Revista digital lista by Cami Mier

BIOCHEMICAL ENGINEERING AND THE ENVIRONMENT

Volumen 1

N掳1

FCIAL 2014

Primera Edici贸n

Julio 2014

CRÉDITOS Editora Adriana Catalina Caicedo de la Cruz

COLABORADORES Ing. Iveth Manzano

CONTENIDO Uso de Arcillas Especiales para Depuración de Aguas Residuales

Germán Caicedo

Diseño y Diagramación Adriana Catalina Caicedo C.

Tratamiento de aguas residuales por un sistema

piloto

humedales

artificiales:

evaluación de la remoción de la carga orgánica

Portada Adriana Catalina Caicedo C.

Ictiofauna de un sistema fluvial receptor de aguas servidas: respuestas a una nueva planta de tratamiento Corrosión de los metales.

El constante avance de la sociedad trae consigo una serie de afecciones a la naturaleza por llamarlo de esta forma, una de ellas es la contaminación del agua por medio de las aguas residuales generadas por la misma sociedad resultando estas del agua ya utilizada, ahora con residuos contaminante los que no poseen un tratamiento adecuado para el desemboque a los ríos o lagos que los contienen. Antes de volver a la naturaleza, deben ser depuradas. Para ello se conducen a las plantas o estaciones depuradoras, donde se realiza el tratamiento más adecuado para devolver el agua a la naturaleza en las mejores condiciones posibles aunque en la actualidad no se da en su totalidad, existiendo el desemboque directo de las mismas. Todavía existen muchos pueblos y ciudades de nuestro país que vierten sus aguas residuales directamente a los ríos, sin depurarlas. Esta conducta ha provocado que la mayoría de los seres vivos que vivían en esos ríos hayan desaparecido. Las aguas residuales no tratadas pueden contaminar el medio ambiente y su exposición representa una amenaza para la salud, además de existir las industrias que son una enorme fuente de contaminación del agua, que produce contaminantes que son extremadamente perjudiciales para las personas y para el medio ambiente. Por ello se da la publicación de esta revista, por la necesidad de contrarrestar esta contaminación al agua por el ser el líquido vital indispensable para la vida, siendo la carrera de Ingeniería Bioquímica una de las encargadas del tratamiento y remediación de estas para el bien del medio ambiente y de quienes abitamos en este.

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USO DE ARCILLAS ESPECIALES PARA DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES Use of Special Clays for Wastewater Treatment

L. Andrade, E.F. Covelo, F.A.

Resumen Para evaluar la eficacia de las arcillas especiales para la remoción de metales pesados de aguas residuales, se muestrearon y caracterizaron varios tipos de arcillas y las aguas de tres efluentes residuales industriales. Los componentes mayoritarios de las arcillas fueron: sepiolita: montmorillonita (76%); bentonita magnésica: vermiculita (74,4%); bentonita alumínica: esmectita (69,1%) y paligorskita (80%). Las aguas residuales se hicieron circular a través de lechos de cada una de las arcillas; manteniendo un tiempo de contacto de tres horas. Se analizó el contenido de metales pesados disueltos en las aguas antes y después de pasar a través de cada lecho. La sepiolita y la bentonita magnésica son eficaces para reducir la concentración de metales pesados en aguas residuales industriales. Se concluye que la adsorción depende del pH, del contenido de metales y del contenido de sólidos en suspensión en las aguas. Palabras clave: arcillas, montmorillonita, sepiolita.

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INTRODUCCIÓN El vertido incontrolado de residuos industriales está causando serios problemas a los recursos hídricos de muchas zonas, poniendo en peligro el equilibrio de los distintos ecosistemas y la salud de sus habitantes. El problema de la contaminación de las aguas ha hecho que el control de los residuos sea más exigente y que se establezcan normas cada vez más restrictivas sobre el contenido permitido de compuestos tóxicos en los vertidos industriales (Ley de aguas, 1985). Las arcillas comerciales, que sirven como materia prima industrial, figuran entre los recursos minerales más importantes, tanto por el volumen explotado como por el valor de la producción. Un 90 % de la producción se dedica preferentemente a la fabricación de materiales de construcción y agregados y sólo un 10 % se dedica a otras industrias. Las que se utilizan en construcción se denominan arcillas cerámicas y están compuestas por dos o más minerales de la arcilla, generalmente ilita y esmectita, con importantes cantidades de otros minerales que no son filosilicatos. Al segundo tipo se les denomina arcillas especiales, están constituidas predominantemente por un sólo tipo de arcilla y sus propiedades dependen esencialmente de las características de ese mineral. Las arcillas especiales se pueden dividir en caolines y arcillas caoliníferas (con muy bajo poder de adsorción), bentonitas, sepiolita y paligorskita (Grim y Guven, 1978; Galan, 1990a, Galan, 1990b; Doval et al., 1991).

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MATERIALES Y MÉTODOS Como material de estudio se utilizaron arcillas especiales: bentonita alumínica, bentonita magnésica, sepiolita y paligorskita, suministradas por la empresa Süd-Chemie, España. La mayoría fueron extraídas en los yacimientos de Yuncos y Pinto y Valdemoro y tratadas en la planta de Yuncos (Toledo, España). Para la identificación de las arcillas, se realizó un análisis mineralógico semicuantitativo por difracción de rayos X en un difractómetro de polvo cristalino SIEMENS D-5000. Para la medida de las muestras se usó una configuración q - 2q (sistema Bragg-Brentano), con ánodo de cobre y un paso de 0,05º con un tiempo de 10 segundos por paso (Brindley y Brown, 1980; Moore y Reynolds, 1989). También se ha efectuado un análisis químico por fluorescencia de rayos X en un equipo SIEMENS SRS 3000. Para analizar los elementos mayoritarios se realizó una fusión con tetraborato de litio y para los elementos traza, se secaron y calcinaron las muestras, se obtuvieron pastillas, se compactaron y se sometieron al análisis. Para evaluar la eficacia de dichas arcillas como adsorbentes de metales pesados se utilizaron tres tipos de aguas residuales procedentes de la empresa IZAR-Ferrol (España), originadas en diversas etapas de su producción industrial (Tabla 1). Cada una de las aguas fue muestreada al azar, por quintuplicado, en diferentes días; generando una muestra compuesta (M1, M2 y M3) para cada uno de los diferentes orígenes. Para realizar las experiencias de adsorción, cada una de las muestras de agua fue dividida en dos partes, una de las cuales fue filtrada a través de filtros Whatman 42 que permiten la retención de partículas de tamaño superior a 2,5 mm. Se tomaron submuestras de 1000 mL de las aguas residuales filtradas (MF) y sin filtrar (M), y cada una de ellas se hizo circular a través de 10 g de cada una de las arcillas, dispuestas en forma de lecho de 3 cm de espesor; manteniendo un tiempo de contacto entre el agua y la arcilla de 3 horas (Figura 1).

Fig. 1: Esquema del diseño experimental.

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El contenido de metales pesados disueltos en las aguas residuales se analizó por ICP-OES (Perkin Elmer Optima 4300 DV) antes y después de pasar a través de cada uno de los lechos de arcilla. La cantidad adsorbida se estimó por diferencia entre la concentración inicial en el agua residual con la final, una vez que ha circulado a través del lecho de arcilla, y se expresa en mmol g-1 de arcilla. Para comparar las capacidades adsortivas de las diferentes arcillas para un ión concreto, se calcularon los coeficientes de distribución para cada metal y cada arcilla (Reddy y Dunn, 1986; Gao et al., 1997), de acuerdo con la fórmula:

Kd Cantidad de metal adsorbido en el =

equilibrio ( mol g-1) Concentración de metal en la disolución de equilibrio ( mol L-1)

Los coeficientes de distribución (Kd) representan la afinidad de los cationes metálicos en disolución por la fase sólida y pueden utilizarse para evaluar la movilidad y retención de los cationes metálicos por suelos, arcillas y óxidos. De acuerdo con Anderson y Christensen (1988), altos valores de Kd indicarán que el metal es retenido por la fase sólida a través de reacciones de adsorción, mientras que valores bajos indicarán que

una importante proporción permanece en forma soluble. Asimismo, y para establecer las diferentes capacidades de adsorción de los distintos metales por las arcillas, se ha calculado el coeficiente de distribución propuesto por Kaplan et al. (1994): Aquí, SCMj,ads es la suma de las concentraciones de los cationes adsorbidos y S CMj,

aq,f

la suma de las

concentraciones de los cationes en disolución. Todas las experiencias se realizaron por triplicado y los resultados son la media de las tres réplicas. Los datos fueron tratados estadísticamente, el programa estadístico utilizado fue el SPSS versión 10.1 para Windows (Norussis, 1992). Se realizaron distintos análisis de varianza (ANOVA) y se utilizó el test de diferencias significativas (LSD) al 5%. Asimismo se evaluó la relación entre las distintas variables mediante análisis de correlación y regresión.

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RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los resultados obtenidos en los análisis de las aguas residuales (Tabla 1) indican que todas poseen concentraciones elevadas de Mn y Fe, sobre todo la M3 y que, excepto la M1, muestran contenidos elevados de diversos metales, algunos de ellos, como Cd, Cr, Cu, Pb y Ni, de gran toxicidad para las aguas, sedimentos y suelos y que pueden permanecer en el ambiente durante cientos de años. Las procedentes del proceso de desincrustado (M3) presentan altas concentraciones sobre todo de Cu, Ni y algo menores, aunque importantes, de Cd, Cr y Pb. Los difractogramas y, por tanto, el análisis semicuantitativo de las arcillas muestran (Fig. 2 y 3) contenidos importantes de minerales con elevada capacidad de adsorción. La sepiolita y bentonita alumínica contienen un 76 y un 69,1 % de esmectita, respectivamente, con una capacidad de intercambio catiónico comprendida entre 80 y 150 cmol(+)kg-1, la superficie específica varía entre 700 y 800 m2 g-1 y la densidad de carga entre 1,1 y 1,9 cmol(+) m-2. 103; el componente mayoritario de la bentonita magnésica es la vermiculita (74,4%), con una capacidad de cambio de entre 100 y 160 cmol(+) kg-1, una superficie específica entre 300 y 500 m2 g-1 y densidad de carga entre 1,0 y 2 cmol(+) m-2. 103.

Por último, la paligorskita es un mineral de gran pureza, con un 80% de paligorskita (o atapulgita) con una capacidad de intercambio catiónico comprendida entre 5 y 35 cmol(+)kg-1, la superficie específica varía entre 100 y 200 m2 g-1 y la densidad de carga entre 1,1 y 2 cmol(+) m-2. 103. La presencia de minerales de la arcilla con baja capacidad adsorbente es muy escasa en todas las arcillas estudiadas. El análisis químico de las arcillas muestra diferencias importantes tanto en los contenidos de los componentes mayoritarios como en los elementos traza (Tabla 2). Cabe destacar que el contenido de metales pesados es claramente diferente en las distintas arcillas, lo cual puede influir decisivamente en la adsorción de los presentes en las aguas y en la competencia entre cationes

por los lugares de adsorción. La bentonita alumínica es la que contiene cantidades mayores de Pb, Cu y Ni. Los dos últimos son de los metales presentes en mayor proporción en las aguas, junto con Fe y Mn, cuyos mayores contenidos son, respectivamente los de la bentonita magnésica y la paligorskita, arcillas que también contienen las mayores cantidades de Zn, Co y Cr.

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Tabla 1: Origen y características químicas de las aguas residuales. (En cada fila, valores seguidos de distinta letra son significativamente diferentes para p<0,05), nd: no detectable. Muestra Origen

pH densidad Turbidez (UNF) Sólidos en suspensión (mg L1 ) Residuo seco (mg L-1) Cd (mg L-1) Cr Cu Fe Mn Ni Pb

M1 Refrigeración en el corte de chapas con plasma

M3 Tratamiento de piezas con agente desincrustante

5.80b 0.84b 56c 164a

M2 Decapado y desengrasado de piezas con NaOH al 10% 12.41a 0.82b 22b 31c

120a

59c

81b

nd 0.2c 0.77c 1.74c 4.09b 0.16c nd

0.02b 0.49b 2.89b 50.2b 0.39c 0.69b 1.28b

0.5a 2a 194a 670a 21.6a 19.3a 2.5a

Fig. 2: Difractogramas y composición mineralógica de la sepiolita y la bentonita alumínica.

1c 1.12a 74a 135b

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Los resultados obtenidos muestran que el Cu del agua residual M1 es adsorbido casi en su totalidad por todas las arcillas, sobre todo por la sepiolita, coincidiendo con los resultados de Santos et al. (2002). Esta arcilla también hace disminuir la concentración de Cr en esta agua en un 85%, aunque este elemento es adsorbido en mayor proporción (98%) por la bentonita magnésica. Para la muestra de agua M3, que es la de mayor concentración de metales potencialmente tóxicos, la sepiolita es el mineral que hace disminuir más la concentración de Cd, Cr, Ni y Pb.

Fig. 3: Difractogramas y composición mineralógica de la bentonita magnésica y la paligorskita.

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Debido a que las concentraciones de metales pesados son muy distintas en las diferentes aguas residuales, el cálculo de los coeficientes de distribución (1) permitirá comparar con mayor fiabilidad las capacidades adsortivas de cada una de las arcillas para un ión concreto. Los coeficientes de distribución (Tablas 4 y 5) indican, en general, mayor capacidad de adsorción de los metales disueltos en las aguas que han sido filtradas que en las sin filtrar, ya que probablemente las partículas en suspensión, impidan o dificulten los procesos de adsorción de los iones metálicos.

Tabla 2: Análisis químico de las arcillas. (En cada fila, valores seguidos de distinta letra son significativamente diferentes para p<0,05). Paligorskita

Bentonita

Sepiolita

Al g kg-1

Bentonita Mg

0,03c

1,33a

0,37b

0,91a

MgO

5,90b

5,60b

24,80a

21,70a

Al2O3

15,93a

13,98b

7,48d

9,16c

SiO2

64,00ab

68,00a

60,38b

60,33b

P2O5

0,03b

0,05ab

0,08a

0,90a

0,04b

0,09ab

0,01b

0,14a

0,16a

0,15a

0,15

K 2O

3,42a

1,57c

1,37c

2,16b

CaO

1,60bc

3,62a

1,88b

1,38c

TiO2

0,58a

0,30a

0,38a

0,56ª

6,55a

4,30b

2,93c

3,54

120a

23c

67b

65b

79a

62b

35c

67b

205d

331c

369b

407a

10a

36a

37a

12c

26b

28c

79a

18d

54b

168a

69d

104c

144b

249a

229b

186c

133d

379a

152d

278c

356b

24b

43a

20c

Na2O

Fe2O3 V

-1

mg kg

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CONCLUSIONES Los resultados presentados permiten concluir lo siguiente: 1) La sepiolita y en menor medida, la bentonita magnésica son eficaces para reducir la concentración de metales pesados en aguas residuales industriales, ya que poseen elevados contenidos en esmectita y vermiculita, respectivamente, que son minerales de elevado poder adsorbente; y 2) Que la adsorción de cationes metálicos depende prioritariamente del pH de las aguas residuales, del contenido de metales en las aguas y de la presencia de sólidos en suspensión.

AGRADECIMIENTOS Al Ministerio de Ciencia y Tecnología y a la Xunta de Galicia por la financiación de los Proyectos PGIDIT03PXIC30101 PN y REN2002-0187 y a las empresas Süd-Chemie, España e IZAR-Ferrol por aporte del material utilizado en este trabajo.

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TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES POR UN SISTEMA PILOTO DE HUMEDALES ARTIFICIALES: EVALUACIÓN DE LA REMOCIÓN DE LA CARGA ORGÁNICA Wastewater treatment by an artificial wetlands pilot system: evaluation of the organic charge removal ROMERO MARIANA, COLÍN ARTURO, SÁNCHEZ ENRIQUE, ORTIZ LAURA

RESUMEN

El tratamiento de las aguas residuales es una cuestión prioritaria a nivel mundial, ya que es importante disponer de agua de calidad y en cantidad suficiente, lo que permitirá una mejora del ambiente, la salud y la calidad de vida, debido a la insuficiente infraestructura, los altos costos, la falta de mantenimiento y de personal capacitado, sólo 36 % de las aguas residuales generadas reciben tratamiento, lo cual crea la necesidad de desarrollar tecnologías para su depuración. Los humedales artificiales son una alternativa de tratamiento debido a su alta eficiencia de remoción de contaminantes y a su bajo costo de instalación y mantenimiento. En el presente trabajo se evalúa el porcentaje de remoción de la carga orgánica de aguas residuales, en un sistema de tratamiento por humedales artificiales de flujo horizontal y con dos especies vegetales. El sistema fue diseñado con tres módulos instalados de manera secuencial. En el primero se

integraron organismos de la especie Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steudel, en el segundo, organismos de la especie Typha dominguensis (Pers.) Steudel y en el tercero las dos especies. Los módulos experimentales fueron instalados a la salida de un tratamiento primario, el cual contiene aguas residuales municipales provenientes de un edificio de investigación. En el agua se analizaron los siguientes parámetros: demanda química de oxígeno (DQO), los iones de nitrógeno (N–NO3–, N–NO2– y N–NH4+) y el fósforo total. También se realizó el conteo de bacterias asociadas al sistema. Los resultados demostraron que el sistema es una opción para la remoción de la carga orgánica y de nutrimentos, de bajo costo de operación y mantenimiento.

Palabras clave: aguas residuales, humedal artificial, contaminantes.

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INTRODUCCIÓN El agua es uno de los recursos naturales que forma parte del desarrollo de cualquier país; es el compuesto químico más abundante del planeta y resulta indispensable para el desarrollo de la vida. Su disponibilidad es paulatinamente menor debido a su contaminación por diversos medios, incluyendo a los mantos acuíferos, lo cual representa un desequilibrio ambiental, económico y social (Esponda 2001). Se considera que el agua está contaminada cuando se ven alteradas sus características químicas, físicas, biológicas o su composición, por lo que pierde su potabilidad para consumo diario o para su utilización en actividades domésticas, industriales o agrícolas. Las aguas residuales se definen como aguas de composición variada provenientes de las descargas de usos municipales, industriales, comerciales, de servicios, agrícolas, pecuarios, domésticos, incluyendo fraccionamientos y en general, de cualquier otro uso, así como la mezcla de ellas (Rodríguez–Monroy y Duran de Bazúa 2006). En México se generan alrededor de 200 m3/seg de aguas residuales, de las cuales reciben tratamiento sólo 36 % (CNA 2007), lo que indica que se requiere de mayor infraestructura y recursos humanos para mejorar la calidad de este bien, además de propuestas innovadoras que permitan implementar el tratamiento en

diferentes condiciones ambientales y socioeconómicas. Los procesos utilizados principalmente son físicos, químicos y biológicos. Dentro de estos últimos, los humedales artificiales (HA) son utilizados para aguas residuales de tipo doméstico, aunque también han funcionado para aguas de origen industrial (Fenoglio 2000). Su utilización fue desarrollada en Europa hace aproximadamente veinte años, donde siguen operando con éxito (Cooper 1999). Los HA se definen como sistemas que simulan una zona de transición entre el ambiente terrestre y el acuático, pero que son específicamente construidos para el tratamiento de aguas residuales bajo condiciones controladas de ubicación, dimensionamiento y capacidad de tratamiento (Gerba et al. 1999).

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MATERIALES Y MÉTODOS Diseño y operación del HA Con la finalidad de probar la eficiencia de remoción de la carga orgánica, nitrógeno y fósforo de aguas residuales de tipo municipal, se instaló un sistema piloto de HA de flujo horizontal. El agua utilizada proviene de un edificio dedicado a la investigación científica en el área de la biotecnología, por lo que está formadas por una mezcla de aguas de sanitarios, jabonosas y de laboratorios, donde probablemente exista un aporte de sustancias químicas (orgánicas e inorgánicas). El agua cruda es canalizada a una fosa séptica, tras lo cual, se infiltra en el suelo. La instalación hidráulica consistió en tres módulos para constituir en conjunto el HA. Se utilizaron contenedores construidos de fibra de vidrio con dimensiones de 0.8 m de alto, 0.6 m ancho 0.9 m largo, los cuales se instalaron de manera secuencial. Cada módulo se conectó al otro mediante tubos de PVC (policloruro de vinilo) y se les dio una pendiente de 1 % para permitir el flujo horizontal del agua. A la salida de cada módulo se instaló una llave de paso que permitiera la toma de muestras de agua y así evaluar la eficiencia de depuración por separado y de manera global en el sistema, además de controlar el caudal de agua que ingresa al sistema y a cada uno de los módulos. El material que se utilizó como sustrato (soporte para las plantas) fue una mezcla de grava de tezontle (roca volcánica nativa de México, altamente porosa, con un tamaño de partícula de 6–12 mm) y arena (0.2 a 2 mm), en proporción 1:1. Las plantas que se instalaron en el sistema fueron del género Phragmites australis (carrizo) y Typha dominguensis (tule), previamente aclimatadas a las condiciones ambientales del sitio de prueba. En el primer módulo se utilizaron plantas de P. australis, tres organismos por m2 (Romero 2005); en el segundo, T. dominguensis, 12 plantas por m2 (Marín 2002) y en el tercero, una mezcla de ellas (tres plantas/módulo; dos de T. dominguensis y una de P. australis). Todos los organismos tuvieron una talla

aproximada de 40 cm. Una vez que los módulos fueron instalados y las plantas fueron colocadas, se canalizaron las aguas residuales, abriendo y cerrando las llaves de paso para permitir un tiempo de residencia del agua en los humedales, hasta que las plantas se reprodujeron y alcanzaron una talla promedio de un metro (aproximadamente tres meses).

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Etapas del estudio El estudio se realizó en dos etapas sucesivas. En la primera se evaluó el tiempo de retención hidráulica que proporcionara mejores condiciones de depuración de las aguas residuales en el sistema, y en la segunda, la eficiencia de remoción de la carga orgánica, nitrógeno y fósforo. Etapa I. Evaluación del tiempo de retención hidráulica

Se llevó a cabo en temporada de lluvias y en temporada de estiaje. Después de establecer el sistema y las plantas como se describe arriba, se tomaron muestras de agua residual diariamente durante nueve días. Este tiempo fue establecido de acuerdo con lo reportado por Fenoglio (2000) para P. australis. Para el caso de T. dominguensis no se encontraron reportes del tiempo de retención, por lo que se tomó como referencia el reportado por Marín (2002) para T. latifolia, que fue de siete días. Etapa II. Evaluación de la eficiencia de remoción de la carga orgánica, nitrógeno y fósforo Se tomaron muestras de agua y se analizaron de la misma forma en que se describe en la etapa I (Fig. 1). El

tiempo de retención encontrado para el caso particular de este sistema fue de cinco días, por lo que se tomaron muestras diariamente durante este período. De la misma forma, este muestreo se llevó a cabo en época de lluvias y de estiaje.

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RESULTADOS Etapa I. Análisis del tiempo de retención hidráulica del sistema Los resultados del análisis del agua residual (Fig. 2 y Cuadro I) a su paso por el sistema, permitieron determinar el tiempo de retención hidráulica en el humedal artificial, que para este trabajo fue de cinco días, ya que al final de este período se presentó la menor concentración (50 mg/L), con una remoción de la carga orgánica mayor a 50 % con respecto a la concentración inicial en el agua. Después de los cinco días de retención en el sistema se presentaron incrementos en la concentración de la DQO. Quipuzco (2002) reporta que los humedales artificiales en alguna etapa no presentan reducciones de las concentraciones de la DQO, más bien los valores se incrementan debido al arrastre de raíces o desprendimiento de la biopelícula formada alrededor de los rizomas. Así, se provoca su degradación en el medio y por lo tanto el incremento en compuestos orgánicos e inorgánicos que aumentan la concentración de la DQO. Por otro lado, de acuerdo con Korkusuz et al. (2004), las concentraciones de los nutrimentos y de la carga orgánica en el influente y el efluente son afectadas por cambios en el volumen del agua en el sistema, debido a los efectos de la precipitación pluvial, de la evaporación y de la evapotranspiración. Los dos últimos procesos concentran especialmente los componentes en el humedal, ya que el volumen de agua baja y las concentraciones de nutrimentos y carga orgánica se incrementan, fenómeno que pudo haber ocurrido en el presente trabajo para el caso de la DQO.

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Etapa II. Eficiencia de remoción de la carga orgánica, fósforo y nitrógeno Para presentar y discutir los resultados de la eficiencia de remoción del sistema, cada parámetro se mencionará y analizará de manera independiente. Demanda química de oxígeno (DQO) La DQO es una medida aproximada del contenido de materia orgánica biodegradable y no biodegradable de

una muestra de agua. En condiciones naturales, dicha materia orgánica puede ser biodegradada lentamente (oxidada) hasta CO2 y H2O mediante un proceso que puede tardar desde unas pocas semanas hasta unos cuantos cientos de años, dependiendo del tipo de materia orgánica presente y de las condiciones de la oxidación. En las pruebas de DQO se acelera artificialmente la biodegradación que realizan los microorganismos, mediante un proceso de oxidación forzada, utilizando oxidantes químicos y métodos debidamente estandarizados, que tienen por objeto garantizar la reproducibilidad y comparabilidad de las mediciones (APHA 1992).

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Fósforo total El fósforo en aguas residuales se encuentra principalmente como fosfatos y en formas orgánicas. La contaminación de agua por este elemento tiene su fuente principal en el uso de productos de limpieza con compuestos fosforados como principios activos. El fósforo es esencial para el crecimiento de los organismos y puede ser un nutrimento limitante de la productividad primaria. En concentraciones elevadas por la incorporación de aguas residuales o tratadas, estimula el crecimiento acelerado de macro y microorganismos,

provocando eutroficación (APHA 1992). Para este trabajo y con respecto al muestreo realizado en la época de estiaje, la concentración de la muestra que ingresó al sistema fue de 0.9 mg/L de la cual se remueve 3.13 % en el primer humedal (0.87 mg/L). En el caso del segundo humedal, la concentración del fósforo total aumenta a 0.9 mg/L. Al final del sistema, se presenta una remoción total de 21.87 % (0.7 mg/L). En la época de lluvias, la concentración del fósforo total presentó una concentración de 1.96 mg/L antes de su entrada al sistema y se removió 40.35 % al final del tratamiento (Fig. 4). Los resultados demuestran valores mayores en la época de lluvias y con mayor variabilidad a su paso por los diferentes módulos del sistema.

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DISCUSIÓN De acuerdo con la remoción de la DQO, fósforo y especies del nitrógeno de las aguas residuales, el tiempo de retención hidráulica óptimo del sistema es de cinco días en los módulos donde se encuentran instalados Phragmites australis y Typha dominguensis por separado. Sin embargo, los resultados encontrados en el módulo mixto, requieren un tiempo de retención menor, probablemente por la acción combinada de las dos especies de plantas. El tiempo de retención define el lapso en que los contaminantes permanecen en contacto con las plantas y los microorganismos para ser transformados biológica y químicamente. La carga orgánica del sistema se comportó de la siguiente manera: la DQO presentó una mayor remoción durante temporada de estiaje (95.73 % comparativamente con 90.2 % en temporada de lluvias). En términos globales, la remoción de la materia orgánica en el tercer módulo es mayor, probablemente como producto de la descomposición de la misma por las biopelículas microbianas formadas sobre el tezontle y por la presencia de las dos especies de plantas instaladas en este módulo. Con respecto al fósforo total, los resultados indican una baja eficiencia del sistema, independientemente de la temporada de monitoreo. La remoción de fósforo en la mayoría de los sistemas de humedales artificiales no es muy eficaz debido a las pocas oportunidades de contacto entre el agua residual y el terreno. La adición de arcilla expandida y de óxidos de hierro y aluminio al sustrato puede ser prometedora para la eliminación más efectiva de fósforo. Algunos sistemas en Europa usan arena en lugar de grava para aumentar la capacidad de retención del fósforo, pero este medio requiere instalaciones muy grandes, debido a la reducida conductividad hidráulica de la arena comparada con la grava (Lara–Borrego 1999).

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CONCLUSIONES Los resultados encontrados en este trabajo demuestran el establecimiento de bacterias en el sistema, tanto en el sustrato como en las raíces de las plantas, lo que ayuda a la remoción de la carga orgánica y de los nutrimentos del agua residual que está bajo tratamiento. Los microorganismos son la parte principal del funcionamiento de los humedales artificiales, ya que de estos depende la eficiencia en la remoción de los contaminantes. Los compuestos orgánicos, nitrogenados y fosforados son transformados a formas más simples y por lo tanto, más fáciles de eliminar del sistema. Es indudable que los humedales artificiales son ecosistemas que pueden ser utilizados para el tratamiento de aguas residuales de una manera segura, confiable, estética y económica. La remoción de contaminantes es eficiente y no se invierte en el suministro de energía adicional para su funcionamiento. Como se ha mencionado anteriormente, el funcionamiento de estos sistemas de tratamiento se basa en la actividad combinada de plantas, microorganismos y sustrato, que en conjunto propician una depuración eficiente. Es recomendable que para conocer con mayor precisión los procesos que ocurren en el sistema de tratamiento, se evalúen a detalle otros procesos bajo las condiciones de este trabajo, como el efecto del sustrato sobre la retención de materia orgánica y nutrimentos, las mejores condiciones de empaque de cada módulo, la distribución hidráulica a lo largo del sistema, las asociaciones de microorganismos con las dos especies de plantas y el control de la población de las plantas instaladas en el humedal, para que en conjunto se logre una mayor eficiencia de remoción. También es útil el conocimiento de los procesos de nitrificación/denitrificación y que se estudien la biodiversidad de microorganismos presentes que potencialmente sean útiles para procesos biotecnológicos que ayuden a degradar otro tipo de compuestos orgánicos. AGRADECIMIENTOS Se agradece la colaboración de Claudia Rodríguez Mendoza por su participación en la parte analítica de los microorganismos; a Adriana Carolina Gutiérrez Osorio, Magdalena Ortega Silva y Leticia Peña Camacho, por su apoyo en las técnicas de análisis químicos del agua residual.

ICTIOFAUNA DE UN SISTEMA FLUVIAL RECEPTOR DE AGUAS SERVIDAS: RESPUESTAS A UNA NUEVA PLANTA DE TRATAMIENTO Ichthyofauna of a fluvial system receptor of urban wastewater: responses to a new treatment plant Evelyn Habit, Oscar Parra, Claudio Valdovinos

RESUMEN El sistema fluvial Quilque (orden 3) recibe las descargas de aguas servidas de una población aproximada de 115.000 habitantes y de 19 industrias. Estos residuos se vertían sin tratar directamente al curso del río hasta fines del año 2002, cuando se puso en marcha una planta de tratamiento de aguas servidas. Para analizar los efectos de estas descargas sobre la fauna de peces, se estudió la calidad del agua y estructura comunitaria de la ictiofauna a lo largo de ocho estaciones ubicadas desde aguas arriba de los vertidos hasta 300 m aguas abajo del efluente de la planta de tratamiento. Tanto la calidad del agua como la fauna de peces mostraron una leve mejoría luego de cinco meses de operación de la planta de tratamiento. Aun cuando se redujeron las concentraciones de DBO5, sólidos suspendidos, nitrógeno y coliformes fecales, el río conduce una carga

contaminante importante desde aguas arriba y mantiene remanentes en los sedimentos del lecho del río. La ictiofauna se encuentra empobrecida, pero evidencia un proceso de recolonización del sistema, desde las partes altas hacia el tramo inferior que recibía las descargas. Sin embargo, aún se mantienen sectores sin peces, debido a las altas concentraciones de DBO5. Las primeras especies en recolonizar aguas abajo son nativas (Trichomycterus areolatus y Percilia irwini). Palabras claves: Ictiofauna, aguas servidas, planta tratamiento.

…

INTRODUCCION Las descargas de aguas servidas domésticas sin tratar generan múltiples efectos negativos en los cuerpos de aguas receptores. El impacto primario es el deterioro de la calidad del agua debido al aporte de materia orgánica, nutrientes (fósforo, nitrógeno), demanda bioquímica de oxígeno (DBO5), sólidos y bacterias coliformes, lo que puede conducir a la eutrofización del sistema acuático (Vollenweider 1968). A su vez los cambios en el hábitat acuático por incremento de la turbidez, tasas de sedimentación y biomasa algal (Scrimgeour & Chambers 2000), provocan alteraciones en las cadenas tróficas del sistema receptor (Dyer et al. 2003). En las comunidades de peces, el nivel de nutrientes no sólo influye en la producción íctica, sino también en la composición específica de la comunidad (Colby et al. 1972). En sistemas con mayor trofía e inferior calidad del agua se produce la dominancia de especies generalistas y tolerantes, las cuales desplazan a las especies nativas y se pierden los depredadores tope (Ganasan & Hughes 1998, Parra et al. 2003, Porter & Janz 2002, Wolter et al. 2000). Por ello, la eutrofización de los cursos de agua es una de las principales amenazas para la conservación de la ictiofauna dulceacuícola (Saunders et al. 2002). Para determinar los efectos generados por la operación de esta nueva planta de tratamiento sobre el ecosistema fluvial receptor, se efectuó un estudio de la calidad del agua y comunidad íctica en las situaciones antes y después de su puesta en marcha.

METODOLOGÍA El estudio se realizó en un tramo del río Quilque ubicado entre el ingreso a la ciudad de Los Angeles hasta 300 m aguas abajo de la evacuación del efluente de la planta de tratamiento. Se efectuaron dos muestreos, el primero en la situación sin planta de tratamiento (22 de julio del 2002), y el segundo cinco meses después de la puesta en marcha de la planta de tratamiento (12 de mayo del 2003). Las estaciones de muestreo se establecieron sobre la base de la ubicación de las descargas de aguas servidas sin tratar y de la planta de tratamiento (Fig. 1), estableciendo dos estaciones de referencia (aguas arriba de los vertidos, es decir, sin influencia directa de efluentes de aguas servidas de la ciudad de Los Angeles) y seis estaciones con influencia de efluentes domésticos. Las estaciones E1 y E2 se ubicaron a 1000 m y 100 m aguas arriba de la primera descarga sin tratar, respectivamente. Las estaciones E3 y E4 se ubicaron a 50 y 300 m aguas abajo de la descarga N°3 Sur, respectivamente. Las estaciones E5 y E6 se localizaron a 50 y 400 m aguas abajo de las descargas N°3 Norte, N°4 y N°5, respectivamente. La estación E7 se ubicó en el punto de descarga de la planta de tratamiento de aguas servidas y la estación E8 a 300 m aguas abajo de dicha descarga.

Figura 1. Ubicación de las estaciones de muestreo a lo largo del sistema fluvial Quilque.

RESULTADOS En ambos muestreos se observó una notoria diferencia de la calidad del agua entre las estaciones E1 y E2, con aguas de regular calidad, con respecto a las estaciones E3 a la E8 con aguas de regular a mala calidad (Tabla I). Las principales variables que inciden negativamente en la calidad del agua del río correspondieron a la DBO5, sólidos suspendidos totales y coliformes fecales. En la condición del río con planta de tratamiento se verificó una leve mejoría de la calidad del agua, especialmente en las variables DBO5, sólidos suspendidos totales y coliformes fecales. En el segundo muestreo fue notoria la reducción de coliformes fecales en la estación ubicada directamente aguas abajo de la planta de tratamiento (E8), lo cual se explica por el funcionamiento de la nueva planta, la cual utiliza cloro. Tabla I. Caudal y calidad física, química y microbiológica del agua en las ocho estaciones de muestreo en la situación sin planta de tratamiento (2002) y con planta de tratamiento (2003). Estado de conservación sensu Campos et al. 1998.

Tabla II. Composición específica de la fauna íctica y número de individuos capturados en el río Quilque en la situación sin planta de tratamiento (2002) y con planta de tratamiento (2003).

Especie

Basilichthys australis Eigenmann, 1927 Cheirodon galusdae Eigenmann, 1927 Percilia irwini Eigenmann, 1927 Diplomystes nahuelbutaensis Arratia, 1987

Estado conservación

2002

2003

Vulnerable

En Peligro

2002

2003

160

2002

2003

2002

2003

2002

En Peligro

2003

Trichomycterus areolatus (Valenciennes, 1848) Brachygalaxias bullocki (Regan, 1908)

Vulnerable

Oncorhynchus mykiss (Walbaum, 1792)

Introducida

Total Individuos Total Especies

El muestreo de peces se efectuó utilizando como arte de pesca un equipo de pesca eléctrica EFKO. El esfuerzo de captura fue de 50 m2 por 15 minutos de pesca. Los ejemplares capturados fueron determinados taxonómicamente, medidos con un vernier de 0,1 mm de precisión y pesados en balanza digital de 0,01 g de precisión. En terreno se analizó su condición externa en cuanto a la presencia de lesiones evidentes y/o ectoparásitos y luego fueron devueltos a su hábitat. Se estimó la abundancia como captura por unidad de esfuerzo (cpue) y biomasa por unidad de esfuerzo (bpue), además del índice o factor de condición como indicador del "bienestar" de los ejemplares. Las cpue y bpue de ambos muestreos fueron comparados estadísticamente utilizando el test no paramétrico de MannWhitney. Para el análisis de la diversidad se determinaron los parámetros comunitarios riqueza específica, diversidad de Shannon (log10) y Equidad (Magurran 1988). El análisis de agrupamientos entre las estaciones de muestreo se realizó en base a las capturas por unidad de esfuerzo transformadas mediante log(x+1), utilizando el índice de Bray-Curtis (1957) y el método de la media ponderada (Field et al. 1982). Durante el primer muestreo, pre-funcionamiento de la planta de tratamiento, sólo se encontraron peces en las estaciones E1 y E2, ubicadas aguas arriba de las descargas, mientras que en la situación con planta de tratamiento la ictiofauna se distribuyó hasta la estación E5 (Tabla II). Las estaciones E6, E7 y E8 no presentaron peces en ambos muestreos. En la condición sin planta de tratamiento se registraron sólo tres especies nativas, riqueza que aumentó a seis en el segundo muestreo. De éstas, cinco fueron especies nativas y una introducida. De acuerdo a Campos et al. (1998), dos de las especies nativas encontradas se encuentran clasificadas "en peligro" (Percilia irwini y Diplomystes nahuelbutaensis). La primera estuvo presente en ambos muestreos, en tanto que D. nahuelbutaensis se capturó sólo en la situación con planta de tratamiento, en la estación E2.

Las especies que mostraron mayor incremento en abundancia y distribuci贸n entre ambos muestreos correspondieron a Trichomycterus areolatus y P. irwini. Tanto la captura como la biomasa por unidad de esfuerzo presentan un incremento en la situaci贸n con planta de tratamiento, pero no estad铆sticamente significativo (Tabla III Mann-Whitney para cpue, Z = -1,88; p > 0,05 y bpue, Z = -1,14; p > 0,1). Tabla III. Captura y biomasa por unidad de esfuerzo (CPUE y BPUE) en ambos muestreos (2002: prefuncionamiento de la planta de tratamiento; 2003: cinco meses despu茅s de puesta en marcha de las plantas de

tratamiento).

El dendrograma basado en la que muestra dos grupos principales con muy baja similitud entre ellos (9%). Este agrupamiento queda conformado por un clado correspondiente a estaciones con una ictiofauna empobrecida (E1 y E2 en 2002, y E5 en 2003), y un segundo clado conformado por estaciones que muestran una recuperacion de su fauna de peces (estaciones E1 a E4 en el 2003).

Figura 2. Dendrograma de similitud de las estaciones de muestreo en ambas ĂŠpocas (2002 y 2003), utilizando las capturas por unidad de esfuerzo transformadas (log x+1), el Ăndice de Bray Curtis y el mĂŠtodo de la media ponderada.

Los factores de condición indican que el estado general de las distintas especies en ambas épocas de muestreo fue bueno, con valores característicos para cada especie, sin presencia de lesiones y ectoparásitos (Tabla V). Tabla V. Promedio y desviación estándar de la longitud total (mm), peso (g) y factor de condición promedio de las especies encontradas en el río Quilque en ambos muestreos (2002: sin planta de tratamiento, 2003: con planta de tratamiento).

DISCUSION El río Quilque presenta un enriquecimiento de sus aguas, debido al continuo aporte de los residuos domésticos de la ciudad de Los Angeles y de otras fuentes ubicadas aguas arriba, principalmente de origen agrícola. Al comparar la calidad del agua luego de la puesta en marcha de la planta de tratamiento, se observa una leve mejoría, principalmente en las variables DBO5, sólidos suspendidos totales y nitrógeno. En el caso de los coliformes fecales, la mejoría se manifiesta en menor grado, dado que el río Quilque conduce una contaminación fecal importante desde aguas arriba. Además, persisten remanentes de contaminantes en los sedimentos del lecho de río, que hasta el momento del estudio no han sido degradados o transportados aguas abajo. Las alteraciones que ha experimentado este ecosistema, ya sea en su calidad del agua como en su estructura, han provocado el empobrecimiento de la ictiofauna, tanto en su riqueza de especies como en su abundancia, lo cual es característico de efectos de largo plazo (Wolter et al. 2000). Las únicas especies encontradas en el primer muestreo son propias de ambientes con velocidades de corriente moderadas a bajas, presencia de vegetación acuática y contenidos medios de materia orgánica (Campos et al. 1993, Ruiz 1993, Habit et al. 2003), por lo que se encontraron presentes sólo fuera del área de influencia de las descargas domésticas. El resto del curso estudiado se encontraba despoblado de fauna íctica, al igual que las estaciones E6 a la E8 en la situación con planta de tratamiento. La ausencia de peces en estos sectores queda explicado por la alta carga de DBO5, la cual continúa con concentraciones cercanas o sobre el límite tolerado por los peces (10 mg/L DBO5, Gafny et al. 2000). Esta situación ha sido descrita para otros ríos que reciben efluentes domésticos sin tratar, en los que tanto los peces como los crustáceos quedan restringidos sólo a los tramos con bajas concentraciones de DBO5 (Dyer et al. 2003).

Al contrario de lo encontrado en otros sistemas alterados por descargas de aguas servidas (Gafny et al. 2000, Dyer et al. 2003) y en sistemas lénticos eutróficos de Chile (Parra et al. 2003), la ictiofauna del Quilque está compuesta mayoritariamente por especies nativas. Parra et al. (2003) reportaron la dominancia de especies introducidas tolerantes como la carpa común (Cyprinus carpio Linneo, 1758) y pejerreyes argentinos (Odontesthes bonariensis (Valenciennes, 1835) en lagos de alta trofía. La falta de tales especies en el río Quilque puede ser explicada por la ausencia de ambientes de mayor profundidad, necesarios para su desarrollo. Al contrario, en el río Quilque predominan los ambientes someros (ca. 0,6 m), propicios para

especies como T. areolatus y P. irwini. Dado que los procesos de recuperación de los ecosistemas fluviales son lentos (González del Tánago & García de Jalón 1998), es esperable que a largo plazo se restablezca una comunidad de peces más diversa y abundante. Para que ello ocurra es necesario no sólo reducir las descargas de aguas servidas, sino también abatir los ingresos de materia orgánica que conduce el río desde aguas arriba de la ciudad de Los Angeles. AGRADECIMIENTOS Agradecemos a Waldo San Martín y Miguel Vilches por su colaboración en la toma de muestras. Este trabajo fue parcialmente financiado por los proyectos DIUC 203.113.064-1.0. y 204.310.041-1.0.

CORROSIÓN DE LOS METALES Corrosion of metals CAICEDO ADRIANA

RESUMEN Este artículo propone familiarizar acerca del proceso de corrosión de los metales que es producido por la trasformación de un material, a un compuesto más estable que es un óxido a través de la verificación del mismo mediante una práctica de laboratorio en que se identificaran diferentes ecuaciones producidas por esta transformación denominada corrosión de los metales, la que se basará en una revisión periódica de las latas que se colocaran con diferentes soluciones acuosas.

INTRODUCCIÓN La corrosión es el deterioro que sufren los metales cuando interactúan con el medio en el que trabajan La corrosión es la disolución o de un metal en un medio determinado. Los átomos del metal se disuelven en forma de iones. Un modelo simple es la corrosión acuosa. Con el estudio en corrosión se puede predecir el comportamiento a largo plazo de los metales basándose en ensayos relativamente breves, para ello se requiere un buen conocimiento de las variables implícitas en el proceso de la corrosión.( LEÓN,L;2010)

Para estudiar la corrosión de un metal es necesario conocer la microestructura, la composición química, el medio corrosivo y el conocimiento electroquímico de las fases que han de seguir los átomos metálicos en su paso de la estructura metálica hacia el medio corrosivo. (IBAÑES, J; 1993) Todos los metales y aleaciones son susceptibles de sufrir el fenómeno de corrosión, no habiendo material útil para todas las aplicaciones. Por ejemplo el oro, conocido por su excelente resistencia a la atmósfera, se corroe si se pone en contacto con mercurio a temperatura ambiente. Por otra parte el acero no se corroe en contacto con el mercurio, pero rápidamente se oxida expuesto a la atmósfera. (IBAÑES, J; 1993)

MATERIALES Y MÉTODOS El experimento fue desarrollado en el Campus de la Universidad Técnica de Ambato en el laboratorio de Química, dándose el experimento en si tras la limpieza de las latas y la remoción de la materia orgánica que estaba contenida en las mismas, procediendo a la remoción de su revestimiento de estaño para permitir que las sustancias colocadas entren en contacto con el metal de la lata, sirviendo la primera lata como testigo la cual se encuentra con el revestimiento de estaño conteniendo agua común, en las tres latas restantes con la usencia de revestimiento se colocó agua y cloruro de sodio, conteniendo la cuarta lata una moneda de zinc, con la finalidad verificar las reacciones que se producen en las diferentes latas con la presencia de los metales y la solución acuosa, observando las misma durante la revisión periódica de cinco días.

RESULTADOS Y DISCUSÓN En los resultados se pudo identificar los diferentes cambios que se dieron en las latas por la corrosión de los metales por la presencia de sustancias acuosas, constando las mismas de agua común, agua mas cloruro de sodio y ala ausencia del revestimiento de estaño que permiten que las latas no se oxiden siendo evidenciadas las reacciones producidas por estos factores adversos durante la revisión periódica de las latas de cinco días observando que al transcurrir los días estas, se van deteriorando cada vez mas por la presencias de los

factores antes mencionados además evidenciándose también otros factores constando entre ellos la temperatura ambiental en la que se desarrollo la experimentación desarrollándose una serie de reacciones de semi-celda que se producen con potencialidades de reducción detallándose en la siguiente tabla.

Tabla: Ecuaciones de las reacciones de la corrosión de metales Nº de Lata

Ecuación

Sñ+ H2O → SñO + H

Fe+ H2O→ (Fe)2 O3 + H

Fe+Na Cl+H2O→ (Fe)2 O3+HCl+Na

CONCLUSIONES Los diferentes procesos que se dan en la corrosión de los metales se deben a la presencia de diferentes factores, obteniendo como resultado la corrosión de los mismos mediante una serie de cambios transcurridos de óxido-reducción, durante el tiempo establecido por la contaminación del agua en el interior. Debido a los factores que interviene en la corrosión de los metales son ambientales, químicos y físicos interviniendo y favoreciendo este proceso, así como la presencia de cloruro de sodio en el agua sin en la lata sin el

revestimiento inicial de la misma lo cual, hace que la corrosión se de con mayor facilidad.

El tiempo necesario para que se produzca la corrosión de los metales por un medio salino, es de cinco días para poder observar las reacciones que se dan conforme el tiempo trascurre.

AGRADECIMIENTO Dirigido a la Universidad Técnica de Ambato por prestar las instalaciones de sus laboratorios en la que se realizó el experimento es sí además de la asistencia prestada por un profesional.

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