Artículo en PDF
Cómo citar el artículo
Número completo
Más información del artículo
Página de la revista en redalyc.org
Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL MÉTODO DE ALTO VOLUMEN PARA LA MEDICIÓN
DE PARTÍCULAS MENORES A 10 MICRAS
Alfredo CAMPOS TRUJILLO*, Héctor Iván ACOSTA CARRAZCO, Ramón GÓMEZ VARGAS,
Jorge Iván CARRILLO FLORES y Elías RAMÍREZ ESPINOZA
Departamento de Medio Ambiente y Energía, Laboratorio de Calidad del Aire. Centro de Investigación en
Materiales Avanzados, Ave. Miguel de Cervantes 120, Complejo Industrial Chihuahua, Chihuahua, Chihuahua,
México, C.P. 31109
*Autor de correspondencia: alfredo.campos@cimav.edu.mx
(Recibido octubre 2013; aceptado septiembre 2014)
Palabras clave: partículas PM
10
, impactador de cascada, indicadores de calidad
RESUMEN
El material particulado (MP) es uno de los mayores problemas de contaminación
atmosférica en áreas urbanas debido a sus efectos adversos a la salud y al ambiente.
Estudios epidemiológicos han demostrado que las partículas menores a 10 micras
(PM
10
) son especialmente peligrosas. En relación con el monitoreo de aire, el método
de referencia para estimar la exposición humana al MP, es el de alto volumen, que
fue establecido mediante un estudio colaborativo, basado en mediciones de partículas
suspendidas totales (PST). El presente estudio se realizó con el objetivo de determinar
los indicadores de calidad aplicables a la medición de partículas menores a 10 micras
por alto volumen, por medio de cabezales PM
10
e impactadores de cascada (ImpC). A
partir del método de referencia EPA IO.2.1, se tomaron muestras con equipos operando
simultáneamente en el mismo sitio. Los límites de detección (LD) y de cuantifcación
(LC) para el muestreo de PM
10
fueron de 0.56 y 2.71 µg/m
3
respectivamente, los cuales
aplican también para la última etapa (E6) de los ImpC. En el caso de las etapas E1 a la
E5 de los ImpC, el LD fue de 0.54 µg/m
3
, mientras que el LC fue de 1.38 µg/m
3
. La
repetibilidad del método fue de 3.04 % para las mediciones de PM
10
, y osciló de 1.7 %
(E2) a 6.8 % (E3) en las mediciones con ImpC. El análisis estadístico no mostró
diFerencias signifcativas entre las medias de las concentraciones obtenidas simultá
-
neamente con los diferentes muestreadores (P > 0.05). De acuerdo con los resultados,
el método de alto volumen es adecuado para mediciones de PM
10
y fracciones más
pequeñas (cuando se utilizan ImpC). Asimsimo, puede dar resultados precisos en un
amplio rango de condiciones ambientales.
Key words: particulate matter PM
10
, cascade impactor, quality indicators
ABSTRACT
Suspended particles (SP) are one of the problems of most concern about air pollution
in urban areas, due to its adverse effects on health and environment. Epidemiological
studies have shown that SP smaller than 10 microns (PM
10
) are particularly dangerous.
Regarding ambient air monitoring, the reference method for estimating human exposure
to SP, is the high volume method (HV), which was established through a collaborative
Rev. Int. Contam. Ambie. 31 (1) 79-88, 2015
A. Campos Trujillo
et al.
80
study, based on measurements of total suspended particles (TSP). The aim of this study
was to determine the applicable quality indicators to HV measurement of SP less than
10 microns using PM
10
heads and cascade impactors (ImpC). Samples were taken with
samplers operating simultaneously in the same place, following EPA reference method
IO.2.1. Limits of detection (LoD) and quantiFcation (LoQ) for PM
10
measurements
were 0.56 and 2.71 µg/m
3
respectively, which also apply for ImpC stage 6 (E6). For
ImpC stages E1 to E5, LoD was 0.54 µg/m
3
and LoQ was 1.38 µg/m
3
. Repeatability of
the method was 3.04 % for PM
10
, and ranged from 1.7 % (E2) to 6.8 % (E3). Statistical
analysis showed no signiFcant difference between means of concentrations obtained
simultaneously with different samplers (P > 0.05). According to these results, the method
is suitable for PM
10
and smaller fractions (using cascade impactors) measurements and
can give accurate results in a wide range of environmental conditions.
INTRODUCCIÓN
Existe un gran número de contaminantes en la
atmósfera, entre los que destacan las partículas,
también conocidas como partículas suspendidas,
aeropartículas, material particulado (MP o PM,
por sus siglas en inglés) o aerosoles. El MP es una
mezcla de partículas sólidas y/o líquidas presentes
en suspensión en la atmósfera, las cuales varían en
tamaño, forma, área superFcial, composición quími
-
ca, solubilidad y origen (Pope III y Dockery 2006).
La contaminación atmosférica por MP es actual-
mente uno de los problemas de mayor preocupación en
las grandes ciudades debido a sus efectos adversos a la
salud y por la reducción de la visibilidad, extensivos a
escala global (Watson 2003). Existe evidencia de efec-
tos cardiovasculares relacionados con la exposición
al MP y cada vez se conoce más respecto de las vías
Fsiopatológicas generales que relacionan esta expo
-
sición a partículas con la mortalidad y la morbilidad
cardiopulmonar (PopeIII y Dockery 2006).
Históricamente, la medición del MP se concentró
en las partículas suspendidas totales (PST) sin pre-
ferencia por selección de tamaño. Sin embargo, no
todos los tipos de partículas son igual de perjudiciales
para la salud. Algunos estudios epidemiológicos se
han enfocado a la fracción respirable (PM
10
), ya que
ha mostrado ser particularmente peligrosa (Penttinen
et al
. 2000, Marcazzan
et al
. 2003).
Para estimar la exposición humana a la conta-
minación atmosférica en áreas urbanas, se mide la
concentración en un punto de muestreo Fjo en la zona
de estudio y este valor es adoptado para la población
total que vive en dicha zona (Buonanno
et al
. 2011).
Para que esta información sea conFable se requiere
la utilización de monitores operados de acuerdo con
los métodos de referencia o estándar. Estos métodos
han sido desarrollados como auxiliares en el control
de calidad y se deFnen como aquellos que han sido
sujetos a una prueba colaborativa, cuya conFabilidad
ha sido establecida con una base estadística y que han
sido aceptados como referencia por la comunidad
cientíFca (McKee
et al
. 1972).
En la mayoría de la redes de monitoreo alrede-
dor del mundo se realizan mediciones de PM
10
en
ambientes exteriores. Tanto en Europa como en los
Estados Unidos los métodos gravimétricos manuales
se han deFnido como referencia para su medición.
Estos métodos proveen la concentración promedio
de 24 h de las partículas. Sin embargo, debido al
tiempo y al trabajo invertidos en el procedimiento, se
requieren varios días desde que concluye el muestreo
hasta que los resultados están disponibles.
También se han aprobado métodos de referencia
equivalentes con equipos automáticos o semiautoma-
ticos, los cuales operan en muchas redes de monito-
reo. Estos métodos brindan concentraciones de MP
promedio en tiempos más cortos (por ejemplo una
hora), lo cual permite que la información esté dispo-
nible en línea casi de manera inmediata (Gehrig
et al
.
2005, Chow
et al
. 2008, Salomon y Sioutas 2008).
El método de alto volumen (AV ó HV, por sus
siglas en inglés) fue establecido como referencia
con base en un estudio colaborativo, realizado con
muestreadores de PST (USEPA 1971, McKee
et al
.
1972, CFR 2001). Aunque este método también es
aplicable en el muestreo de partículas respirables
(PM
10
), no se encontraron referencias detalladas en
relación con la validación o conFrmación de este
procedimiento para este tipo de mediciones.
Por otro lado, los impactadores de cascada
(ImpC) adaptados a muestreadores de AV han sido
utilizados por muchos años en la medición de la
distribución de tamaño aerodinámico de MP menor a
10 mm, así como su correspondiente concentración
de metales traza y compuestos orgánicos (Marple y
Willeke 1976, Karanasioua 2007). Sin embargo, a
diferencia de los impactadores virtuales (PM
10-2.5
),
EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL MÉTODO DE ALTO VOLUMEN PARA PM
10
81
estos no son considerados como método equivalen-
te por la USEPA (2012). Las publicaciones sobre
indicadores de calidad en mediciones con ImpC
también son escasas y generalmente se referen a
aplicaciones en la industria farmacéutica con mues-
treos de bajo volumen.
Los sistemas de calidad para los monitoreos del
aire se enfocan en entender y controlar la incertidum-
bre de las mediciones. Por ello, su interés se centra
en indicadores tales como precisión, sesgo, límites
de detección y comparabilidad. Cuando se estudian
variantes del método como sustratos de colección
o principios de operación alternativos (Chan
et al.
2000, Gębicki y Szymańanska 2012), resulta impor
-
tante determinar los indicadores del método, con el
fn de evaluar su desempeño en comparación con el
método de referencia.
Este estudio se realizó con la fnalidad de evaluar
el desempeño del método de alto volumen al utili-
zar muestreadores equipados con cabezales PM
10
e impactadores de cascada. Para cumplir con este
objetivo se realizaron campañas de muestreo con
equipos muestreadores operando simultáneamente
en el mismo sitio y se estimaron los indicadores de
calidad aplicables al método.
MATERIALES Y METODOS
Este estudio es un ejemplo de la carencia de valo-
res de referencia conocidos, debido a la imposibilidad
de utilizar un material de reFerencia certifcado o
una “atmósfera estándar” para realizar las pruebas.
Por lo tanto, el enfoque aplicado fue la obtención
de muestras simultáneas de una atmósfera real en
el mismo sitio y asumir la media de las mediciones
como el valor de referencia.
Se dispusieron tres equipos (muestreadores) para
colectar muestras de diferentes días. Cada día cons-
tituyó una muestra separada de material de concen-
tración desconocida pero común a todos los equipos.
Un solo resultado fue obtenido por cada operador
(analista) en cada uno de los días y no se obtuvieron
réplicas de ese día para una combinación particular
de operador-equipo.
Sitio de prueba
Se eligió un edifcio de dos plantas, ubicado en
el Centro de Investigación en Materiales Avanza-
dos (CIMAV), en la ciudad de Chihuahua, México.
El CIMAV se encuentra en un parque industrial
clasifcado como industria ligera (maquiladoras),
con zonas habitacionales aledañas que tienen una
densidad de 26 a 60 viviendas por ha. El edifcio se
localiza a una distancia de 180 m de la avenida más
cercana, sin fuentes industriales de MP cercanas que
pudieran tener una in±uencia en las muestras. Por
lo anterior se consideró que los muestreos fueron
representativos de una amplia zona. El techo del
edifcio brindó un espacio abierto y libre de obs
-
trucciones, aproximadamente a 13 m sobre el nivel
de suelo. Para evitar turbulencias y otros disturbios
de ±ujo que pudieran existir en el borde y en las
esquinas del techo, los equipos se instalaron a un
mínimo de 7 m del borde del mismo, formando un
triángulo con una separación de 4 m entre ellos de
acuerdo con los controles de calidad para métodos
de medición manuales de MP (McKee
et al
. 1972,
CFR 2006b).
Muestreo y determinación gravimétrica
Se realizaron tres campañas con equipos operando
simultáneamente. En la primera (marzo a octubre de
2012) se tomaron muestras de PM
10
de 10 días con
dos equipos de alto volumen (EQ
1
y EQ
2
) con cabezal
PM
10
(Graseby Andersen/GMW). Durante la segunda
campaña (octubre a diciembre de 2012) se instaló un
muestreador adicional (EQ
3
) y se tomaron muestras
de otros diez días. De esta manera se obtuvieron 20
muestras simultáneas de los equipos EQ
1
y EQ
2
y diez
muestras simultáneas de EQ
1
-EQ
2
-EQ
3
. Cada uno de
estos equipos fue asignado a un operador particular.
Durante la tercera campaña (enero a abril de 2013)
se tomaron muestras de cinco días con dos ImpC (An-
dersen Sierra, Serie 230), montados en los equipos
de alto volumen (EQ
1
y EQ
2
). Estos ImpC consisten
en un juego de cinco placas de aluminio ranuradas y
una base donde se coloca un fltro de respaldo. Los
tamaños de corte correspondientes a las etapas 1 a 6
(E1-E6) son: 7.2 a 10 µm, 3.0 a 7.2 µm, 1.5 a 3.0 µm,
0.95 a 1.5 µm, 0.49 a 0.95 µm y 0 a 0.49 µm.
El procedimiento seguido para la calibración de
los muestreadores, acondicionamiento de fltros,
muestreo y determinación de las concentraciones
de partículas fue el método EPA IO.2.1 (USEPA
1999a). La calibración se realizó con un calibrador
de platos de orifcios (Andersen) y un manómetro di
-
gital (GE Druck 705). Como medio de colección de
las partículas se utilizaron fltros rectangulares de f
-
bra de vidrio de 20.32 × 27.94 cm (Whatman G653)
y fltros ranurados de fbra de vidrio de 14.3 × 13.6
cm (TE-230-G²) en los ImpC. Los fltros se acon
-
dicionaron por 24 h a una temperatura de 22 ± 1 ºC
y una humedad relativa de 45 ± 5 %. El pesaje
se realizó en una microbalanza con sensibilidad
de 0.01 mg (Sartorius), instalada sobre una mesa
A. Campos Trujillo
et al.
82
antivibraciones dentro de una cabina para evitar
corrientes de aire.
Los periodos de muestreo fueron de 24 h, a un Fujo
de operación de alrededor de 1.1 m
3
/min (a condicio-
nes reales). Para mantener un Fujo constante, los mo
-
tores de succión fueron equipados con controladores
de Fujo volumétrico (Andersen/GMW).
Análisis estadístico
Algunos procedimientos estadísticos presuponen
que las muestras provienen de una distribución normal.
Las mediciones de partículas frecuentemente tienen
una distribución log-normal, por lo que la transfor-
mación logarítmica es ampliamente aplicada, aunque
existen otras que pueden ser utilizadas. Los conjuntos
de datos obtenidos con cada equipo fueron probados
para observar si se ajustaban a una distribución normal.
No todos los datos resultantes de los ImpC se ajusta-
ron a esta distribución, por lo que se les practicó una
transformación logarítmica de base 10.
Los datos de concentración de partículas fueron
analizados mediante análisis de varianza (ANOVA,
por sus siglas en inglés), intervalos de con±anza y
pruebas t pareadas para evaluar las diferencias entre
los resultados de los equipos.
La calidad de los datos de mediciones de conta-
minantes atmosféricos comúnmente es evaluada a
través de indicadores tales como límites de detección
(LD) y de cuanti±cación (LC), sesgo, precisión y
comparabilidad. Dado que para el método de alto
volumen no es posible preparar muestras con valores
de referencia conocidos, tampoco se puede estimar
el sesgo, el cual se de±ne como “la diferencia entre
el valor esperado de los resultados de la prueba y un
valor de referencia aceptado” (CENAM 2005).
De acuerdo con McGee
et al
. (1972), si se asume
que la cantidad de material volátil en los ±ltros no es
signi±cativa, el LD del método puede ser estimado
a partir de la desviación estándar de las diferencias
de los pesos de un conjunto de ±ltros no expuestos
(blancos), pesados en días diferentes (Ecuación 1).
Para este caso,
X
i
es la diferencia de los pesos de
cada uno de los ±ltros blanco,
(
) es el promedio
de estas diferencias (Ecuación 2) y
n
la cantidad de
±ltros pesados.
s
=
X
i
X
2
n
i
=1
n
– 1
(1)
X
bl
=
X
i
n
i
=1
n
(2)
Se acondicionaron y pesaron 20 ±ltros rectan
-
gulares y 20 ±ltros ranurados blancos, siguiendo
el mismo procedimiento utilizado con los ±ltros
expuestos. Los ±ltros se pesaron en dos días dife
-
rentes y el LD y LC se determinaron utilizando las
ecuaciones 3 y 4 respectivamente (CENAM 2005).
Donde
es el promedio de las diferencias de los
pesos de los ±ltros blancos y
s
bl
la desviación es-
tándar de las mismas.
LD
=
X
bl
+ 3
s
bl
(3)
LC
=
X
bl
+ 10
s
bl
(4)
La precisión, de±nida como “la variación en la
concentración de partículas medida entre muestrea-
dores idénticos bajo condiciones típicas de muestreo”
(CFR 2006a), puede ser reportada como la repetibi-
lidad del método.
Para los datos de los resultados pareados de EQ
1
y EQ
2
(n = 20), se calculó la diferencia porcentual
relativa (
d
i
) de cada muestreo (Ecuación 5), donde
X
i
y
Y
i
representan respectivamente la mayor y la menor
concentración obtenidas en cada uno de los muestreos.
di
=
100 (
X
i
Y
i
)
(
X
i
Y
i
)/2
(5)
El coe±ciente de variación para cada uno de
los muestreos (CV
i
) se calculó de acuerdo a la
ecuación 6.
CV
i
=
d
i
/
2
(6)
Para determinar el CV, se combinaron los CV
i
utilizando la ecuación 7, donde
n
es el número de
muestreos realizados durante la campaña.
CV
=
CV
/
n
n
i
=1
i
2
(7)
La reproducibilidad es “la precisión bajo con-
diciones según las cuales los resultados de prueba
se obtienen con el mismo método, sobre objetos
de prueba idénticos, en diferentes laboratorios, por
diferentes operadores, usando diferentes equipos”
(CENAM 2005). Para obtenerla, se requiere un estu-
dio de colaboración o prueba interlaboratorio. Dadas
las di±cultades para realizar una prueba de este tipo,
tanto económicas como logísticas, sólo fue posible
obtener la precisión intermedia para operadores/
equipos (Ecuación 8).
S
I
=
1
n
(
t
– 1)
(
X
ij
X
i
)
n
i
=1
t
j
=1
(8)
EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL MÉTODO DE ALTO VOLUMEN PARA PM
10
83
Donde
s
I
es la precisión intermedia,
n
es el número
de muestras (días),
t
es el número de situaciones dife-
rentes,
X
ij
es la concentración de partículas medida en
el i-ésimo día por el j-ésimo operador/equipo y
i
el
promedio de las concentraciones de los operadores/
equipos en el i-ésimo día.
Una medida de la efectividad de un método es
qué tan buen desempeño mantiene aún sin una im-
plementación perfecta. Existen pasos que si no se
llevan a cabo con sufciente cuidado, pueden tener
un efecto severo sobre el desempeño del método.
Estos pasos deben identifcarse y si es posible, debe
ser evaluada su inFuencia por medio de pruebas de
robustez. Con base en los resultados de robustez los
pasos con incertidumbre deberán de ser controlados
cuidadosamente cuando se aplica el método. La
robustez de un procedimiento es una medida de su
capacidad de permanecer inalterado por variaciones
pequeñas pero deliberadas en los parámetros del mé-
todo y proporciona una indicación de su confabilidad
durante su uso normal (CENAM 2005).
La calibración de los equipos y la balanza, así
como un incorrecto procedimiento de acondicio-
namiento de los fltros (Buonano
et al
. 2011) son
los factores que agregan mayor incertidumbre a las
mediciones de la concentración de MP. Estos factores
intervienen en la determinación la masa colectada
(mg) y del volumen total de aire muestreado (m
3
).
Para calcular el volumen se debe medir el tiempo de
muestreo (min) y determinar la tasa de Fujo (m
3
/min)
mediante la presión barométrica (mm Hg), la tempe-
ratura ambiente (ºC) y la presión de estancamiento
del equipo (plg. H
2
O).
Para observar el efecto de estas variables sobre
el cálculo de la concentración de PM
10
se planteó un
escenario de re±erencia y luego se realizaron modif
-
caciones a los valores de una variable, conservando
estables los valores de las restantes.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Comparación entre equipos de muestreo
PM
10
. Los análisis estadísticos para comparar
EQ
1
, EQ
2
y EQ
3
se realizaron con los datos reales, es
decir, sin ningún tipo de transformación, dado que las
pruebas de normalidad indicaron que los tres conjuntos
de datos se ajustaron a esta distribución (P > 0.05).
Al grafcar las concentraciones medidas de PM
10
contra los promedios diarios se pudo observar que
los resultados de los tres equipos fueron similares,
aunque la dispersión de los datos fue ligeramente
mayor cuando las concentraciones medidas aumen-
taron (
Fig. 1
).
El análisis de varianza de un solo factor (a = 0.05)
indicó que no hubo diferencias estadísticamente sig-
nifcativas entre las medias (P=0.963), por lo que el
factor equipo/operador no es una fuente importante
de variación (
Cuadro I
). Esto se puede observar
gráfcamente en la
fgura 2
, donde los intervalos de
confanza (95 %) se traslapan.
Impactadores de cascada
. No todos los conjun-
tos de datos de las diferentes etapas se ajustaron
a la distribución normal. Con el fn de realizar el
análisis de comparación de las medias de ambos
equipos se realizó una transformación logarítmica
(base 10) al conjunto completo de datos. Las pruebas
t pareadas mostraron que tampoco existen diferen-
cias signifcativas entre las medias de los equipos
en alguna de las 6 etapas (P > 0.05). La
fgura
3
90
80
70
60
50
40
30
30
40
PM
10
promedio (μg/m
3
)
PM
10
medio (μg/m
3
)
50
60
EQ1
EQ2
EQ3
70
80
90
20
Fig. 1.
Dispersión de las concentraciones de PM
10
medidas
simultáneamente con tres equipos de muestreo (EQ
1
,
EQ
2
y EQ
3
)
CUADRO I.
ANÁLISIS DE VARIANZA DE UN FACTOR DE LAS CONCENTRACIONES DE PM
10
MEDIDAS SIMULTÁNEAMENTE EN LOS EQUIPOS DE MUESTREO EQ
1
, EQ
2
y EQ
3
(α = 0.05)
Fuente
Grados de libertad
Suma de cuadrados
Cuadrados medios
F
P
Factor (equipos)
2
22
11
0.04
0.963
Error estándar
27
7948
294
Total
29
7970
A. Campos Trujillo
et al.
84
muestra que los intervalos de confanza contienen
a las hipótesis nulas (Ho), por lo cual se rechazó
la hipótesis alternativa (95% de confanza) de que
las diferencias entre las medias de los equipos son
diferentes de cero.
De acuerdo con estos resultados, cuando se hace
uso de muestreadores de alto volumen con cabeza-
les PM
10
e impactadores de cascada, los resultados
obtenidos por diferentes operadores o laboratorios
en diferentes sitios, pueden ser comparables siem-
pre y cuando se siga detalladamente el método de
referencia.
Límites de detección y cuantifcación
PM
10
. Los LD y LC calculados a partir de la desvia-
ción estándar de las diferencias entre la primera y se-
gunda pesada de los fltros blanco (
Cuadro II
), fueron
1.89 mg y 4.30 mg respectivamente (
Cuadro III
).
Estos límites se relacionan con el tiempo y el Fujo
de muestreo para determinar los límites de concen-
tración de partículas equivalente en el aire ambiente
(LD
AA
y LC
AA
). En un muestreo de 24 h a un Fujo de
1.1 m
3
/min, el LD
AA
resultante sería de 0.56 µg/m
3
y el LC
AA
de 2.71 µg/m
3
. Concentraciones de PM
10
tan bajas como éstas son difíciles de encontrar, aún
en sitios poco impactados por la actividad humana.
Campos (2006) reportó concentraciones mínimas de
PM
10
de 5.13 µg/m
3
(percentil 5)
en un área suburba-
na cercana a la ciudad de Chihuahua, con muy baja
densidad poblacional.
Impactadores de cascada
. Los límites calculados
para PM
10
con fltros rectangulares, aplican también
para la etapa E6 de los ImpC, ya que los fltros utiliza
-
dos fueron los mismos. En el caso de E1 a E5, donde
se utilizaron fltros ranurados, los límites calculados
fueron 0.86 mg (LD) y 2.18 mg (LC), los cuales
equivalen a concentraciones en aire ambiente de
0.54 µg/m
3
(LD
AA
) y 1.38 µg/m
3
(LC
AA
). Durante
EQ1
75
70
65
60
55
50
PM
10
medido (μg/m
3
)
EQ
2E
Q3
Equipos
Fig. 2.
Intervalos de confanza (95 %) para las medias de los
equipos EQ
1
, EQ
2
, EQ
3
Fig. 3.
Di±erencias entre la hipótesis nula (Ho) y el intervalo de confanza t (95 %) para las medias de las etapas E1 a la E6 (im
-
pactadores de cascada) en los equipos EQ
1
y EQ
2
(datos transformados)
Etapa 1
Etapa 4
Etapa 5
Etapa 6
Etapa 2
Etapa 3
X
–0.05 –0.04 –0.03 –0.02 –0.01 0.00
0.01
0.02
Ho
P = 0.270
X
–0.02
–0.01
0.00
0.01
0.02
Ho
P = 0.511
X
–0.075
–0.050
–0.025
Diferencias
0.00
00
.025
Ho
P = 0.484
X
–0.0
6–
0.04
–0.0
20
.0
00
.02
Ho
P = 0.239
X
–0.005 0.000
0.00
50.010
0.015
–0.010
Ho
P = 0.147
X
–0.050
0.02
50
.000
0.025
–0.075
Ho
P = 0.371
CUADRO II.
ESTADÍSTICOS DESCRIPTIVOS DE LAS
DIFERENCIAS DE PESOS DE FILTROS
BLANCOS
DP (mg)
FRC
FRN
Mínimo
0.32
0.03
Máximo
1.91
0.64
Promedio
0.85
0.30
s
0.34
0.19
n=20, DP: di±erencia entre la primera y segunda pesada, ²RC: fl
-
tros rectangulares, ²RN: fltros ranurados, s: desviación estándar
EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL MÉTODO DE ALTO VOLUMEN PARA PM
10
85
este estudio no se presentaron concentraciones iguales
o menores a los límites de cuantifcación obtenidos.
Las concentraciones más bajas fueron de 9.52 µg/m
3
en la E6 y de 2.35 µg/m
3
en la E4.
Estos resultados indican que la sensibilidad del
método no representa una limitante en mediciones
de PM
10
, ni de fracciones más pequeñas mediante el
uso de ImpC en ambientes urbanos.
Precisión del método
PM
10
. La repetibilidad (CV) se determinó median-
te el procedimiento para dos replicas (EQ
1
y EQ
2
),
obteniéndose un CV de 3.04 % (
Cuadro IV
). Este
resultado concuerda con el 3.0 % establecido para
un solo analista (USEPA 1971).
No se pudo calcular una estimación de la repro-
ducibilidad, ya que no se realizó una prueba interla-
boratorios. Sin embargo, los datos de los tres equipos
permitieron el cálculo de una precisión intermedia
para operador-equipo, la cual resultó de 3.28 %. La
precisión intermedia siempre debe ser menor a la
reproducibilidad, la que, de acuerdo con el método
de referencia es de 3.7 %.
Impactadores de cascada
. En comparaciones de
equipos muestreadores de PST, PM
10
y PM
2.5
,
la
precisión no debe ser menor a 10 % (CFR 2006b). En
este caso los CV de todas las etapas se mantuvieron
por debajo de ese límite, desde 1.7 % para E2 hasta
6.8 % para E3 (
Cuadro V
).
Algunos autores, como Buonanno
et al
. (2011),
han reportado que las incertidumbres de las medicio-
nes de partículas muestran un incremento conforme
la fracción medida disminuye. De igual manera, la
precisión parece disminuir en este mismo sentido.
Al sumar las etapas E1 a E6, E3 a E6 y E5 a E6 para
obtener la concentración de PM
10
, PM
3.0
(~PM
2.5
) y
PM
0.95
(~PM
1.0
) se observó un incremento del CV
hacia las fracciones más pequeñas, el cual no fue
evidente al evaluar las 6 fracciones por separado
(
Cuadro V
).
Los resultados confrmaron que el método tiene
un nivel de precisión adecuado para ser utilizado en
mediciones tanto de PM
10
, como de las fracciones
más pequeñas obtenidas mediante ImpC.
Robustez
Para observar el efecto de las variables sobre el cál-
culo de la concentración de PM
10
se planteó un escena-
rio de referencia (caso 1) y luego se realizaron modi-
fcaciones a los valores de las variables (
Cuadro VI
).
Para los casos 2 al 7 (primer bloque) se estableció
una variación del 10 %, la cual es la máxima permi-
tida por los objetivos de calidad de los métodos de
medición (CFR 2006b). Los casos 8 al 11 (segundo
bloque) Fueron planteados de manera que re±ejaran
con una mayor aproximación las mediciones ver-
daderas, por lo que las variaciones se establecieron
ligeramente por arriba de las tolerancias máximas
permitidas a los equipos de medición por el método
o por su diseño. No se planteó una variación de la
temperatura adicional al caso 2, ya que éste coincidió
con ambos criterios.
El tiempo de muestreo y la masa resultaron las
variables de mayor impacto entre los casos del primer
bloque (casos 5 y 6). Esto se explica por el hecho de
CUADRO III.
LÍMITES DE DETECCIÓN Y CUANTIFICA-
CIÓN PARA PM
10
E IMPACTADORES DE
CASCADA
PM
10
Impactadores de cascada
LD (µg)
1.89
0.86
LC (µg)
4.30
2.18
LD
AA
(µg/m
3
)
0.56
0.54
LC
AA
(µg/m
3
)
2.71
1.38
LD y LC: límites de detección y cuantifcación respectivamen
-
te, LD
AA
y LC
AA
: límites de detección y cuantifcación en aire
ambiente respectivamente
CUADRO IV.
RESULTADOS DE CONCENTRACIÓN DE
PM
10
Y DE LA PRECISIÓN DEL MÉTODO
DE ALTO VOLUMEN, UTILIZANDO DOS
MUESTREADORES (EQ
1
Y EQ
2
)
Muestreo
Promedio (mg/m
3
)
d
i
CV
i
CV
1
31.87
4.46
3.15
3.04
2
48.01
3.94
2.78
3
49.33
2.66
1.88
4
47.55
6.12
4.33
5
42.25
8.00
5.66
6
25.50
3.96
2.80
7
32.67
4.38
3.10
8
47.89
2.26
1.59
9
35.41
1.58
1.12
10
45.48
2.24
1.59
11
57.51
1.95
1.38
12
56.31
8.33
5.89
13
29.09
3.37
2.38
14
65.06
5.96
4.22
15
70.55
1.63
1.15
16
49.32
0.16
0.11
17
83.57
5.19
3.67
18
69.16
2.27
1.61
19
79.98
3.13
2.21
20
76.98
3.68
2.60
d
i
: diferencia porcentual relativa, CV
i
: coefciente de variación
para cada muestreo, CV: coefciente de variación para toda la
campaña
A. Campos Trujillo
et al.
86
que ambas tienen una relación muy directa con la
concentración de MP.
Una modifcación de 2 mg en la masa resultó
en una variación de sólo 1.27 µg/m
3
, equivalente a
un 1.58 % (caso 11). Con una correcta calibración
y verifcación de la balanza, además de controles
de calidad adecuados, se pueden lograr variaciones
menores a 1 mg que es el límite establecido por la
USEPA (1999b). Cabe mencionar que para concen-
traciones muy bajas (< 10 µg/m
3
), una variación de
1 mg puede resultar en un error mayor al 6 %. Sin
embargo como se mencionó anteriormente, en áreas
urbanas raramente se presentan niveles de concen-
tración tan bajos.
El tiempo es una variable que puede medirse
fácilmente con muy buena precisión. En relojes
mecánicos los errores característicos son de 30 a 60
s en 24 h. Debido a esto los errores en la lectura del
tiempo en muestreos reales tienen una inFuencia muy
pequeña sobre el resultado de la concentración tal
como se puede ver en el Caso 10, donde un error de 5
min resultó en una variación de 0.35 % (0.28 µg/m
3
).
En cuanto a la temperatura, el método estándar in-
dica el uso de termómetros trazables con diferencias
máximas de ± 2 ºC. Un cambio de 2.5 ºC repercutió
en una variación de 3.75 % (caso 2), la cual si bien se
encontró dentro de los límites razonables resultó alta
en comparación con los casos del segundo bloque.
La presión barométrica debe medirse con un ba-
rómetro trazable y estar dentro del rango de ± 5 mm
Hg al compararlo contra un estándar. Una modifca
-
ción de 76 mm Hg (caso 3) resultó en una variación
CUADRO V.
RESULTADOS DE CONCENTRACIÓN DE 6 FRACCIONES (ETAPAS) DE PM Y DE LA PRECISIÓN CON IM-
PACTADORES DE CASCADA
Etapa
Tamaño (µm)
Promedio (µg/m
3
)
Mín. (µg/m
3
)
Máx. (µg/m
3
)
d
i
CV
i
CV
E
Promedio (DT log
10
)
1
7.2 a 10.0
7.18
4.13
9.72
5.43
1.60
4.07
0.8363
2
3.0 a 7.2
14.70
7.51
24.01
2.22
1.09
1.70
1.1328
3
1.5 a 3.0
6.50
3.13
11.33
9.31
6.75
6.80
0.7640
4
0.95 a 1.5
4.86
2.35
7.76
3.00
1.87
2.37
0.6391
5
0.49 a 0.95
3.45
2.53
5.02
8.07
5.84
5.92
0.5213
6
0 a 0.49
14.40
9.52
18.71
6.82
7.52
5.28
1.1479
PM
10
<10
51.09
33.08
81.08
2.85
2.02
2.08
---
PM
3.0
<3.0
29.21
21.44
46.06
3.85
2.72
3.11
---
PM
0.95
<0.95
17.85
12.34
24.08
5.85
4.13
4.54
---
Mín y Máx: menor y mayor concentración (respectivamente) observadas durante la campaña, d
i
: diferencia porcentual relativa promedio
por etapa, CV
i
: coefciente de variación promedio por etapa, CV
E
: coefciente de variación por etapa para toda la campaña, DT log
10
:
datos transformados (logaritmo base 10).
CUADRO VI.
EFECTO DE MODIFICACIÓN DE LOS VALORES DE LAS VARIABLES MEDIDAS SOBRE LA CON-
CENTRACIÓN DE MP
Caso
Temp.
ºC
P
bar
mm Hg
P
stg
plg.H
2
O
Q
a
m
3
/min
Tiempo
min
Vol.
m
3
Masa
µg
Conc.
µg/m
3
Variación
%
1
25.0
760
13.0
1.10
1440
1583
126.64
80.00
-
2
22.5
760
13.0
1.06
1440
1525
126.64
83.00
3.75
3
25.0
684
13.0
1.08
1440
1552
126.64
81.59
1.98
4
25.0
760
11.7
1.12
1440
1601
126.64
78.87
1.41
5
25.0
760
13.0
1.10
1296
1425
126.64
88.89
11.11
6
25.0
760
13.0
1.10
1440
1583
113.98
72.00
10.00
7
22.5
684
11.7
1.06
1296
1370
113.98
83.18
3.97
8
25.0
750
13.0
1.10
1440
1579
126.64
80.19
0.23
9
25.0
760
12.6
1.10
1440
1590
126.64
79.65
0.43
10
25.0
760
13.0
1.10
1335
1576
126.64
80.28
0.35
11
25.0
760
13.0
1.10
1440
1583
124.64
78.73
1.58
Temp: temperatura, P
bar
: presión barométrica, P
stg
: presión de estancamiento, Q
a
: tasa de Fujo, Vol: volumen total muestreado,
Conc: concentración de PM
10
Variables medidas
Variables calculadas
EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DEL MÉTODO DE ALTO VOLUMEN PARA PM
10
87
relativamente pequeña (1.98 %). Cuando la modif
-
cación fue de 10 mm Hg (caso 8), la alteración del
resultado fue despreciable (0.28 µg/m
3
, equivalente
a 0.23 %).
En el caso 4, una modifcación de 1.4 plg. H
2
O
en la presión de estancamiento derivó en una varia-
ción relativamente pequeña (1.41 %). Respecto a los
manómetros de columna de agua, no se encontraron
referencias sobre la precisión de los mismos. Por lo
anterior se consideró un error de 4 plg. H
2
O en el
caso 9, el cual repercutió en una variación del 0.43 %
ó 0.35 µg/m
3
. Lo anterior indica que los errores en la
medición de ambas presiones tienen una inFuencia
muy pequeña sobre los resultados.
En condiciones de muestreo, los errores en las
mediciones de las variables se presentan de manera
simultánea y en algunos casos los efectos de estos
errores se pueden cancelar entre sí. En el caso 7 se rea-
lizaron modifcaciones del 10 % a los valores de todas
las variables, dando como resultado una variación de
3.97 %. Esta variación fue mayor al 1.41 % obtenido
cuando só
lo se modifcó la presión de estancamiento
(caso 4), pero mucho menor al 11.11 % resultante al
modifcar únicamente el tiempo de muestreo (caso 5).
En el caso 7 se plantearon subestimaciones de los va-
lores de las variables. Sin embargo, combinaciones de
subestimaciones y sobreestimaciones de estos valores
pueden conducir a diferentes resultados, aún cuando
todas sean de la misma magnitud (10 % por ejemplo).
Los resultados mostraron que el método es robus-
to y las variaciones que pueden ocurrir en condiciones
reales de muestreo tienen un efecto menor. Al ser la
temperatura ambiente y la masa las dos variables de
mayor inFuencia sobre los resultados de concentra
-
ción se debe tener especial cuidado en su medición.
Las variaciones de las condiciones ambientales
durante los diferentes muestreos resultaron de uti-
lidad para la evaluación del método. Los resultados
mostraron que el método es preciso en un amplio
rango de temperaturas medias diarias (10 a 28 ºC) y
humedad relativa (19 a 60 %), así como de niveles
de concentración de PM
10
(29 a 83 µg/m
3
). Las bajas
correlaciones entre el CV
i
y la temperatura (0.43,
P = 0.05), la humedad relativa (–0.33, P = 0.16) y la
concentración de PM
10
(–0.02, P = 0.95), indican que
la precisión se ve poco afectada por estas variables
ambientales.
CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos en cuanto a los indica-
dores de calidad de los datos, aplicables al método
de alto volumen (LD, LC, precisión y robustez)
mostraron que el método es adecuado para su uso
en la medición de partículas PM
10
y fracciones más
pequeñas (obtenidas mediante impactadores de cas-
cada) en ambientes urbanos.
Los datos registrados mediante este método en
distintos sitios, por ejemplo, en una red de monito-
reo o entre diversas redes pueden ser comparables
siempre que se siga detalladamente el método de
referencia.
Se sabe que la localización de los muestreadores
pude implicar una mayor variabilidad que cualquier
falta de precisión en el método de medición, por lo
que se hace hincapié en que los sitios de muestreo
sean seleccionados de tal manera que estén libres de
interferencias locales. Lo anterior si se desea que los
resultados sean representativos de una amplia zona.
REFERENCIAS
Buonanno G., Dell’Isola M., Stabile L. y Viola A. (2011).
Critical aspects of the uncertainty budget in the gravi-
metric PM measurements. Measurement 44, 139-147.
Campos A. (2006). Evaluación de partículas atmosféricas
PST y PM
10
en la Ciudad de Chihuahua, México:
niveles de concentración, composición elemental e
identifcación de ±uentes emisoras. Tesis doctoral. ²ac
-
ultad de Zootecnia y Ecología. Universidad Autónoma
de Chihuahua. Chihuahua, México. 88 pp.
CENAM (2005). CNM-MRD-PT-030. Métodos analíticos
adecuados a su propósito. Guía de laboratorio para
la validación de métodos y temas relacionados. 2da.
edición. Centro Nacional de Metrología. Informe téc-
nico. Los Cués, Querétaro, México. 67 pp.
CFR (2001). Title 40: Protection of environment, parts 50
to 51. Part 50: National primary and secondary ambient
air quality standards. Apendix B: Reference method for
the determination of suspended particulate matter in
the atmosphere (high volume method). Code of Federal
Regulations. Washington, EUA. 520 pp.
CFR (2006a). Title 40: Protection of environment, parts
53 to 59. Part 53: Ambient air monitoring reference
and equivalent methods. Subpart D: Procedures for
testing performance characteristics of methods for
PM
10
. Code of Federal Regulations. Washington,
EUA. 379 pp.
CFR (2006b). Title 40: Protection of environment, parts
53 to 59. Part 58: Ambient air quality surveillance.
Subpart G: ²ederal monitoring. Apendix A: Quality
assurance requeriments for SLAMS, SPMs and PSD air
monitoring. Code of Federal Regulations. Washington,
EUA. 379 pp.
A. Campos Trujillo
et al.
88
Chan Y.C., Vowles P.D., McTainsh G.H., Simpson R.W.,
Cohen D.D., Bailey G.M. y McOrist G.D. (2000).
Simultaneous collection of airborne particulate matter
on several collection substrates with a high-volume
cascade impactor. Atmos. Environ. 34, 2645-2651.
Chow J.C., Doraiswamy P., Watson J.G., Chen L.W.A.,
Ho S.S.H. y Sodeman D.A. (2008). Advances in
integrated and continuous measurements for particle
mass and chemical composition. J. Air Waste Manage.
58, 141-163.
Gębicki J. y Szymańanska K. (2012). Comparative feld
test for measurement of PM
10
dust in atmospheric air
using gravimetric (reference) method and b-absorption
method (Eberline FH 62-1). Atmos. Environ. 54, 18-24.
Gehrig R., Hueglin C., Schwarzenbach B., Seitz T. y
Buchmann B. (2005). A new method to link PM
10
concentrations from automatic monitors to the manual
gravimetric reference method according to EN12341.
Atmos. Environ. 39, 2213-2223.
Karanasioua A.A., Sitarasb I.E., Siskosb P.A y Eleftheri-
adisa K. (2007). Size distribution and sources of trace
metals and n-alkanes in the Athens urban aerosol dur-
ing summer. Atmos. Environ. 41, 2368-2381.
McKee H.C., Childers R.E., Saenz O., Stanley T.W. y Mar-
geson J.H. (1972). Collaborative testing of methods
to measure air pollutants. I. The high-volume method
for suspended particulate matter. J. Air Pollut. Control
Assoc. 22, 342-347.
Marcazzan G.M., Ceriani M., Valli G. y Vecchi R. (2003).
Source apportionment of PM
10
and PM
2.5
in Milan
(Italy) using receptor modeling. Sci. Total Environ.
317, 137-147.
Marple V.A. y Willeke K. (1976). Impactor design. Atmos.
Environ. 10, 891-896.
Mészáros E. (1993). Global and regional changes in atmo-
spheric composition. Lewis Publishers. Boca Raton,
EUA. 175 pp.
Penttinen P., Alm S., Ruuskanen J. y Pekkanen J. (2000).
Measuring reFectance o± TSP-flters ±or retrospective
health studies. Atmos. Environ. 34, 2581-2586.
Pope III C.A. y Dockery D.W. (2006). Health effects of
fne particulate air pollution: lines that connect. J. Air
Waste Manage. 56, 709-742.
Solomon P.A. y Sioutas C. (2008). Continuos and semi-
continuous monitoring techniques for particulate
matter mass and chemical components: a sintesis
o± fndings ±rom EPA´s particulate matter supersites
program and related studies. J. Air Waste Manage.
58, 164-195.
USEPA (1971). EPA APDT-0904. Colaborative study of
reference method for the determination of suspended
particulates in the atmosphere (High Volume Method).
United States Environmental Protection Agency. Re-
porte técnico. Research Triangle Park, North Carolina,
EUA. 10 pp.
USEPA (1999a). EPA/625/R-96/010a. Compendium of
methods for the determination of organic compounds
in air ambient. Method IO-2.1. Sampling of ambient
air for total suspended particulate matter (SPM) and
PM
10
using high volume sampler. United States Envi-
ronmental Protection Agency. Compendio de métodos.
Cincinnati, EUA. 74 pp.
USEPA (1999b). EPA/625/R-96/010a. Compendium of
methods for the determination of organic compounds
in air ambient. Method IO-3.1. Selection, preparation
and extraction o± flter material.
United States Envi-
ronmental Protection Agency. Compendio de métodos.
Cincinnati, EUA. 30 pp.
USEPA (2012). List of designated reference and equiva-
lent methods. United States Environmental Protection
Agency. Research Triangle Park, North Carolina,
EUA. 60 pp.
Watson J.G. (2003). Visibility: science and regulation. J.
Air Waste Manage. 52, 628-713.
logo_pie_uaemex.mx