple a las condiciones de referencia (25ºC y 101,3 kPa) utilizando la siguiente ecuación:

( ) ( )[ ] [ ]53 1044.1298//ln3.101 −××××−= lolTOρ (1)

Donde, b = es la longitud de la trayectoria óptica, en metros I/Io = es la transmitancia de la muestra de ozono P = es la presión en la celda del fotómetro, en kilopascales T = es la temperatura de la celda del fotómetro, en kelvin 1,44 x 10-5 = es el coeficiente de absorción del ozono en metros cuadrados por microgramo


102

8.2 Concentración de ozono de la muestra Se convierten las lecturas del analizador de quimioluminiscencia a las concentraciones másicas, utilizando la curva de calibración apropiada. Los resultados se reportan en microgramos por metro cúbico (µg/m3) a 25ºC y 101,3 kPa, o como partes por millón en volumen (ppm (V/V)). Para el ozono, 1 ppm es equivalente a 1960 µg/m3 a 25ºC y 101,3 kPa. 8.3 Precisión La precisión total con una probabilidad del 95% para la generación y medición fotométrica con UV de las atmósferas de calibración de ozono deberá ser superior al 5%; la misma precisión global se deberá aplicar para el método de calibración del estándar de transferencia. Nota. Algunos estudios han demostrado que la precisión de las calibraciones con ozono para fotometría UV se puede encontrar entre ±1% si se tiene cuidado al operar el sistema. En combinación con el método de quimioluminiscencia y debido a la variabilidad en las técnicas de laboratorio, se espera que la precisión total del análisis de ozono del aire del ambiente se encuentre en ±3,5%. 8.4 Exactitud La exactitud del método se estima que es superior a ±10% de la concentración medida. Nota. La exactitud del método de quimioluminiscencia dependerá del método del fotómetro al cual se hace referencia. La exactitud de la referencia al fotómetro UV estará limitada por la exactitud del coeficiente de absorción (±1,5%) y las mediciones de transmitancia, presión, temperatura, pérdidas de ozono, etc. Cuando se utiliza un estándar de transferencia, se presentarán inexactitudes adicionales inherentes al mismo. 9. Informe de ensayo El informe de ensayo deberá contener la siguiente información: - Una referencia a este protocolo - La identificación completa de la muestra - Los resultados - Cualquier característica inusual percibida durante la determinación 10. Referencia International Organization for Standardization. ISO 10313. Ambient air. Determination of the mass concentration of ozone. Chemiluminiscence method. Geneve, 1993

ANEXO A

CARACTERÍSTICAS DE FUNCIONAMIENTO TÍPICO Y ESPECIFICACIONES PARA EL ANALIZADOR DE

OZONO PARA QUIMIOLUMINISCENCIA Las especificaciones presentadas a continuación son informativas. No se deben interpretar como aplicables a ningún instrumento en particular. - tiempo de celda: 10 s - tiempo de ascenso: 10 s - tiempo de retraso: 3 s - límite de detección inferior: 2 µg/m3 - salida: 0 a 100 mV escala total - intervalo: 0 a 10 mg/m3 - repetibilidad: 4% - tasa de flujo de muestra: 0,5 L/min - inestabilidad del intervalo de la escala total: 5% por semana, <3% en 24 h en un intervalo de 200 µg/m3 - periodo de operación sin atención: 7 d - inestabilidad cero: igual a la inestabilidad del intervalo de la escala total - intervalo de temperatura de operación: 10 a 40ºC - tiempo de calentamiento: 2 h


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DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MASICA DE DIOXIDO DE AZUFRE. METODO DE TETRACLORUROMERCURATO (TCM)/PARARROSANILINA

1. Alcance Este protocolo especifica un método espectrofotométrico conocido como el método de tetracloromercurato (TCM)/pararrosanilina, para la determinación de la concentración másica de dióxido de azufre en el aire ambiente dentro del intervalo de 20 µg/m3 hasta aproximadamente 500 µg/m3. El periodo de muestreo es de 30 a 60 min. Si se utiliza un periodo de muestreo mayor de 60 min o se esperan concentraciones mayores de dióxido de azufre (aproximadamente hasta 2000 µg/m3), es necesario asegurarse de que no se sobrepasan las concentraciones de dióxido de azufre en la solución de absorción especificadas en el numeral 5. Esto se puede lograr mediante una reducción en la tasa de flujo volumétrico durante el muestreo. Las soluciones de muestreo obtenidas mediante este procedimiento se pueden almacenar hasta por 24 h antes de hacer las mediciones, siempre y cuando se mantengan refrigeradas a 5ºC. Las sustancias que pueden estar presentes en el aire y que se sabe interfieren el muestreo, se incluyen en el numeral 6.5. Las indicaciones de la precisión y exactitud del método y el límite de detección inferior se presentan en el numeral 7.2. El límite de detección, las desviaciones estándar y las interferencias califican el método TCM para orientar las mediciones de campo en el intervalo de concentración mayor. Cuando son necesarias mediciones más exactas, se deben utilizar instrumentos especialmente ensayados y calibrados. 2. Principio Absorción del dióxido de azufre presente en la muestra de aire mediante el paso a través de una solución de tetracloromercurato de sodio (TCM) (o potasio), dentro de un periodo especificado, que da como resultado la formación de un complejo de diclorosulfitomercurato. Destrucción de cualquier ión nitrito formado en la solución de tetracloromercurato de sodio, por los óxidos de nitrógeno presentes en la muestra de aire, mediante la adición de solución de ácido sulfámico. Conversión del complejo diclorosulfitomercurato en ácido metil sulfónico pararrosanilina de intenso color violeta, mediante la adición de una solución de formaldehído y una solución acidificada de clorhidrato de pararrosanilina a la solución resultante. Determinación de la absorbancia de la solución de muestreo a una longitud de onda de aproximadamente

550 nm, utilizando un espectrofotómetro apropiado (o colorímetro) y cálculo de la concentración másica del dióxido de azufre por medio de una curva de calibración preparada utilizando mezclas de gas para calibración. Dependiendo del equipo disponible en el laboratorio, puede ser conveniente utilizar soluciones de bisulfito de sodio para las verificaciones de rutina. Sin embargo, las soluciones solamente se usan después de una calibración apropiada utilizando un dispositivo de penetración. 3. Reactivos Durante el análisis se utilizan solamente reactivos de grado analítico reconocido y solamente agua destilada, de preferencia doblemente destilada, o agua de pureza equivalente, libre de oxidantes. Advertencia. Los reactivos se utilizan de acuerdo con las reglamentaciones de seguridad y salubridad apropiadas. 3.1 Tetracloromercurato de sodio (TCM), solución de absorción, c(Na2[HgCl4]) = 0,04 mol/L Se disuelven en agua 10,9 g de cloruro de mercurio (II) (HgCl2), 4,7 g de cloruro de sodio (NaCl) y 0,07 g de sal disódica dihidratada del ácido etilendiaminotetracético (EDTA), en un recipiente volumétrico con aforo de 1000 mL. Se llena hasta la marca con agua y se mezcla bien. La solución se almacena en un recipiente con un tapón bien ajustado y es estable durante varios meses, pero se debe desechar si se forma precipitado. El pH debe estar cercano a 4,0 ±1,0. 3.2 Clorhidrato de pararrosanilina (PRA), solución 0,16 g/L 3.2.1 Se transfieren 86 mL de ácido clorhídrico (HCl) de aproximadamente 38% (m/m) (ρ = 1,19 g/mL) en un recipiente volumétrico con aforo en 1000 mL. Se llena con agua hasta la marca y se mezcla bien. 3.2.2 Se transfieren 205 mL de ácido fosfórico (H3PO4) de aproximadamente 85% (m/m) (ρ = 1,69 g/mL) en un recipiente volumétrico con aforo en 1000 mL. Se llena con agua hasta la marca y se mezcla bien. 3.2.3 Se disuelven 0,2 g de clorhidrato de pararrosanilina (C19H17N3HCl) cuya pureza ha sido ensayada para cada nuevo lote de PRA de acuerdo con el anexo A, en 100 mL de la solución de ácido clorhídrico preparada en el numeral 3.2.1. 3.2.4 Se miden con una pipeta 20 mL de la solución preparada en el numeral 3.2.3, y se llevan a un recipiente volumétrico con aforo en 250 mL. Se agregan 25 mL de la solución de ácido fosfórico preparada en el numeral 3.2.2. Se mezcla bien y se llena con agua hasta la marca.


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La solución es estable durante varios meses, si se almacena protegida de la luz. Si la solución de PRA se prepara de una solución de partida de PRA obtenida por la purificación de PRA de acuerdo con el literal A.2, por cada 1% de diferencia entre un grado de pureza del 100% y el grado de pureza obtenido, se agregan 0,2 mL adicionales de la solución de partida de PRA antes de llenar con agua hasta la marca. 3.3 Formaldehído, solución de aproximadamente 2 g/L Se miden con una pipeta 5 mL de una solución de formaldehído (HCHO) de 36 a 38% (m/m) disponible en el comercio, y se llevan a un recipiente volumétrico con una marca de 1000 mL. Se llena con agua hasta la marca y se mezcla bien. Esta solución se prepara el mismo día en que se va a utilizar. 3.4 Acido sulfámico, solución de 6 g/L Se disuelven 0,6 g de ácido sulfámico (NH2SO3H) en 100 mL de agua. Esta solución es estable durante algunos días, si se protege del aire. 3.5 Disulfito de sodio, solución de 0,012 g/L 3.5.1 Se disuelven 0,3 g de bisulfito de sodio (Na2S2O5) en 500 mL de agua recién destilada que ha sido desaireada, por ejemplo, mediante ebullición y enfriamiento a temperatura ambiente. Esta solución no es estable y contiene la masa equivalente de 320 a 400 µg de dióxido de azufre por mililitro. La concentración de la masa real de dióxido de azufre presente en la solución se determina de acuerdo con lo especificado en el Anexo B. 3.5.2 Inmediatamente después de la determinación de la concentración másica real de dióxido de azufre presente en la solución, como se especifica en el numeral 3.5.1, se miden con una pipeta 2,0 mL de esta solución y se llevan a un recipiente volumétrico con aforo en 100 mL. Se llena hasta la marca con solución de absorción (3.1) y se mezcla bien. Esta solución es estable durante 30 días si se almacena aproximadamente a 5ºC, o por un día, dependiendo de la temperatura ambiente a la que se almacena. 3.6 Mezcla de gas para calibración Se prepara el gas cero y las mezclas de dióxido de azufre con aire, inmediatamente antes de su uso, utilizando el método de permeación. Los niveles obtenidos de concentración másica de dióxido de azufre deberán abarcar el intervalo de trabajo deseado. 4. Aparato Equipos de laboratorio corrientes y adicionalmente los siguientes:

4.1 Equipo de muestreo, como se especifica en los numerales 4.1.1 y 4.1.5. 4.1.1 Toma de admisión de aire Deberá ser fabricada en politetrafluoroetileno o vidrio de borosilicato lavado con ácido perclórico, luego con agua destilada y luego secado. 4.1.2 Filtro para material particulado Cuando sea posible, se debe evitar el uso de un filtro para material particulado. Sin embargo, si se utiliza uno de estos filtros, el material en que está fabricado deberá cumplir los requisitos especificados en la norma ISO 4219, Calidad del aire. Determinación de compuestos gaseosos de azufre en aire ambiente. Equipo de muestreo. 4.1.3 Botella de absorción La eficiencia de absorción de la botella se deberá determinar antes de su uso y deberá ser como mínimo de 0,95. En la figura 1 se presentan ejemplos de botellas de absorción adecuadas. La eficiencia de la absorción varía con la forma geométrica de la botella, el tamaño de las burbujas de gas y su tiempo de contacto con la solución. Se puede determinar instalando en el tren de muestreo una segunda botella de absorción en serie con la primera, y relacionando la cantidad de dióxido de azufre encontrada en la primera botella, con la cantidad total de dióxido de azufre encontrada en las dos botellas. Al trabajar con rociadores miniatura en las condiciones descritas en el numeral 5, se encontró que la eficiencia de la absorción fue superior al 98%. El uso de mezclas de dióxido de azufre y aire para calibración, como se describe en el numeral 6.1, automáticamente tiene en cuenta la eficiencia de absorción del sistema. 4.1.4 Medidor de gas o regulador de flujo de aire Como alternativa al medidor de gas, se puede utilizar un dispositivo de orificio crítico en una caja de temperatura controlada. En este caso, la bomba deberá estar en capacidad de alcanzar Pd/Pu ≤ 0,5, en donde Pd y Pu son presiones antes y después del orificio, respectivamente (véase el numeral 4.1.5). 4.1.5 Dos manómetros con una exactitud de 1 kPa, para medición de presión, cuando se utiliza un dispositivo de orificio crítico en lugar de un medidor de gas. 4.2 Un espectrofotómetro o colorímetro, adecuado para medir la absorbancia aproximadamente a 550 nm. Si se utiliza un espectrofotómetro, se llevan a cabo las mediciones con el instrumento ajustado a una longitud de onda de 548 nm. Si se utiliza un colorímetro, se usa


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un filtro cuya transmitancia máxima esté en una longitud de onda entre 540 y 550 nm. En blancos de reactivos se pueden presentar problemas cuando el aparato tiene una amplitud de banda espectral mayor de 20 nm. 4.3 Celdas ópticas en pares planos equilibrados, con una longitud de trayectoria óptica de 1,0 a 5,0 cm. 4.4 Recipiente de polietileno de 100 mL de capacidad, para transferir al laboratorio las soluciones de absorción expuestas.

Figura 1. Ejemplos de recipientes de absorción

adecuados para el muestreo de dióxido de azufre en el aire

5. Muestreo Se hace el montaje de un tren de muestreo de acuerdo con los ejemplos presentados en la figura 2 y con cualquier requisito especial para la masa de aire que se investiga. Se transfieren 10 mL de la solución de absorción (véase el numeral 3.1) a una botella de absorción (véase el numeral 4.1.3) y ésta se inserta en el tren de muestreo. Se escoge un periodo de muestreo ya sea de 30 o 60 min (también periodo de 24 h) y una tasa de flujo volumétrico entre 0,5 y 1 L/min. Los mejores resultados se obtienen si se recogen de 0,25 a 2,5 µg (0,1 a 0,95 µL a 25ºC y 101,3 kPa) de dióxido de azufre por mililitro de solución de absorción. Después del muestreo, se determina el volumen de aire al que se realizó el muestreo y se registra la presión atmosférica (véase el numeral 7.1, nota). Si la muestra de laboratorio se debe almacenar antes del análisis, se puede mantener a 5ºC máximo durante 24 h. Si la muestra de laboratorio presenta un precipitado, probablemente se debe a la reacción del mercurio (II) con un compuesto de azufre reductor. Antes del análisis se saca el precipitado mediante filtración o centrifugación.

Figura 2. Ejemplos de trenes de muestreo para la determinación de la concentración másica de dióxido de azufre en el aire ambiente. 6. Procedimiento 6.1 Calibración 6.1.1 Preparación de las soluciones de calibración

Las mezclas de dióxido de azufre y aire se preparan siguiendo el método de permeación. Con el fin de preparar la curva de calibración, que es una representación de la absorbancia versus la concentración de dióxido de azufre, se necesitan como


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mínimo cuatro diferentes niveles de concentración de dióxido de azufre dentro del intervalo especificado en el numeral 1. Se realiza el muestreo a cada mezcla de gas en las mismas condiciones utilizadas para la muestra de aire desconocida, en particular para el mismo periodo de muestreo y a la misma tasa de flujo. Las soluciones obtenidas se tratan como se describe en el numeral 6.3. 6.1.2 Solución miembro cero Se prepara una solución miembro cero a partir de un gas cero (véase el numeral 3.6). Esta preparación se realiza de acuerdo con el numeral 6.1.1. 6.1.3 Trazado de la curva de calibración Se corrigen los valores de absorbancia para tener en cuenta la absorbancia de la solución blanco (véase el numeral 6.4). La absorbancia neta de cada solución se traza contra la masa, en microgramos de dióxido de azufre en la muestra de gas de la que fue derivada. El factor de calibración f (inverso de la pendiente de la línea) se calcula para determinar los resultados (véase numeral 7.1). 6.2 Procedimiento para elaborar la rutina de preparación de patrones y la elaboración de las gráficas de verificación de rutina Se miden con una pipeta volúmenes de 1,0, 2,0, 3,0 y 4,0 mL de solución de bisulfito de sodio (véase el numeral 3.5.2) y se llevan a una serie de recipientes volumétricos con aforo en 25 mL. Adicionalmente se debe disponer de un recipiente sin solución de bisulfito de sodio. Se agrega suficiente solución de absorción (véase el numeral 3.1) a cada recipiente, para llevar el volumen aproximadamente a 10 mL. Luego se lleva a cabo el análisis descrito en el numeral 6.3.2. Las absorbancias de las soluciones se trazan como ordenadas contra la masa, en microgramos de dióxido de azufre calculado de acuerdo con el Anexo B. Se obtiene una relación lineal. La intersección de la línea que mejor ajusta los puntos con el eje vertical, está usualmente dentro de 0,02 unidades de absorbancia de la lectura de la solución miembro cero si se utilizan celdas de 1 cm. Se calcula el factor de calibración f’ (inverso de la pendiente de la línea). Este factor de calibración se puede usar para propósitos de rutina; el valor obtenido al dividir f’ por el volumen (en metros cúbicos) de aire al que se realiza muestreo durante el procedimiento de calibración de acuerdo con el numeral 6.1, deberá ser menos del 10% del factor de calibración f obtenido con las mezclas de gas de calibración. 6.3 Determinación 6.3.1 Se deja la muestra (ver numeral 5) en reposo, mínimo durante 20 min después del muestreo, para

permitir que el ozono atrapado se descomponga. Luego se transfiere cuantitativamente la solución de muestreo a un recipiente volumétrico con un aforo de 25 mL, utilizando alrededor de 5 mL de agua para enjuagar. 6.3.2 Se agrega 1 mL de la solución de ácido sulfámico a cada recipiente y se deja reaccionar durante 10 min para destruir los nitritos de los óxidos de nitrógeno. Luego se miden con una pipeta 2,0 mL de la solución de formaldehído seguidos de 5 mL del reactivo de pararrosanilina y se llevan a los recipientes. Se llena hasta la marca con agua destilada recién hervida y enfriada y se almacena a 20ºC ± 1ºC. Utilizando un espectrofotómetro o colorímetro se mide la absorbancia de la solución de muestreo y la solución miembro cero, contra el agua destilada en la celda de referencia, entre 30 y 60 min después de la adición de los reactivos e inmediatamente después de llenar las celdas. No se debe permitir que las soluciones coloreadas permanezcan en la celda, ya que se depositará una película de color en las paredes interiores. Nota. Al dejar intervalos fijos entre la adición de cada reactivo, por ejemplo, 1 min, se asegura una mejor reproducibilidad de la formación del compuesto de absorción. 6.4 Preparación de la solución blanco Se prepara un blanco midiendo con una pipeta 10 mL de la solución de absorción no expuesta y llevándola a un recipiente volumétrico con aforo en 25 mL, se agregan los reactivos y se trata la solución tal como se describió en el numeral 6.3.2 y se lee la absorbancia contra el agua destilada, utilizando celdas de 1 cm. Se compara este valor con el registrado para la solución miembro cero, obtenida al preparar la curva de calibración (véase el numeral 6.1). Las diferencias de más del 10% entre los dos valores indican contaminación del agua destilada o de los reactivos o descomposición de los últimos, en cuyo caso se deben preparar reactivos frescos. 6.5 Interferencia La cantidad de EDTA agregada elimina la interferencia de metales pesados: hasta 30 µg de manganeso (II), 10 µg de cromo (III), 10 µg de cobre (II) y 22 µg de vanadio (V) en 10 mL de la solución de absorción. Si se utiliza ácido sulfámico con el procedimiento descrito, se puede tolerar hasta 50 µg de dióxido de nitrógeno por 10 mL de solución de absorción. La interferencia de los óxidos de nitrógeno, ozono y compuestos de azufre reductor (por ejemplo, sulfuro de hidrógeno y mercaptanos) se elimina o minimiza. El ácido sulfúrico y los sulfatos no interfieren. Experimentalmente no se ha probado interferencia del trióxido de azufre, ya que probablemente este se


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hidroliza en el ácido sulfúrico en la solución de absorción. 7. Expresión de los resultados 7.1 Cálculos La concentración másica del dióxido de azufre ρ(SO2) expresada en microgramos por metro cúbico, se calcula utilizando las ecuaciones:

( ) ( ) 12 /VAbAsfSO −=ρ

( ) ( ) 12 /` VAbAsfSO −=ρ

Donde, f y f’ son los factores de calibración (véanse los numerales 6.1 y 6.2) As es la absorbancia de la solución de muestra Ab es la absorbancia del blanco V1 es el volumen de muestra de aire, en m3 Nota. Si es necesaria la concentración de dióxido de azufre en las condiciones de referencia (298 K, 101,3 kPa) se reemplaza el volumen V1 de aire al que se ha realizado el muestreo, por el valor correspondiente de V2 del volumen en las condiciones de referencia. V2 = [298 V1P] / [(273+T)102] Donde P es la presión barométrica en kPa T es la temperatura de la muestra de aire, en grados Celsius 7.2 Características de funcionamiento 7.2.1 Precisión y exactitud No se tiene conocimiento de que este método tenga inexactitud o sesgo inherentes. La exactitud obtenida en el procedimiento dependerá del cuidado en la realización de las diferentes calibraciones y medidas. Como una indicación del funcionamiento, una desviación estándar relativa del orden de ±10% debe ser factible para una concentración medida entre 80 y 200 µg SO2/m

3 en el aire ambiente. 7.2.2 Límite de detección inferior El límite de detección inferior del dióxido de azufre en 10 mL de solución de TCM de muestreo se encuentra entre 0,2 y 1,0 µg, con base en el doble de la desviación estándar de la solución miembro cero. Esto corresponde a una concentración entre 7 y 33 µg SO2/m

3 [0,002 a 0,011 ppm (V/V) en una muestra de aire de 30 L, por ejemplo, 1 hora de muestreo a 0,5 L/min].

8. Referencia Internacional Organization for Standarization. ISO 6767. Ambient air. Determination of the mass concentration of sulfur dioxide. Tetracholoromercurate (TCM)/Pararosaniline method. Geneve, 1990

ANEXO A Ensayo de pureza y métodos de purificación del hidrocloruro de pararrosanilina (PRA) A.1 Ensayo de pureza del PRA Se llevan a cabo los dos ensayos siguientes para verificar la pureza del hidrocloruro de pararrosanilina (PRA). Si uno de los ensayos es negativo, se rechaza el lote de PRA o se purifica mediante el procedimiento descrito en el literal A.2. A.1.1 Verificación del valor del blanco Se prepara un reactivo con la solución de pararrosanilina como se describió en el numeral 6.3. La absorbancia del reactivo blanco no deberá ser superior a 0,17. A.1.2 Verificación de la pureza Se diluye 1 mL de solución de pararrosanilina (véase el numeral 3.2.3) hasta 100 mL con agua destilada. Se transfieren 5 mL de esta solución a un recipiente volumétrico con aforo en 50 mL y se agregan 5 mL de una solución reguladora de acetato ácido/sodio acético de 0,1 mol/L. Se llena con agua hasta la marca y se mezcla. Se deja que el compuesto de absorción se forme durante 1 h. La solución, que tiene una absorción máxima de 540 nm, deberá tener una absorbancia mínima de 0,45 a esta longitud de onda cuando se mide en una celda de 1 cm. Para calcular la pureza del PRA, expresado como un porcentaje por masa, se utiliza la absorbancia a 540 nm por medio de la fórmula:

1/ mKA×

Donde, A = absorbancia de la solución m1 = masa en mg, del tinte en 50 mL de la solución PRA (véase el numeral 3.2.3) K = 21300, cuando se utiliza un espectrofotómetro con una amplitud de banda menor de 10 nm La pureza del reactivo deberá ser como mínimo del 95%. A.2 Purificación del PRA


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En un embudo de separación de 250 mL se equilibran 100 mL de 1-butanol y ácido clorhídrico 1 mol/L. Se pesa 0,1 g de hidrocloruro de pararrosanilina (PRA) en un vaso de precipitado. Se agregan 50 mL de ácido saturado con butanol y se deja reposar durante varios minutos. Se agregan 50 mL de HCl saturado con 1-butanol a un embudo de separación de 125 mL. Se transfiere la solución ácida que contiene el PRA al embudo y se extrae. Cualquier impureza violeta se transferirá a la fase orgánica. Se transfiere la fase interior (acuosa) a otro embudo de separación y se agrega una porción de 20 mL de HCl saturado con 1-butanol. Usualmente esto es suficiente para retirar casi todas las impurezas violeta que contribuyen al blanco reactivo. Si la impureza violeta continúa apareciendo en la fase 1-butanol después de cinco extracciones, se descarta el lote del tinte. Después de la extracción final, se filtra la fase acuosa a través de un tapón de algodón en un recipiente volumétrico con una marca de 50 mL y se llena hasta la marca con ácido clorhídrico [c(HCl) = 1 mol/L]. Esta solución purificada será de un rojo amarillento y sirve como solución madre de PRA (véase el numeral 3.2.3). Nota. Algunos lotes de 1-butanol contienen oxidantes que crean una demanda de dióxido de azufre. Se verifican agitando 20 mL de 1-butanol con 5 mL de solución de yoduro de potasio 15% (m/m). Si aparece un color amarillo en la fase de alcohol, se redestila el 1-butanol a partir del óxido de plata.

ANEXO B Determinación de la concentración másica del dióxido de azufre presente en la solución de bisulfito de sodio para verificación de rutina B.1 Reactivos B.1.1 Yodo, solución de partida, c(I2) = 0,05 mol/L Se pesan 12,7 g de yodo (I2) en un vaso de precipitado de 250 mL, se agregan 40 g de yoduro de potasio (KI) y 25 mL de agua. Se agita hasta disolución total y se transfiere la solución cuantitativamente a un recipiente volumétrico con una marca de 1000 mL. Se llena con agua hasta la marca. B.1.2 Yodo, solución, c(I2) = 0,005 mol/L Se diluyen 50 mL de solución de partida de yodo (véase el literal anterior) a 500 mL de agua. B.1.3 Indicador de almidón, solución de 2 g/L Se trituran 0,4 g de almidón soluble y 0,002 g de preservativo yoduro de mercurio (II) (HgI2), con un poco

de agua y se agrega la pasta lentamente a 200 mL de agua hirviendo. Se continúa la ebullición hasta que la solución esté clara, fría y se transfiere a un recipiente de vidrio con tapón. B.1.4 Yodato de potasio (KIO3), 3,0 g/L, solución Se secan algunos gramos de yoduro de potasio durante la noche, a 180ºC. Se pesan alrededor de 1,5 g con aproximación de 0,1 mg en un recipiente volumétrico con una marca de 500 mL y se diluye hasta la marca con agua. B.1.5 Acido clorhídrico, 44 g/L Se diluyen 100 mL de ácido clorhídrico concentrado (ρ = 1.19 g/mL) a 1 litro. B.1.6 Tiosulfato de sodio, solución volumétrica de partida, c(Na2S2O3

.5H2O) = 0,1 mol/L Se disuelven 25 g de tiosulfato de sodio pentahidratado en 1 litro de agua destilada recién hervida y se agrega 0,1 g de carbonato de sodio a la solución. Se deja reposar la solución durante 1 día antes de estandarizar, como sigue: Se miden con una pipeta 25 mL de la solución de yodato de potasio (véase el literal B.1.4) y se llevan a un recipiente con 500 mL de yodo. Se agrega 1 g de yoduro de potasio (KI) y 10 mL de ácido clorhídrico (véase el literal B.1.5). Se coloca el tapón al recipiente. Después de 5 min, se titula con solución de tiosulfato de sodio hasta obtener un color amarillo pálido. Se agregan 2 mL de indicador de almidón (véase el literal B.1.3) y se titula hasta que el color azul desaparece. La concentración de la cantidad de sustancia C1, expresada en moles por litro, de la solución de tiosulfato de sodio, se calcula utilizando la ecuación:

( ) ( ) 3233

21 67,35/10067,35/10 VmVmC ×=×××=

Donde, m2 = masa en g, del yoduro de potasio en la porción de solución de 25 mL (véase el literal B.1.4) V2 = volumen en mL, de solución de tiosulfato de sodio utilizado para la titulación 35,67 = masa molecular relativa de (KIO3)/6 B.1.7 Tiosulfato de sodio, solución volumétrica estándar, c(Na2S2O3

.5H2O) = 0,01 mol/L Se diluyen 50,0 mL de la solución de partida de tiosulfato de sodio (véase el literal B.1.2) en 500 mL de agua y se mezcla. La solución no es estable y se deberá preparar el mismo día de su uso.


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B.2 Procedimiento Para preparar un blanco, se introducen 25 mL de agua en un erlenmeyer de 500 mL y luego se miden con una pipeta 50 mL de la solución de yodo (véase el literal B.1.2) y se llevan al recipiente. Se miden con una pipeta 25 mL de solución de bisulfito de sodio (véase el numeral 3.5.1) y se llevan a un segundo erlenmeyer y luego se miden con una pipeta 50 mL de solución de yodo (véase el literal B.1.2) y se llevan al recipiente. Se colocan tapones a los erlenmeyers y se deja que reaccionen durante 5 min. Se titula el contenido de cada recipiente con solución de tiosulfato de sodio (véase el literal B.1.7), uno tras otro, hasta obtener un color amarillo pálido. Luego se agregan 5 mL de indicador de almidón (véase el literal B.1.3) y se continúa la titulación hasta que el color azul desaparezca. B.3 Expresión de los resultados La concentración másica de dióxido de azufre, ρ(SO2), expresada en microgramos por mililitro en la solución de bisulfito de sodio, (véase el numeral 3.5.1) se calcula utilizando la ecuación:

( ) ( ) 62542 /02,32 VCVVSO ×−=ρ

Donde, V4 = volumen en mL, de la solución de tiosulfato de sodio utilizado para la titulación del blanco V5 = volumen en mL, de la solución de tiosulfato de sodio usada para la titulación de la muestra V6 = volumen en mL, de la solución de bisulfito de sodio utilizada (véase el numeral 3.5.1) C2 = concentración en mol/L, de tiosulfato de sodio en la solución de tiosulfato de sodio (véase el literal B.1.7) 32,02 = masa molecular relativa de (SO2)/2 La concentración de dióxido de azufre en la solución de bisulfito de sodio (véase el numeral 3.5.2) se encuentra dividiendo el resultado por 50.


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DETERMINACION DE LA CONCENTRACIÓN MÁSICA DE OXIDOS DE NITROGENO. METODO DE QUIMIOLUMINISCENCIA

1. Alcance Este protocolo especifica un método de quimioluminiscencia para la determinación de la concentración másica de óxidos de nitrógeno presentes en el aire ambiente. El método es aplicable en la determinación de la concentración másica de monóxido de nitrógeno presente en el aire ambiental hasta aproximadamente 12,5 mg/m3 y de dióxido de nitrógeno hasta aproximadamente 19 mg/m3 respectivamente a 25ºC y 101,3 kPa. 2. Principio Se pasa la muestra de aire a través de un filtro (para asegurar el buen funcionamiento del analizador de quimioluminiscencia) a una velocidad de flujo constante dentro de la cámara de reacción del analizador, en donde se mezcla con un exceso de ozono, filtrado de la radiación emitida, proporcional a la cantidad de monóxido de nitrógeno presente en la muestra de aire, por medio de un filtro óptico selectivo que convierte la radiación filtrada en una señal eléctrica mediante un tubo fotomultiplicador. Antes de que entre en la cámara de reacción, debe realizarse una medición del dióxido de nitrógeno en la muestra de aire, reduciéndolo a monóxido de nitrógeno mediante el paso a través de un convertidor. La señal eléctrica obtenida es proporcional a la cantidad total de óxidos de nitrógeno, y la contribución de dióxido de nitrógeno se calcula a partir de la diferencia entre este valor y el obtenido para el monóxido de nitrógeno únicamente, cuando la muestra de aire no pasa a través del convertidor. Los analizadores pueden ser del tipo dual o cíclico. En el tipo dual, el flujo de aire se divide en dos corrientes, una que pasa directamente a la cámara de reacción y la otra por la vía del convertidor. Hay dos cámaras de reacción y uno o dos detectores, respectivamente, que controlan el contenido de monóxido de nitrógeno y óxidos de nitrógeno en la muestra de aire. En el analizador de tipo cíclico, solo hay una cámara de reacción y el detector; la salida alterna entre el monóxido de nitrógeno y las mediciones totales de óxidos de nitrógeno, es decir, la muestra de aire, alternativamente elude o pasa a través del convertidor.

3. Reacciones La luminiscencia es una característica de muchas sustancias desde las cuales se emite la luz cuando esas sustancias son excitadas. Este fenómeno se llama quimioluminiscencia cuando se produce como resultado de una reacción química. Este método de la quimioluminiscencia se basa en la reacción NO + O3 → NO2

*+ O2 NO2

* → NO2 + hv El dióxido de nitrógeno excitado (NO2) emite radiación centrada alrededor del infrarrojo cercano (1200 nm). 4. Aparato Los diagramas esquemáticos de los analizadores típicos se presentan en las figuras 1a) y 1b) (tipo dual) y en la figura 1c) (tipo cíclico). Un aparato consta de los siguientes componentes principales: 4.1 Conducto de muestra La entrada de la muestra constará de un pequeño túnel invertido conectado al conducto de la muestra, siendo el último tan corto como sea posible. Ambos se deben fabricar de material que sea inerte al monóxido de nitrógeno y al dióxido de nitrógeno. Es muy importante no utilizar ningún material hecho de aleaciones de cobre. Por experiencia, los mejores materiales por utilizar son politetrafluoroetileno (PTFE) o perfluoro (etileno/propileno) (FEP). Para evitar la perturbación del equilibrio monóxido de nitrógeno, dióxido de nitrógeno y ozono, ocasionada por la reducida intensidad de la luz del día en el conducto de la muestra, el tiempo de residencia en el conducto de la muestra debe ser tan corto como sea posible. El conducto de la muestra puede ser calentado moderadamente para evitar cualquier condensación. 4.2 Filtro para partícula El filtro debe retener todas las partículas con posibilidad de alterar el funcionamiento del analizador. Al mismo tiempo, éste y su apoyo se deben fabricar de material que no retenga monóxido de nitrógeno o dióxido de nitrógeno, por ejemplo, PTFE o acero inoxidable. El filtro se debe reemplazar o limpiar periódicamente, según se requiera, por la carga de polvo en el sitio de la muestra. La sobrecarga de este filtro puede ocasionar pérdida de dióxido de nitrógeno por la adsorción de partículas en la superficie. 4.3 Control y regulación de la velocidad de flujo en la muestra


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Figura 1a) Representación esquemática de un analizador de quimioluminiscencia de tipo dual (dos cámaras de reacción y fotomultiplicadores)

Figura 1b) Representación Esquemática De Un Analizador De Quimioluminiscencia De Tipo Dual Utilizando Una Cámara De Reacción Doble Y Un Fotomultiplicador

Figura 1c) Representación esquemática de un analizador de quimioluminiscencia de tipo cíclicoLa velocidad de flujo de la muestra se debe mantener para el ±2% de la especificada por el fabricante del analizador. El control de la velocidad de flujo generalmente se mantiene mediante una caída de presión controlada a través de restrictotes.


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4.4 Convertidor El convertidor debe constar de un horno de calentamiento, mantenido a una temperatura constante, que debe ser fabricado en acero inoxidable, cobre, molibdeno, tungsteno o carbón espectroscópicamente puro. El horno debe ser capaz de convertir al menos el 95% del dióxido de nitrógeno a monóxido de nitrógeno, a una temperatura que no sea mayor de 400ºC. El papel que cumple el convertidor es muy importante puesto que controla la determinación del dióxido de nitrógeno. 4.5 Generador de ozono El ozono se genera a partir del oxígeno, bien sea mediante radiación ultravioleta o mediante una descarga eléctrica silenciosa de alta tensión. Si se utiliza el oxígeno del aire ambiental para la generación del ozono, mediante una descarga eléctrica silenciosa de alta tensión, es esencial que el aire esté completamente seco y que se filtre antes de que entre en el generador. Si el ozono se genera utilizando oxígeno de grado analítico, a partir de un cilindro de gas comprimido, este oxígeno se puede alimentar directamente al generador. La concentración de ozono producido debe ser mayor que la máxima concentración de óxidos de nitrógeno que se esté midiendo. La velocidad de flujo de aire u oxígeno hacia el generador de ozono se debe mantener constante. 4.6 Cámara de reacción Esta cámara se debe construir de un material inerte. Sus dimensiones determinan las características de la reacción de quimioluminiscencia (tiempo de residencia, velocidad de la reacción). La cámara de reacción se puede calentar ligeramente para evitar la condensación. Generalmente la reacción se efectúa a presión reducida para minimizar los efectos del enfriamiento rápido y la sensibilidad incrementada. 4.7 Filtro óptico Este filtro debe eliminar toda la radiación en las longitudes de onda por debajo de 600 nm, evitando así cualquier interferencia producida por la reacción de quimioluminiscencia con hidrocarburos no saturados que irradien en estas longitudes de onda. 4.8 Tubo fotomultiplicador Las características del tubo fotomultiplicador afectan significativamente a la salida del analizador. Para reducir el ruido de fondo y el efecto de los cambios de

temperatura, el tubo usualmente está alojado en un contenedor refrigerado controlado termostáticamente. 4.9 Filtro de ozono El ozono se debe eliminar del gas al salir de la cámara de reacción mediante el paso a través de carbón activado. Esto evita la contaminación del aire ambiente circundante y protege la bomba de muestreo. 4.10 Bomba de muestreo Situada al final del circuito, la bomba de vacío para muestreo extrae aire a través del aparato. Esta bomba de muestreo debe ser capaz de operar en las condiciones de presión requeridas para la cámara de reacción. 6 4.11 Aparato para verificar la eficiencia del convertidor analizador 4.11.1 Fuente del monóxido de nitrógeno Cilindro de gas comprimido que contiene monóxido de nitrógeno en el nitrógeno a una concentración del orden de 1 ppm (V/V). No es necesario conocer la concentración real, siempre que permanezca constante a lo largo del ensayo. 4.11.2 Fuente de oxígeno Cilindro de gas comprimido que contiene oxígeno o aire. 4.11.3 Lámpara ultravioleta Con capacidad de variar el tamaño de la ventana de la lámpara para producir cantidades variables de ozono a partir del oxígeno. 4.11.4 Analizador de quimioluminiscencia En el cual sea controlable la temperatura del horno convertidor. 5. Procedimiento La operación del aparato variará de uno a otro. Se deben seguir las instrucciones del fabricante en relación con las operaciones de ajuste y las tasas de flujo de la muestra de aire y ozono. La frecuencia de calibración variará de un aparato a otro, pero esto se debe efectuar de acuerdo con las recomendaciones del fabricante. 5.1 Eficiencia del convertidor Uno de los componentes más importantes del aparato es el convertidor, que reduce el dióxido de nitrógeno a monóxido de nitrógeno, y permite, por diferencia, la medición de la concentración de dióxido de nitrógeno.


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Antes de calibrar el analizador, es esencial asegurar que la eficiencia del convertidor esté tan cerca de la unidad como sea posible. La determinación de la eficiencia se basa en el principio de que la respuesta del aparato a la cantidad total de óxidos de nitrógeno (NOx) no cambia si se hacen análisis de mezclas variables de monóxido de nitrógeno y dióxido de nitrógeno, pero para las cuales la concentración total de óxidos de nitrógeno es constante.

En la figura 2 se presenta un diagrama esquemático de una disposición adecuada. Se debe tener seguridad de que la tasa de flujo total de monóxido de nitrógeno y de oxígeno (o aire) sea mayor que la tasa de flujo de gas a través del analizador. El exceso se elimina como se muestra en la figura 2.

Figura 2. Representación esquemática de disposición para verificar la eficiencia del convertidor analizador En cada uno de los siguientes pasos, obsérvense las respuestas del monóxido de nitrógeno y la concentración total de óxidos de nitrógeno del analizador. Este entonces verifica el nivel del dióxido de nitrógeno que se está produciendo, y que debe estar en el intervalo del 10 al 90% del nivel total de óxidos de nitrógeno. Con la lámpara ultravioleta apagada, obsérvese la respuesta de la concentración total de óxidos de nitrógeno, R1, y la respuesta de la concentración de monóxido de nitrógeno, P1. Enciéndase la lámpara ultravioleta. Se forma ozono que reacciona con el monóxido de nitrógeno para producir dióxido de nitrógeno, antes de que los gases entren en el analizador. Obsérvese la respuesta de la concentración total de óxidos de nitrógeno, R2, y la respuesta de la concentración de monóxido de nitrógeno, P2. Varíese la salida de la lámpara ultravioleta, y obsérvense las respuestas de la concentración total de óxidos de nitrógeno (R3, R4, R5, etc.) y las respuestas de la concentración de monóxido de nitrógeno (P3, P4,

P5, etc.). Las relaciones R2/R1, R3/R1, R4/R1, etc. deben ser tan próximas a la unidad como sea posible (dentro del intervalo de repetibilidad del analizador), es decir, la respuesta de la concentración total de óxidos de nitrógeno debe ser constante en cada caso e independiente de la relación entre las concentraciones de dióxido de nitrógeno y monóxido de nitrógeno. Determínese la eficiencia real, expresada como un porcentaje, del convertidor a partir de la fórmula

( ) ( )[ ] ( )nnnR PPPRPRE −×−−−= 111 /100

Donde ER = eficiencia real Rn y Pn = son, respectivamente, las respuestas de la concentración total de óxidos de nitrógeno y monóxido de nitrógeno para cada posición de la ventana de la lámpara ultravioleta. Si esta eficiencia desciende por debajo del 95%, se reemplaza o se regenera el convertidor. 5.2 Calibración del analizador de quimioluminiscencia


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5.2.1 Principio Generación de mezclas de gas de calibración que contengan concentraciones de dióxido de nitrógeno conocidas exactamente, por medio de un sistema de permeación. Dilución del dióxido de nitrógeno emitido con aire cero de una humedad relativa de aproximadamente el 50% para obtener concentraciones de dióxido de nitrógeno adecuadas para la calibración del dióxido de nitrógeno y los canales de los óxidos de nitrógeno total. La calibración del canal del monóxido de nitrógeno utilizando el mismo sistema en conjunto con un convertidor, cuya eficiencia se ha determinado como se indica en el numeral 5.1. 5.2.2 Aparato En la figura 3, se presenta un sistema típico para generar las concentraciones requeridas de monóxido de nitrógeno y dióxido de nitrógeno. 5.2.2.1 Controladores de la tasa de flujo de aire y medidores del flujo, capaces de mantener y medir las tasas de flujo hasta ±1%. 5.2.2.2 Secador para eliminar la humedad del paso de aire sobre la celda de penetración (empapamiento). Los secadores por penetración o tubos grandes que contienen como desecantes sílica gel o similares, son satisfactorios. 5.2.2.3 Cámara de temperatura constante, capaz de alojar la celda de permeación del dióxido de nitrógeno y mantener su temperatura hasta dentro de ±1ºC. La cámara debe incorporar un dispositivo de medición de temperatura que tenga una precisión de ±0,05ºC.

5.2.2.4 Válvulas. Dos válvulas: una para controlar el flujo de monóxido de nitrógeno (o dióxido de nitrógeno) al flujo disolvente de aire cero, y una para permitir que el dióxido de nitrógeno fluya a través del convertidor o lo eluda. 5.2.2.5 Colector de salida, de un material inerte y de diámetro suficiente para asegurar una caída de presión insignificante en la conexión del analizador. El sistema debe tener un desfogue diseñado para asegurar presión suficiente dentro del colector, y así evitar que penetre aire ambiental dentro de él. 5.2.3 Procedimiento Se ensambla el aparato como se muestra en la figura 3. Se selecciona el intervalo de operación del analizador que se va a calibrar. Con el propósito de obtener precisión y exactitud máximas para la calibración del dióxido de nitrógeno, todos los canales se deben ajustar al mismo nivel. Se abre la válvula para que desfogue el flujo desde la celda de permeación y se ajusta la tasa de flujo de aire disolvente para suministrar aire cero en el colector de salida. Para máxima precisión, es necesario poner el analizador en cero con el flujo de ozono. Esto se logra mejor utilizando un recipiente pre-reactor, uno que tiene un volumen de 2 a 3 veces el de la cámara de reacción. El ozono reacciona con cualquier monóxido de nitrógeno presente en el pre-reactor, asegurando así que ninguna cantidad de monóxido de nitrógeno llegue a la cámara de reacción. Al mismo tiempo, esta técnica mantiene el ozono en la cámara de reacción en la misma concentración que durante las mediciones normales del aire ambiental. De este modo, se genera un verdadero aire cero y se elimina la señal artificial causada por la reacción del ozono con la superficie de la cámara de reacción. Cuando se hayan estabilizado las respuestas del analizador, se ajusta el control del cero del analizador.

Figura 3. Representación esquemática de un sistema de calibración típico utilizando una celda de permeación de dióxido de nitrógeno


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5.3 Preparación de la curva de calibración 5.3.1 Monóxido de nitrógeno Se abre la válvula de 3 direcciones [(1) en la figura 3] de tal modo que el dióxido de nitrógeno procedente de la celda de permeación pase a través del convertidor. Se conecta la segunda válvula [(2) en la figura 3] para suministrar monóxido de nitrógeno en el colector de salida. Se ajusta el flujo de aire cero para generar aproximadamente un 80% del límite superior del intervalo de monóxido de nitrógeno. La concentración real del monóxido de nitrógeno, φ(NO), expresada en partes por millón por volumen, está dada por la ecuación:

( ) ( )21/ vvm qqKqNO +=ϕ

Donde qm = tasa de permeación, expresada en microgramos por minuto de dióxido de nitrógeno K = factor de conversión de volumen (0,532 µL/µg a 25ºC y 101,3 kPa) para dióxido de nitrógeno qv1 = tasa de flujo de volumen, expresada en litros por minuto, de aire cero a través de la celda de permeación qv2 = tasa de flujo de volumen, expresada en litros por minuto, del aire diluyente Nota. La concentración de masa de monóxido de nitrógeno, g(NO), expresada en microgramos por metro cúbico, está dada por la ecuación

( ) ( ) ( )213 /23,110 vvm qqKqNO +×××=ϕ

Después de la estabilización, se ajusta el control de la abertura de monóxido de nitrógeno para obtener una respuesta en la escala del porcentaje de % de abertura = [φ(NO) x 100 / L] + φ’(NO) donde, L = límite del intervalo φ’(NO) = es la concentración de monóxido de nitrógeno, expresada en partes por millón por volumen, en el aire diluyente Se generan varias concentraciones adicionales (al menos cinco espaciadas uniformemente sobre el intervalo) mediante ajuste adecuado de (qv1 + qv2). Para cada ajuste, se calcula la concentración exacta de monóxido de nitrógeno y se registra la respuesta del analizador. Se representan las respuestas frente a las concentraciones respectivas para obtener una curva de

calibración. La calibración subsiguiente se puede verificar con una calibración de dos puntos, un punto cero y uno a una concentración de aproximadamente el 80% de la escala completa. 5.3.2 Dióxido de nitrógeno y óxidos de nitrógeno total Se abre la válvula de 3 direcciones [(1) en la figura 3] para eludir el convertidor y suministrar dióxido de nitrógeno en el colector de salida. Se ajusta la tasa de flujo de aire cero para generar una concentración de dióxido de nitrógeno de aproximadamente el 80% del límite superior del intervalo del dióxido de nitrógeno. La concentración real de dióxido de nitrógeno u óxidos de nitrógeno total se calcula como en la ecuación (1) o (3), sustituyendo φ(NO) por φ(NO2) o φ(NOx) y φ’(NO) por φ’(NO2) o φ’(NOx). Se registra el dióxido de nitrógeno y las concentraciones totales de óxidos de nitrógeno y la resupuesta correspondiente del analizador. Se ajusta qv2 para obtener al menos cinco concentraciones diferentes de dióxido de nitrógeno (u óxidos de nitrógeno) espaciados uniformemente a lo largo del intervalo. Se registra la respuesta correspondiente y se representa esto frente a las concentraciones calculadas para obtener la curva de calibración. Se debe dejar margen para cualquier dióxido de nitrógeno (u óxidos de nitrógeno) en el aire diluyente. Al analizar mezclas de monóxido de nitrógeno y dióxido de nitrógeno, se verifica que la respuesta total de óxidos de nitrógeno sea igual a la suma de las respuestas debidas al monóxido de nitrógeno y al dióxido de nitrógeno. Notas: 1) La concentración de masa del dióxido de nitrógeno, φ(NO2), expresada en microgramos por metro cúbico, está dada por la ecuación

( ) ( ) ( )213

2 /88.110 vvm qqKqNO −×××=ϕ

2) En el caso de un analizador con únicamente un ajustador para la calibración, el último se puede fijar en una sola operación directamente utilizando un sistema de permeación de dióxido de nitrógeno. Es útil verificar que la respuesta del analizador sea igual cuando se presente con una muestra de monóxido de nitrógeno de la misma concentración. 3) Se pueden utilizar otros sistemas de calibración Utilizar cilindros de gas comprimido que contengan concentraciones conocidas de óxidos de nitrógeno. Dependiendo de la concentración presente, estos se pueden usar directamente o después de una dilución adecuada. Titulación de la fase de gas de un patrón de monóxido de nitrógeno utilizando una fuente calibrada de ozono.


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Esto se debe usar con cuidado y únicamente después de demostrar que es equivalente al método estándar utilizando la celda de permeación. 5.4 Muestreo Se toma la muestra de aire por la vía del conducto de muestra como se describe en el numeral 4.1. 5.5 Determinación Con el analizador conectado a un registrador o computador de registro de datos adecuado, se toman lecturas para el monóxido de nitrógeno, los óxidos de nitrógeno total, y el dióxido de nitrógeno. 5.6 Interferencias La determinación de óxidos de nitrógeno se puede afectar porque a temperaturas elevadas, el convertidor también convertirá compuestos de nitrógeno distintos del dióxido de nitrógeno, a monóxido de nitrógeno en forma parcial o completa, dependiendo del tipo de convertidor y de la temperatura. Los más importantes de éstos son gas amoniaco, aminas, ácido nítrico, algunos nitritos y nitratos orgánicos e inorgánicos y peroxiacetilnitrato (PAN). La determinación también se puede afectar mediante envenenamiento del catalizador en el convertidor mediante compuestos de azufre y carbonilos. La determinación se puede afectar mediante variaciones de los efectos de enfriamiento que se originan por cambio de presión o vapor de agua en la cámara de reacción. Generalmente la reacción se efectúa bajo presión reducida para minimizar estos efectos. 6. Expresión de los resultados Las lecturas (numeral 5.5) se convierten a concentraciones utilizando la curva de calibración adecuada y los resultados se expresan en microgramos por metro cúbico, o partes por millón por volumen, a 25ºC y 101,3 kPa. 7. Referencia Internacional Organization for Standarization. ISO 7996. Ambient air. Determination of the mass concentration of nitrogen oxides. Chemiluminiscence method. Geneva, 1985.

protocolo de vigilancia de calidad del aire (1)

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