Vol4 no1 2011 by Revista AIDIS

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

Vol. 4, No. 1, 2011 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

FOTO Adalberto Noyola Robles

Vol. 4, No. 1, 1 - 11, 2011

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

GRÁNULOS AEROBIOS PARA LA ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO AMONIACAL Y NITRATOS EN AGUAS RESIDUALES

Yazmin-Lucero Cobos-Becerra1* Simón González-Martínez1 Oscar González-Barceló1

AEROBIC GRANULES FOR WASTEWATER AMMONIA NITROGEN AND NITRATE REMOVAL Abstract For 203 days, the performance of an aerobic granules laboratory-scale reactor for the removal of COD, ammonia and nitrate under different conditions was evaluated. The experiment was divided in four stages: 1) initially aerobic for the formation of the granules (0.36 kgCOD/kgTSS∙d); 2) aerobic/anoxic under a high organic load (0.43 kgCOD/kgTSS∙d); 3) aerobic/anoxic under a low organic load (0.26 kgCOD/kgTSS∙d) and 4) aerobic under a very low organic load (0.17 kgCOD/kgTSS∙d). The results show that under higher organic loading rate and aerobic conditions (stage 1) a dissolved COD removal of 88% was obtained. Under organic loadings between 0.15 and 0.2 kgCOD/kgTSS∙d (stage 2) the dissolved COD removal decreased near to 80%. The ammonia nitrogen removal resulted inversely proportional to the ammonia-loading rate. With loads close to 0.01 kgNH4-N/m3∙d, ammonium removal of approximately 90% was obtained and with loads near 0.04 kgNH4-N/m3∙d the nitrogen removal decreased to 10%. Under alternating aerobic/anoxic conditions, with organic loads from 0.26 and 0.43 kgCOD/kgTSS∙d, complete denitrification without the addition of an external carbon source was not achieved. Key Words: Aerobic granules, denitrification, nitrification, sequential airlift reactor.

Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM).

*Corresponding author: Instituto de Ingeniería (UNAM). Laboratorio de Ingeniería Ambiental, Edificio 5 –, Av. Universidad 3000, Col. Copilco Universidad, Del. Coyoacán, C.P. 04510, México. Tel. +52(55)56233600 ext. 8675 ó 3670. Email: lucerocobos@yahoo.com, sgm@pumas.ii.unam.mx

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Resumen Durante 203 días se operó y evaluó el desempeño de un sistema de gránulos aerobios a escala laboratorio para la remoción de nitrógeno amoniacal y nitrato bajo diferentes cargas orgánicas. El experimento se llevó a cabo en cuatro etapas: 1) bajo condiciones aerobias para la formación de los gránulos (carga orgánica de 0.36 kgDQO/kgSST∙d); 2) condiciones aerobias/anóxicas (0.43 kgDQO/kgSST∙d); 3) condiciones aerobias/anóxicas (0.26 kgDQO/kgSST∙d) y 4) condiciones aerobias (0.17 kgDQO/kgSST∙d). Los resultados muestran que bajo cargas orgánicas altas y condiciones aerobias (etapa 1) se obtuvo una remoción de DQO de 88%. Bajo cargas orgánicas entre 0.15 y 0.2 kgDQO/kgSST∙d (etapa 2) la remoción de DQO se encontró cercana al 80%. La remoción de nitrógeno amoniacal resultó inversamente proporcional a la carga de nitrógeno amoniacal. Con cargas de nitrógeno amoniacal cercanas a 0.01 kgN-NH4/m3.d se obtuvo una remoción de nitrógeno amoniacal aproximada del 90% y con cargas cercanas a 0.01 kgN-NH4/m3.d la remoción disminuyó al 10%. Bajo condiciones alternantes aerobias/anóxicas con cargas orgánicas entre 0.26 y 0.43 kgDQO/kgSST∙d no se alcanzó una total desnitrificación sin la adición de una fuente de carbono externa. Palabras clave: Gránulos aerobios, desnitrificación, nitrificación, SBR airlift.

Introducción La granulación microbiana puede ser definida como la agrupación de células para formar asociaciones multicelulares, estables bajo condiciones fisiológicas definidas obteniendo gránulos aerobios densos y compactos con una forma casi esférica (Yang et al., 2004; Liu y Tay, 2002). Comparados con los sistemas convencionales de lodos activados, los lodos granulares aerobios poseen una estructura compacta, regular y densa que posee una gran habilidad de sedimentación, menos vulnerabilidad a la toxicidad de sustancias químicas y que pueden soportar choques de carga orgánica (Liu, 2006; Liu y Tay, 2004). El uso de sistemas con biomasa granular obtenida bajo condiciones aerobias/anóxicas es relativamente reciente. Diversos estudios reportan el hallazgo de zonas aerobias y anóxicas en el interior de los gránulos y sugieren que la oxidación de la materia orgánica y la nitrificación se producen en la parte externa del gránulo donde se dan condiciones aerobias, mientras que la desnitrificación se realiza en la parte interna. Por tanto, dentro del gránulo tiene lugar una distribución de diferentes poblaciones microbianas autótrofas y heterótrofas (de Kreuk et al., 2005; Beun et al., 2001). Sin embargo, para lograr la remoción de nitrógeno amoniacal del agua residual, es necesario tener en cuenta parámetros operacionales tales como la carga orgánica y carga de nitrógeno amoniacal aplicadas al sistema, el tiempo de retención celular y la presencia de un sustrato exógeno durante la fase anóxica. El objetivo de esta investigación fue evaluar el desempeño de un sistema de gránulos aerobios para eliminar nitrógeno amoniacal y nitratos del agua residual bajo diferentes cargas orgánicas. 2

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Metodología Se construyó un reactor tipo airlift en acrílico con un volumen útil de 8 l, diámetro interno de 9.7 cm y longitud de 120 cm, que se operó como SBAR (sequencing batch airlift reactor) y se alimentó con agua residual sintética. Éste posee un tubo interno con un diámetro interno de 5.8 cm y longitud de 80 cm. El tubo interno se encuentra a 2 cm del fondo del reactor y a 25 cm abajo de la superficie del líquido (figura 1).

TABLA 1. Composición química de agua residual sintética COMPUESTO CANTIDAD (mg/l) CH3COONa 132.3 (90 mg/l como DQO) Proteína vegetal hidrolizada 451.5 (210 mg/l como DQO) 140 (30 como N) (NH4)2SO4 44 (10 como P) KH2PO4 45 K2HPO4 30 CaCl2.2H2O 25 MgSO4.7H2O 20 FeSO4.7H2O 66 (60 como CaCO3) Na2CO3 105 (60 como CaCO3) NaHCO3 Micronutrientes: B, Zn, Cu, 0.05 Mn, Mo, Al, Co, Ni.

Efluente Muestra

13 cm

Nivel de llenado

25 cm

Nivel de vaciado

80 cm

Muestra

Aire

Influente

N2 9.6 cm

Figura 1. Diagrama esquemático del SBAR

El reactor SBAR fue operado bajo condiciones alternantes aerobias/anóxicas mediante ciclos de 6 horas compuestos por las fases de llenado (5 min), reacción (aerobia – 225 min, anóxica – 120 min), sedimentación (5 min) y vaciado (5 min) para lograr la remoción de nitrógeno del agua residual mediante nitrificación y desnitrificación. El experimento se dividió en cuatro etapas: 1) condiciones aerobias para la formación de los gránulos bajo una carga orgánica de 0.36 kgDQO/kgSST∙d; 2) condiciones aerobias/anóxicas con una carga orgánica alta de 0.43 kgDQO/kgSST∙d; 3) condiciones aerobias/anóxicas con una carga orgánica baja de 0.26 kgDQO/kgSST∙d y 4) dado que los gránulos perdieron consistencia bajo las condiciones de la etapa 3, se reinició una etapa de formación de gránulos bajo condiciones aerobias con una carga orgánica muy baja de 0.17 kgDQO/kgSST∙d. El aire se suministró durante la fase aerobia mediante un difusor a razón de 1.5 l/min para mantener una concentración de oxígeno disuelto entre 3 y 4 mg/l y nitrógeno en la fase anóxica 3

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a razón de 0.2 l/min. Se tomaron muestras compuestas de 24 horas del influente y efluente del reactor. La fuente de carbono suministrada al sistema se componía de acetato de sodio y proteína vegetal hidrolizada. Con base en los trabajos de Li et al, (2008), Kim et al., (2007), Jang et al., (2003), Tay et al., (2001) se adaptó la composición de agua residual para esta investigación (tabla 1). Con el fin de observar el efecto de la carga orgánica en la morfología de los gránulos aerobios cultivados, en cada etapa experimental, se tomó una muestra de éstos y se observaron por medio de un microscopio óptico marca OLYMPUS modelo SZX9 adaptado a una computadora.

Resultados El reactor SBAR fue operado sin un control de temperatura, la cual osciló entre 18 y 23°C; el pH varió entre 8.6 y 8.8; la concentración de oxígeno disuelto durante la fase aerobia se mantuvo entre 4.5 y 5.2 mg OD/l y durante la fase anóxica en valores no detectables por el electrodo (inferiores a 0.1 mg/l). Consistencia de los gránulos e índice volumétrico de lodos (IVL) Durante la primera parte de la experimentación (hasta el día 35) en el reactor SBAR se presentaron gránulos pequeños que poseían una consistencia poco compacta, con diámetros entre 0.8 y 1.0 mm y con valores de IVL entre 98 y 69 ml/g (CO promedio de 0.36 kgDQO/kgSST∙d) (figura 2a). Posteriormente, bajo condiciones aerobias/anóxicas, los gránulos se volvieron más compactos, con forma medianamente esférica y con diámetros entre 0.8 y 1.5 mm (figura 2b y c). Bajo cargas orgánicas promedio entre 0.26 y 0.43 kgDQO/kgSST∙d el IVL se mantuvo entre 40 y 60 ml/g (figura 3).

Figura 2. Gránulos en el reactor SBR airlift. a) 35 días; b) 43 días; c) 62 días. Las tres fotos se tomaron con una amplificación de 22X y la barra en la esquina inferior derecha indica 500 micrómetros

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En la figura 3 y la tabla 2 se muestra que al inicio del nuevo arranque (día 75, figura 4a), bajo condiciones aerobias, el reactor la biomasa creció en forma de flóculos que sedimentaban rápidamente con valores de IVL cercanos a 90 ml/g. Posteriormente se formaron gránulos incipientes y el IVL gradualmente disminuyó a valores entre 50 y 70 ml/g (día 110 a 135, figura 4b); sin embargo, al mantener la carga orgánica baja durante esta etapa (0.17 kgDQO/kgSST∙d), los gránulos formados presentaban poca consistencia y una forma irregular. Después del día 135 los gránulos comenzaron a perder consistencia hasta desintegrarse causando un aumento en el IVL hasta 110 ml/g (figura 4c).

Figura 3. Comportamiento índice volumétrico de lodos en el tiempo

TABLA 2. Relación de las características de operación con la consistencia de los gránulos IVL Carga orgánica Comentarios sobre la consistencia de los Día de operación promedio (kgDQO/kgSST∙d) gránulos (ml/g) 1 – 25 0.25 – 0.50 83 Adaptación, gránulos poco consistentes aerobio 26 – 65 0.35 – 0.50 65 Gránulos más compactos y de menor tamaño aerobio/anóxico 75 – 110 0.25 – 0.8 85 Flóculos pequeños con rápida sedimentación aerobio 110 – 140 0.15 – 0.2 96 Gránulos pequeños con forma irregular aerobio 140 – 203 Desintegración de gránulos, aparición de 0.13 – 0.17 78 aerobio flóculos con rápida sedimentación

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En diversos estudios se reporta que a bajas cargas orgánicas no es factible obtener gránulos aerobios. Liu y Liu (2006) y Chiesa e Irvine (1985) sugieren que a bajas cargas orgánicas los lodos granulares tienden a desintegrarse y perder su estructura: bajo poca disponibilidad de sustrato las bacterias filamentosas pueden crecer en el sistema ya que poseen una alta tasa de aprovechamiento de sustrato en comparación con las bacterias formadoras de flóculos, las cuales predominan cuando hay alta disponibilidad de sustrato. Estos autores afirman que con el crecimiento de microorganismos filamentosos los gránulos pierden consistencia y llegan a desintegrarse; finalmente se produce un lavado de la biomasa del reactor. Liu et al. (2007) reportan que obtuvieron gránulos aerobios estables bajo una carga orgánica de 0.6 kgDQO/m3∙d y sugieren que a bajas cargas orgánicas el proceso de granulación aerobia tarda más tiempo en llegar a una condición estable; sin embargo, mencionan que es factible el tratamiento de aguas residuales domésticas con una baja concentración de materia orgánica usando gránulos aerobios. En esta investigación se obtuvieron gránulos aerobios bajo una carga orgánica volumétrica de 0.70 kgDQO/m3∙d (0.40 kgDQO/kgSST∙d) que presentaron una rápida sedimentación, gran consistencia y una forma definida. Bajo una carga orgánica baja de 0.19 kgDQO/m3∙d (0.17 kgDQO/kgSST∙d) se observaron gránulos aerobios inestables que presentaban una forma poco regular y eventualmente se desintegraron. Como se observó en los resultados obtenidos y de acuerdo a los estudios encontrados en la literatura se concluye que tanto una carga orgánica muy baja como una muy alta no favorecen la granulación aerobia y que la mejor consistencia de gránulos se obtuvo bajo condiciones alternantes anóxicas/aerobias con cargas orgánicas entre 0.35 y 0.50 kgDQO/kgSST∙d.

Figura 4. Morfología de lodo granular (nuevo arranque). a) día 94. b) día 126. c) día 140

Concentración de biomasa En la figura 5 se observa el comportamiento de la biomasa en el sistema expresada como sólidos suspendidos totales (SST). Durante la primera fase experimental (día 0 a 25) los SST 6

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fluctúan debido a la adaptación de los gránulos cultivados a las nuevas condiciones. Durante esta etapa, bajo condiciones aerobias, la carga orgánica varió entre 0.2 y 0.5 kgDQO/kgSST∙d con un promedio de 0.36 kgDQO/kgSST∙d. Durante la operación bajo condiciones aerobias/anóxicas (día 25 a 65) los sólidos en el reactor aumentaron gradualmente. Del día 25 al 45 la biomasa aumentó de 720 a 1600 mgSST/l bajo una carga orgánica promedio de 0.43 kgDQO/kgSST∙d. En el día 45 fue incrementada la concentración de sustrato (expresada como DQO disuelta) en el influente, lo cual causó un aumento de la biomasa en forma de flóculos que posteriormente salió, como sólidos dispersos, con el efluente. Durante este período la carga orgánica osciló entre 0.22 y 0.35 kgDQO/kgSST∙d. El día 65, debido a problemas de estabilidad en la operación del reactor, se presentó una pérdida significativa de biomasa, lo cual obligó a iniciar un nuevo periodo de arranque el día 75 para formar los gránulos aerobios. Al inicio de este periodo se presentaron cargas orgánicas altas debido a bajos valores de SST en el reactor (399 mgSST/l). A partir del día 120 se observan valores relativamente estables de SST aproximados a 1400 mgSST/l; así mismo, la carga orgánica se estabilizó en valores entre 0.12 y 0.17 kgDQO/kgSST∙d.

Figura 5. Comportamiento de la carga orgánica y SST en el reactor

Remoción de DQO disuelta De acuerdo con las características de operación del sistema la remoción de materia orgánica presentó diversos comportamientos (figura 6). Al inicio de la operación bajo condiciones aerobias la adaptación de los gránulos tomó alrededor de 35 días: la carga orgánica disminuyó al aumentar la biomasa en el reactor. Cuando se aplicaron cargas orgánicas menores bajo 7

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condiciones aerobias/anóxicas el sistema no alcanzó una condición estable y la remoción de DQO disuelta disminuyó. La mejor remoción de DQO disuelta (90%) se observó para la carga orgánica promedio de 0.43 kgDQO/kgSST∙d en condiciones aerobias/anóxicas. Se observó que bajo condiciones aerobias se logra un comportamiento más estable que bajo condiciones aerobias/anóxicas. Es posible lograr mejores remociones de DQO disuelta con cargas orgánicas promedio de 0.36 kgDQO/kgSST∙d bajo condiciones aerobias que bajo condiciones alternantes aerobias/anóxicas. Durante los últimos días de la experimentación se logró una estabilidad en la concentración de la biomasa y, por consiguiente, de la baja carga orgánica. Los valores de remoción de DQO disuelta se encuentran entre 70 y 80% mas no fue posible lograr la estabilidad de los gránulos (figura 4c).

Figura 6. Remoción de DQO con respecto a la carga orgánica

Remoción de nitrógeno amoniacal La figura 7 muestra cómo la remoción del nitrógeno amoniacal decrece, con una tendencia casi lineal, al incrementar la carga de nitrógeno amoniacal. También se observó que al disminuir la carga orgánica incrementa la remoción de nitrógeno amoniacal (figura 8). Bajo cargas orgánicas promedio de 0.26, 0.36 y 0.43 kgDQO/kgSST∙d la remoción de nitrógeno amoniacal se encuentra por encima del 70%. Durante la última etapa de operación bajo una carga orgánica de 0.17 kgDQO/kgSST∙d la remoción de nitrógeno amoniacal aumentó gradualmente hasta alcanzar valores cercanos al 55%.

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Figura 7. Remoción de nitrógeno amoniacal de acuerdo con la carga orgánica

Figura 8. Remoción de nitrógeno amoniacal con respecto a la carga de nitrógeno amoniacal

Perfiles de concentración La figura 9 muestra perfiles de concentración de nitrógeno amoniacal, nitrato, DQO disuelta y oxígeno disuelto durante un ciclo de operación del reactor SBAR bajo condiciones aerobias/anóxicas. Independientemente de la carga orgánica, en ningún caso se alcanzó una nitrificación completa. Durante la fase aerobia la concentración de nitrógeno amoniacal decrece mientras que la de nitrato aumenta. No se logró una total desnitrificación durante la fase anóxica con la DQO disuelta (como fuente de carbono) sobrante de la fase aerobia. Según Qin y Liu (2006) es posible incrementar la tasa de consumo de nitrato al proporcionar una fuente externa de carbono de fácil degradación. Bajo la carga orgánica más baja aplicada al sistema (0.17 kgDQO/kgSST∙d) no fue posible lograr una mejor remoción de nitrato.

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Figura 9. Perfiles de concentración de N-NH4, N-NO3 y DQO bajo condiciones aerobias/anóxicas con una carga orgánica de 0.43 kgDQO/kgSST∙d

La DQO disuelta disminuye de manera continua durante todo el ciclo e independientemente de si las condiciones en el reactor fueron aerobias o anóxicas. Para esta etapa experimental se alcanzaron remociones de DQO disuelta aproximadamente de 80%. Con aproximadamente 5 mg/l de oxígeno disuelto se garantizaron las condiciones aerobias durante la primera fase del ciclo. Conclusiones • Bajo condiciones aerobias y una carga orgánica elevada (0.36 kgDQO/kgSST∙d) se observaron gránulos aerobios poco compactos con índices volumétricos de lodos (IVL) entre 75 y 96 ml/g y, con una carga baja (0.17 kgDQO/kgSST∙d), los gránulos perdieron consistencia y se desintegraron. La mejor consistencia de los gránulos y la mejor remoción de DQO se lograron con cargas orgánicas medias a altas y bajo condiciones alternantes aerobias anóxicas. • Bajo una carga orgánica elevada y condiciones aerobias se obtuvo una remoción de DQO disuelta de 88%. Bajo cargas orgánicas bajas entre 0.15 y 0.2 kgDQO/kgSST∙d la remoción de DQO disuelta disminuyó a valores cercanos al 80%. • La remoción de nitrógeno amoniacal es inversamente proporcional a la carga de nitrógeno amoniacal. Con cargas cercanas a 0.01 kgN-NH4/m3∙d se obtuvo una remoción aproximada de 90% y con cargas de nitrógeno amoniacal de 0.04 kg N-NH4/m3∙d la remoción disminuye hasta el 10%. • Bajo condiciones alternantes aerobias anóxicas, con cargas orgánicas entre 0.26 y 0.43 kgDQO/kgSST∙d (0.19 a 0.44 kgDQO/m3∙d) no se logró la remoción total del nitrato obtenido. 10

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Reconocimientos Este proyecto fue posible gracias al apoyo de la Dirección General de Asuntos del Personal Académico de la Universidad Nacional Autónoma de México, convenio IN117680. Los autores agradecen a la M. en C Guadalupe Urquiza Moreno por su invaluable apoyo en el desarrollo de las determinaciones analíticas para este proyecto. Referencias bibliográficas Beun, JJ., Heijnen, JJ., Van Loosdrecht, MCM. (2001). N-removal in a granular sludge sequencing batch airlift reactor. Biotechnol Bioeng. 75 (1): 82 – 92. Chiesa, S.C., Irvine, R.L. (1985). Growth and control of filamentous microbes in activated sludge: an integrated hypothesis. Wat. Res. 19 (4): 471 – 479. De Kreuk, M.K., Heijnen, J.J., Van Loosdrecht, M.C.M. (2005). Simultaneous COD, Nitrogen and Phosphate removal by aerobic granular sludge. Biotech. Bioeng. 90 (6): 761 – 769. Jang, A., Yoon, Y., Kim, I., Kim, K., Bishop, P. (2003). Characterization and evaluation of aerobic granules in sequencing batch reactor. J. Biotechnol. 105 (1-2): 71 – 82. Kim, I., Kim, S-M., Jang, A. (2007). Characterization of aerobic granules by microbial density at different COD loading rates. Biores.Technol. 99 (1): 18 – 25. Li, Y., Liu, Y., Xu, H. (2008). Is sludge retention time a decisive factor for aerobic granulation in SBR?. Biores. Technol. 99 (16): 7672 - 7677. Liu, Y. (2006). Nutrient Removal by Microbial Granules. Chapter 8. Biogranulation Technologies for Wastewater Treatment. Waste management series. Elsevier. 163 – 189. Liu, Y., Moy, B., Tay, JH. (2007). COD removal and nitrification of low-strength domestic wastewater in aerobic granular sludge sequencing batch reactors. Enz. Microb.Technol. 42 (1):23 – 28. Liu, Y., Liu, QS. (2006). Causes and control of filamentous growth in aerobic granular sludge sequencing batch reactors. Biotech. Adv. 24 (1), 115 – 127. Liu, Y., Tay, JH. (2002). The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge. Wat. Res. 36 (7): 1653 – 1665. Liu, Y., Tay, JH. (2004). State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment. Biotech. Adv. 22 (7): 533 – 563. Qin, L., Liu, Y. (2006). Aerobic granulation for organic carbon and nitrogen removal in alternating aerobic – anaerobic sequencing batch reactor. Chemosphere. 63 (6): 926 – 933. Tay, JH., Liu, QS., Liu, Y. (2001). Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor. J. App. Microb. 91 (1): 168–175. Yang, SF., Liu, QS., Tay, JH., Liu, Y. (2004). Growth kinetics of aerobic granules developed in sequencing batch reactors. Lett. Appl Microbiol. 38 (2): 106– 112.

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COMPORTAMENTO E DESEMPENHO DO PROCESSO REATOR BIOLÓGICO COM LEITO MÓVEL (MBBR) PARA A REMOÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA E COMPOSTOS NITROGENADOS

Daniel Vieira Minegatti de Oliveira 1 Isaac Volschan Junior 2 Eduardo Pacheco Jordão 3

BEHAVIOR AND PERFORMANCE OF THE MOVING BED BIOFILM REACTOR (MBBR) PROCESS FOR ORGANIC MATTER AND NITROGEN REMOVAL Abstract The MBBR process is a recent development technology that incorporates the best characteristic of processes with growth of biomass in suspension and attached biomass (biofilm). The technology was initially developed in Norway, to improve the performance the acting and/or to increase the capacity of plants of already existing wastewater treatment plants, mainly composed by activated sludge, with the minimum of physical expansion of the biological reactor and, consequently, accomplishment of engineering civil works. Inside the biological reactor of the MBBR process, carries with high Specific Superficial Area are kept in suspension. The mixing promoted by the aeration system exposes the carries to the liquid mass in suspension and, consequently, the microorganisms are kept attached and also in suspension. Therefore, in a same volume of the biological reactor volume it is possible to maintain a larger amount of biomass, thereby adding a larger amount of substratum to biodegradation. The control parameters are the same applied to the activated sludge process. This technology is under investigation at the Experimental Center of Environmental Sanitation of the Federal University of Rio de Janeiro (CESA-UFRJ) in an experimental unit, with a population equivalent to 500 inhabitants. Thus, this paper... presents and discusses some concepts related to technology and also exposes the results achieved after investigate the MBBR under variations in its operating conditions. The carries used, containing 600 m²/ m³ Specific Surface Area, were introduced into the biological reactor in 20% of volume. Key words: Attached Biomass, Domestic Wastewater Treatment, Moving Bed Biofilm Reactor, Organic Matter and Nitrogen Removal. 1

Universidade de São Paulo – USP. Escola Politécnica da Universidade Federal do Rio de Janeiro – UFRJ. 3 Universidade Federal do Rio de Janeiro – UFRJ.* *Corresponding autor: Universidade de São Paulo, Escola Politécnica, Departamento de Engenharia Hidráulica e Sanitária. Av. Prof. Almeida 2

Prado, 271 – Butantã – São Paulo – SP – Brasil, CEP: 05508-900. Tel: +55(11)8618-4528. Email: daniel.minegatti@gmail.com

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Resumo O processo MBBR é uma tecnologia de desenvolvimento recente que incorpora as melhores características de processos com crescimento de biomassa em suspensão e de biomassa aderida (biofilme). A tecnologia foi desenvolvida inicialmente na Noruega, para a necessidade de aperfeiçoar o desempenho e/ou aumentar a capacidade de tratamento de Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) já existentes, principalmente compostas por lodos ativados, com o mínimo de ampliação física do reator biológico e, conseqüentemente, realização de obras civis. No interior do reator biológico do processo MBBR mantêm-se em suspensão meios suporte (carries) com elevada Área Superficial Específica, que quando sujeitos à agitação promovida pelo sistema de aeração são expostos à massa líquida em suspensão e, portanto os microorganismos decompositores são mantidos aderidos e também em suspensão. Desta forma, em um mesmo volume de reator biológico é possível manter maior quantidade de biomassa e assim aportar maior quantidade de substrato para biodegradação. Seus parâmetros de controle são os mesmos aplicados ao processo de lodos ativados, observadas algumas especificidades. Esta tecnologia encontra-se em investigação nas instalações do Centro Experimental de Saneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio de Janeiro (CESA-UFRJ) em unidade experimental com capacidade para população equivalente de 500 habitantes. O trabalho apresenta e discute alguns conceitos inerentes à tecnologia e expõe também os resultados alcançados após investigação do desempenho de um MBBR submetido à variação de suas condições operacionais. O meio suporte utilizado, contendo 600 m2/m3 de Área Superficial Específica, foi introduzido no reator biológico de acordo com volume relativo de 20% do mesmo. Palavras Chave: Biomassa aderida, MBBR, Remoção de Matéria Orgânica e Nitrogenada, Tratamento de Esgotos Domésticos.

Introdução “Moving Bed Biofilm Reactor” (MBBR) e “Integrated Fixed Film Activated Sludge” (IFAS) constituem uma tecnologia recente que vem ganhando mercado e aplicação para o tratamento de efluentes, podendo ser traduzidos como Reator Biológico com Leito Móvel, que consiste em uma tecnologia adaptada ou não do processo de lodos ativados, baseada na combinação entre sistemas dos tipos massa liquida em suspensão e massa aderida (biofilme). Esta tecnologia foi introduzida pelas autoridades responsáveis pelo controle de poluição da Noruega. A empresa norueguesa Kaldnes Miljoteknologi AS, em parceria com a Universidade da Noruega, iniciou o desenvolvimento do processo MBBR/IFAS, objetivando principalmente a ampliação da capacidade de tratamento de grande quantidade das ETEs de pequeno porte existentes no país, proporcionando ETE que ao mesmo tempo possuíam dimensões compactas e elevada capacidade de tratamento (Ødegaard et al., 1994). A diferença entre os processos MBBR e IFAS, sucintamente, é a recirculação de lodo que acontece no processo IFAS da mesma forma em que se aplica no processo de lodos ativados. Por isso, estes dois processos (lodos ativados e IFAS) possuem elevada semelhança para seu dimensionamento e operação.

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No interior do tanque de aeração do processo MBBR, as peças que constituem o meio suporte são mantidas em suspensão, e sujeitas à agitação promovida pelo sistema de aeração, apresentam elevada mobilidade, e consequentemente maior exposição e contato com a massa líquida. Trata-se assim de um reator biológico híbrido, no qual os microorganismos são mantidos em suspensão no meio como também aderidos aos meios suporte. O conceito para o emprego de meios suporte no reator biológico consiste na criação de área superficial para o crescimento de biomassa e elevação do tempo de retenção celular. A maior concentração de sólidos mantida aderida e em suspensão no reator permite o aumento da decomposição da matéria orgânica carbonácea e da conversão de compostos nitrogenados, quando comparadas às que ocorrem no processo de lodos ativados. Nesse sentido o processo pode depender de menores volumes para o reator biológico reduzindo assim o custo de implantação, e sendo uma excelente alternativa para upgrade em uma ETE. Seus parâmetros de controle são os mesmos aplicados ao processo de lodos ativados, guardada a especificidade de que a concentração de sólidos em suspensão no tanque de aeração é também devida à biomassa aderida aos meios suporte e, por consequência, existe uma relação entre os volumes de meio suporte e do tanque de aeração. Assim, a relação entre a carga orgânica aplicada ao reator biológico e a área superficial total devida ao meio suporte surge como um parâmetro de controle particular do processo MBBR– aqui denominado Carga Orgânica Superficial (COS), expressa em gDBO/m².d. Sendo este o parâmetro que melhor pode ser associado a este processo. O material utilizado para a fabricação dos meios suporte é usualmente polietileno ou polipropileno, cuja densidade varia entre 0,95 a 0,99 g/cm3; diâmetro entre 10 e 45 mm e largura entre 7 e 30 mm tem sido utilizadas nas peças. A adição máxima de meios suporte ao tanque de aeração corresponde a 70% do seu volume. Apresentam-se na Figura 1 alguns tipos de meio suporte utilizados, atualmente, no processo MBBR.

Figura 1: Meios suporte aplicados no processo MBBR (Kaldnes, Aqwise, Degremont e Veolia)

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As diferentes configurações dos meios suporte resultam em diferentes áreas de contato, as quais podem ainda apresentar maior ou menor potencial para aderência de biomassa em função do arranjo e desenho geométrico da peça. Neste sentido, os meios suporte podem ser caracterizados tanto em função da superfície total disponível, assim como em função de uma parcela desta, a qual corresponderia à área em que realmente possibilita a efetiva aderência de biomassa. A área superficial específica destes meios suporte existentes no mercado variam desde 350 até 900 m²/m³. Dentre as principais vantagens desta tecnologia tem-se a obtenção de sistemas compactos e robustos aos picos de cargas orgânicas e hidráulicas e às variações de pH e temperatura; a possibilidade de supressão da operação de recirculação do lodo; menor custo de investimento devido ao menor volume do reator aeróbio; e a possibilidade de aplicação como solução para upgrade de ETEs existentes. Em relação ao sistema de aeração empregado no sistema MBBR, deve-se levar em conta para o projeto o fornecimento de oxigênio para satisfazer a demanda adicional da biomassa, da DBO e/ou dos compostos nitrogenados a serem oxidados, e da manutenção dos meios suporte em suspensão no meio líquido. Para isso, utiliza-se em geral, sistema de bolhas grossas ou médias, pois os choques entre os meios suporte em suspensão forçam a quebra destas bolhas em bolhas finas e aumentam o tempo de contato das mesmas no meio (Jordão & Pessôa, 2009). Ressalta-se que em casos de upgrade, o excesso de oxigênio necessário é satisfeito com pouca ou nenhuma modificação no sistema de aeração, embora se recomende manter no reator uma concentração de Oxigênio Dissolvido (OD) de 3,0 mg/l. Portanto, teoricamente, a utilização da tecnologia MBBR apresentaria grande vantagem econômica em relação ao processo de lodos ativados, pelo fato de permitir, para a mesma carga orgânica aplicada, a implantação de unidades de menor dimensão. Ou ainda, considerando unidades de mesma dimensão, a maior capacidade de tratamento. O presente trabalho foi desenvolvido no âmbito do Edital Nº 5 do PROSAB (FINEP/CNPq/CAIXA) nas instalações do Centro Experimental de Saneamento Ambiental (CESA) da Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ), onde encontram-se em investigação pesquisas aplicadas ao processo MBBR que visam caracterizar o seu comportamento e desempenho em relação à remoção de matéria orgânica e compostos nitrogenados. Dito isso, o presente trabalho tem como principal objetivo apresentar e discutir alguns conceitos inerentes ao processo MBBR e avaliar o desempenho do mesmo quando submetido à variação de suas condições operacionais.

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Metodologia Aparato Experimental O aparato experimental objeto do presente trabalho é principalmente constituído pela adaptação da unidade de lodos ativados do CESA-UFRJ. Em escala real, para a população equivalente da ordem de 500 habitantes, esta unidade é uma das 18 tecnologias de tratamento de esgotos que compõem este centro experimental, cuja missão é a de atender aos objetivos acadêmicos de ensino e pesquisa dos cursos de graduação e pós-graduação da UFRJ. O tratamento preliminar é constituído por grade de barras e desarenador e precede a unidade MBBR, cujo tanque de aeração possui volume de 20,25 m³. Os dois decantadores secundários são de seção superficial quadrada e base tronco-piramidal, estruturados em fibra de vidro, e apresentam cada um, área superficial de 2,56 m² e profundidade total de 2,20 m, como ilustra a Figura 2. O sistema de aeração é constituído por um compressor de ar com potência de 2,2 HP e uma malha difusora de bolhas finas com 20 discos de membranas porosas, instalada junto ao fundo da unidade. O meio suporte plástico utilizado (AMBIO Engenharia) apresenta as seguintes características: forma cilíndrica, 25 mm de diâmetro e de altura, densidade em torno de 1 g/cm3, índice de vazios de 82,3%, área superficial total da peça de 0,011605 m2 e a Área Superficial Específica de 600 m2/m3. A Figura 3 ilustra o meio suporte empregado. Os dados a serem utilizados no presente trabalho correspondem àqueles obtidos em projeto de pesquisa durante o período de maio de 2005 a agosto de 2008, no qual o processo foi submetido a uma COS média de 6,4 a 7,7 gDBO/m².d, tempo de detenção hidráulica (TDH) de 9,5 a 5,5 horas, e mantendo a concentração média de oxigênio dissolvido (OD) no reator acima de 3 mg/l em 90% do período monitorado.

Figura 2: Unidade experimental MBBR (UFRJ)

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Figura 3: Meio suporte empregado

Delineamento Experimental O delineamento experimental tem como referência estudos anteriormente desenvolvidos, que indicam a estabilidade e a manutenção da qualidade do efluente final quando submetido ao incremento da Carga Orgânica Volumétrica (COV) desde 0,58 kgDBO/m³.d, correspondente a uma COS de 6,43 gDBO/m².d. A Tabela 1 apresenta as fases que caracterizam as condições operacionais aplicadas, nas quais o volume de peças inserido foi equivalente a somente 20% do volume do tanque de aeração, isto é, igual a 4m³. Ressalta-se que o presente trabalho reporta principalmente os resultados obtidos na Fase V do delineamento experimental. O sistema foi monitorado por três anos e meio ao longo de todas as 5 fases experimentais, segundo freqüência semanal de monitoramento. As análises de parâmetros físico-químicos e microbiológicos seguiram as prescrições do Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). TABELA 1. Fases operacionais impostas no processo MBBR Fases

N° dados

I II III IV V

9 28 8 8 9

COV média (kg/m³.d) Desvio Padrão (COV) 0,58 0,72 0,60 0,96 1,0

0,19 0,27 0,17 0,32 0,36

COS média (g/m².d) 6,43 8,44 6,88 9,56 7,74

Desvio Padrão (COS) 2,19 3,02 1,94 3,67 3,52

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Resultados e Discussões A Tabela 2 apresenta as estatísticas descritivas dos resultados alcançados nas fases operacionais impostas ao processo.

Fase III

Fase II

Fase I

TABELA 2. Resultados do monitoramento das Fases Operacionais Desvio Coeficiente Fases Parâmetro N° Média Padrão Variação Afl 9 491 271 0,55 DQO Efl 9 26 2 0,04 Ef % 9 93 4 0,04 Afl 9 227 93 0,41 DBO Efl 9 11 3 0,29 Ef % 9 95 5 0,06 Afl 9 443 217 0,49 Efl 9 28 8 0,27 Ef % 9 93 6 0,07 Afl 28 527 224 0,43 Efl 28 55 20 0,36 Ef % 28 88 7 0,08 SST Afl 28 215 84 0,39 Efl 28 23 12 0,53 Ef % 28 89 5 0,06 Afl 28 386 175 0,45 Efl 28 35 11 0,32 Ef % 28 89 6 0,07 Afl 28 527 224 0,43 DQO Efl 28 55 20 0,36 Ef % 28 88 7 0,08 Afl 28 215 84 0,39 DBO Efl 28 23 12 0,53 Ef % 28 89 5 0,06 Afl 28 386 175 0,45 SST Efl 28 35 11 0,32 Ef % 28 89 6 0,07 Afl 8 434 173 0,40 DQO Efl 8 48 24 0,50 Ef % 8 88 7 0,07 Afl 8 155 54 0,35 DBO Efl 8 20 8 0,39 Ef % 8 87 5 0,05 Afl 8 349 134 0,38 SST Efl 8 35 11 0,32 Ef % 8 88 5 0,06

10 284 25 90 151 8 92 274 22 90 335 35 78 125 11 81 228 23 80 335 35 78 125 11 81 228 23 80 260 19 80 108 11 80 216 25 84

25 346 26 92 199 9 93 331 24 92 381 40 85 148 14 86 267 31 85 381 40 85 148 14 86 267 31 85 292 33 83 126 15 87 225 31 84

Percentis 50 449 27 94 278 10 95 426 27 95 477 50 90 203 18 90 352 38 89 477 50 90 203 18 90 352 38 89 419 50 87 144 18 88 346 33 87

75 615 27 95 281 12 96 547 32 95 608 66 92 259 29 92 483 43 93 608 66 92 259 29 92 483 43 93 502 59 93 174 27 89 411 37 92

90 715 27 96 282 13 97 620 34 95 776 84 95 345 43 95 582 46 96 776 84 95 345 43 95 582 46 96 640 72 96 227 28 91 525 47 95

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TABELA 2. Continuação... Fases

Parâmetro

Fase IV

DQO

DBO

SST

DQO

DBO

Fase V

DBOfilt

SST

N-NH4 N-NO2 N-NO3

Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Ef % Afl Efl Afl Efl

N°

Média

8 8 8 8 8 8 8 8 8 9 9 9 7 7 7 5 4 4 9 9 9 9 9 9 9 9 5 5

559 63 88 246 28 88 500 29 92 533 98 81 215 31 84 59 16 93 429 48 86 45 26 44 0,29 0,43 0,48 10,67

Desvio Padrão 192 19 3 85 13 6 343 11 5 214 52 8 91 11 7 19 4 4 179 17 9 23 16 18 0,53 0,29 0,16 3,18

Coeficiente Variação 0,34 0,30 0,04 0,35 0,46 0,07 0,69 0,40 0,06 0,40 0,53 0,10 0,42 0,36 0,08 0,32 0,28 0,04 0,42 0,36 0,10 0,51 0,62 0,42 1,81 0,68 0,43 0,30

10 448 51 86 152 17 79 264 18 86 295 45 70 146 21 75 43 12 89 235 26 77 26 12 21 0,02 0,15 0,32 8,46

25 460 53 88 200 20 86 278 20 91 407 47 80 170 25 81 53 15 90 272 44 82 27 14 30 0,08 0,23 0,48 8,47

Percentis 50 489 55 88 238 25 90 419 28 94 475 94 84 181 30 86 57 17 93 497 46 88 36 17 47 0,10 0,39 0,56 8,65

75 550 63 91 283 33 91 518 34 96 699 123 87 235 37 87 58 18 96 530 60 92 68 31 56 0,24 0,63 0,57 12,2

90 724 91 91 333 40 93 787 44 97 760 146 89 307 44 89 76 19 96 603 69 93 72 49 64 0,55 0,75 0,59 14,2

Em geral, considerando o período que o processo esteve submetido às condições operacionais das Fases I, II, III e IV, pode ser observado que 75% das concentrações efluentes de DBO foram inferiores a 30 mg/l, segundo eficiências de remoção de DQO e DBO sempre superiores a 90%. Já na Fase V, quando o processo foi submetido à maior aplicação de COS média de 7,74 g/m².d e COV média de 1,0 kg/m³.d, as eficiências de remoção de DQO e DBO mantiveram-se limitadas em 90% segundo 90% dos resultados. O gráfico da Figura 4 ilustra a série histórica das concentrações de DBO efluente relativas a cada uma das 5 fases experimentais, enquanto a Figura 5 ilustra, independente das respectivas fases, os resultados da eficiência de remoção da DBO em função da COS aplicada ao longo do experimento. 19

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Esta observação em relação à Fase V pode ser demonstrada a partir da Figura 6, no qual apresenta os resultados obtidos da eficiência de DBO versus a COS aplicada, corroborando para observar o limitado desempenho alcançado.

Figura 4. Série histórica da concentração da DBO efluente (todas as Fases)

Figura 5. Eficiência de remoção de DBO versus a COS aplicada (todas as fases)

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Figura 6. Eficiência de remoção de DBO em relação à COS aplicada na Fase V

Para uma análise mais criteriosa, foi produzido o gráfico da Figura 7 com os resultados obtidos durante a Fase V, onde se verifica existir uma correspondência entre a taxa de aplicação de DQO filtrada (g DQOfil/m².d) e a taxa de remoção de DQO filtrada (g DQOfil/m².d), tal como observado anteriormente por Ødegaard et al., (1999).

Figura 7. Taxa de remoção de DBOfiltrada em relação a Taxa de aplicação de DBOfiltrada durante a Fase V

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Ressalta-se que a concentração de OD e a temperatura no reator biológico variaram durante esta fase, respectivamente, entre 2,5 e 6,0 mg/l e entre 24,5 e 29,8 ºC. E o índice volumétrico do lodo (IVL) durante todas as fases operacionais sempre se manteve inferior a 100, o que indica um ótimo comportamento do processo. Ao longo da Fase V procedeu-se também à quantificação da concentração de sólidos aderidos (biomassa) ao meio suporte. Neste sentido foram empregadas duas diferentes metodologias. A primeira metodologia, metodologia desenvolvida ao longo do experimento, promoveu a quantificação dos sólidos aderidos após a remoção dos mesmos do meio suporte por meio do emprego de Hidróxido de Sódio conforme reportado por Minegatti (2008), permitindo a sua quantificação na forma de Sólidos em Suspensão (SS), assim como ocorre com a biomassa em suspensão no processo de lodos ativados. A segunda metodologia empregada, de acordo com o que é reportado por Luostarinen et al., (2006), não promoveu a remoção dos sólidos aderidos ao meio suporte, o que além de somente permitir a caracterização da biomassa com base na concentração de Sólidos Totais (ST), não possibilita a caracterização de toda a massa de sólidos. Na Tabela 3, com base em ambas metodologias, são apresentados os valores médios das densidades específicas de biomassa (g/m²) obtidas, assim como aquelas reportadas pela literatura. TABELA 3. Densidade específica de biomassa (g/m²) Metodologia ST Parâmetro (g/m²) ST SST SSV

40,3 -

Desvio Padrão 33,0 -

Metodologia SS (g/m²) 23,8 15,6

Desvio Padrão 8,3 9,2

Luostarinen et al., (2006)

Andreottola et al., (2003)

Hong-Bin et al., (2007)

(g/m²)

26 a 44 -

4,0 -

5,0

Observa-se que os valores obtidos com base na metodologia SS devem ser enaltecidos, pelo fato de serem muito maior que os reportados por Andreottola et al., (2003) e Hong-Bin et al., (2007). Já em relação à metodologia ST, o valor encontrado de 40,3 gST/m² é equivalente ao citado por Luostarinen et al., (2006). A recente Norma Brasileira para Projeto Hidráulico-Sanitário de Estações de Tratamento de Esgotos (ABNT, 2010) indica para projetos de sistemas com MBBR, que se considere a massa de SSV aderida às peças no máximo igual a 12 gSSV/m² de área superficial específica.

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Independente da concentração de SST aderidos, ressalta-se que a parcela volátil (SSV) média obtida, da ordem de 0,76, condiz com o valor de 0,86 reportado por Andreottola et al., (2003) e de 0,91 reportado por Jahren et al., (2002), e que indicam o potencial de formação aderida de biomassa ativa. Para a caracterização da relação A/M do processo MBBR entende-se que devam ser consideradas as biomassas em suspensão e aderida, sendo assim requerida a quantificação da totalidade de biomassa presente no reator biológico, aqui denominada “Biomassa Equivalente” ou “Sólidos em Suspensão Voláteis Equivalentes no Tanque de Aeração (SSVETA)”. Na verdade, para efeito de analogia ao processo de lodos ativados, a relação A/M do processo MBBR é aqui denominada “A/M equivalente – A/Meq”. Em função da quantificação de SSVETA realizada ao longo da Fase V, obteve-se a relação A/Meq média de 0,27 d-1. O gráfico da Figura 8 ilustra a correlação entre a COS aplicada e os valores de A/Meq obtidos.

Figura 8. A/Meq versus COS aplicada Entende-se que ao longo da Fase V, a baixa razão média obtida entre SSV aderido e SSV em suspensão, da ordem de 0,25, seja devida a quantidade limitada de meio suporte disponível – igual a 20% do volume do reator – valor inferior àqueles relatados na literatura e compreendidos entre 40 e 70% (Ødegaard et al., 1993 e 1994; Hem et al., 1994; Rusten et al., 1994 e 1998; Jahren et al., 2002; Luostarinen et al., 2006). Estima-se que o aumento da 23

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quantidade de meio suporte e, conseqüentemente, área superficial disponível, não somente elevaria a quantidade relativa de biomassa aderida como também a concentração de SSVETA. Ademais, a maior disponibilidade de biomassa reduziria a razão A/Meq para valores inferiores aos observados nesta fase, compreendidos entre 0,14 e 0,40 kg DBO/kg SSVETA.d, e que em princípio justificam a instável e limitada performance do processo quando comparada às fases anteriores. Pode-se então concluir que para o enchimento de 20% do volume do tanque de aeração, o experimento não admite a aplicação de COV de 1,0 kgDBO/m³.d e que a COS aplicada no período, igual a 7,74 gDBO/m².d, foi também elevada. De fato, Helness (2007) recomenda que, para reatores com volume de meio suporte de 40 a 70%, a COS aplicada seja menor que 4 gDQO/m².d, valor bem inferior ao empregado durante toda a Fase V. Conforme apresentado na Tabela 2, pode-se também verificar a restrita nitrificação alcançada pelo processo ao longo da Fase V. A remoção média de NTK e N-NH4 foi de respectivamente 42 e 44% e o consumo médio da alcalinidade foi de 70 mgCaCO3/l, valor relativamente baixo. A Figura 9 apresenta a série histórica das concentrações afluente e efluente de N-NH4+ e N-NO3 para a Fase V.

Figura 9. Concentrações afluente e efluente de N-NH4+ e N-NO3 na Fase V

Ainda neste contexto, Hem et al., (1994) observou que para COS maior que 5 gDBO7/m².d a taxa de nitrificação é praticamente nula. 24

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Conclusões & Recomendações O processo MBBR foi monitorado ao longo de 3 anos e meio, no qual os principais resultados obtidos foram os seguintes: • O uso da tecnologia MBBR conseguiu aumentar significativamente a vazão afluente e, conseqüentemente, a COV aplicada no processo de lodos ativados, mostrando-se eficiente na remoção de matéria orgânica do esgoto doméstico, podendo operar com boa estabilidade; • A estabilidade do processo foi relativamente comprometida somente na Fase V, ou seja, quando a COS média foi de 7,74 g DBO/m².d e COV média de 1,0 kg DBO/m³.d, a qual corresponde para o mesmo volume do tanque de aeração, ao triplo do valor usual aplicado ao processo de lodos ativados por aeração prolongada. Assim, nesta fase poderia ter aumentado o percentual de meios suporte no reator. Durante a Fase V foi possível avaliar outros elementos, tais como: • A taxa de remoção de DQO filtrada comportou-se da mesma forma que reporta a literatura e correspondeu a valores acima de 90% da taxa de aplicação de DQO filtrada; • O valor alcançado da densidade específica de biomassa para a metodologias ST empregada, equivalente a 40,3 gST/m², foi similares ao reportado na literatura; já para a metodologias SS, igual 23,8 gSST/m² e 15,6 SSV/m², o valor encontrado foi significativamente superior aos da literatura; • A remoção média de NTK e N-NH4 foi de 42 e 44%, respectivamente, caracterizando em uma baixa nitrificação, que pode ser elucidado após comparação com o trabalho proposto por Hem et al., (1994). Entende-se que o melhor desempenho do processo dependa da manutenção da menor relação A/Meq, maior quantidade de biomassa aderida e, conseqüentemente, da maior disponibilidade de meio suporte, cujos volumes relativos relatados na literatura são compreendidos entre 40 e 70%. O melhor desempenho do processo, incluindo da nitrificação, poderia ser adquirido com a manutenção de valores de A/Meq inferiores ao valor médio obtido, igual a 0,27 kgDBO/kgSSVETA.d. Assim, a fixação do volume relativo de meio suporte em 20% pode ser entendida como um fator de limitação da quantidade de biomassa. Ademais, a Carga Orgânica Superficial – COS (gDBO/m².d), equivalente à razão entre a carga orgânica aplicada e a área superficial devida à totalidade de meio suporte disponível, pode ser entendido como o parâmetro operacional que melhor caracteriza o processo MBBR e é dependente da equidade de compreensão das características dos meios suporte empregado. 25

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Por fim, salienta-se que grande esforço foi empreendido para uniformizar a compreensão de parâmetros característicos do processo de acordo com o que é preconizado pela literatura, notadamente: área superficial do meio suporte sujeita a aderência de biofilme, razão entre área superficial e volume do meio suporte, quantificação da biomassa aderida com base na concentração de ST e de SST, razão entre biomassa aderida e biomassa suspensa no reator.

Agradecimentos O autor agradece à FINEP pelo apoio ao financiamento da pesquisa por meio do PROSAB; à CAPES pela concessão de bolsa de mestrado, à UFRJ e à empresa MMA Consultoria Ambiental.

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Vol. 4, No. 1, 27 - 35, 2011

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

REMOCIÓN DE ARSÉNICO DEL AGUA DE CONSUMO HUMANO CON FILTROS DE CLAVOS DE HIERRO, FIBRA COMERCIAL, GRAVA Y ARENA

Martha Avilés Flores 1* Sofía E. Garrido Hoyos 1 María Cristina Nájera Flores 2 José S. de la Paz 2

ARSENIC REMOVAL FROM DRINKING WATER WITH IRON SPIKES, COMMERCIAL FIBER, GRAVEL AND SAND. Abstract This study evaluates the efficiency of arsenic removal using two commercial materials of iron nails and household commercial fiber filter on a bed of gravel and silica sand. Iron oxides formed and deposited on the sand are excellent adsorbents to remove arsenic in water as inorganic species, due to its high specific surface. The adsorption of each material was evaluated by continuous testing well water 0.11 mgAsL-1. The best arsenic removal efficiency was 95.45%, achieved commercial fiber oxidized with 2N hydrochloric acid, the operating time of the sand filter was 624 hours. The final concentration of arsenic was less than 0.025 mgL-1 value that complies with the Official Mexican Standard for human use and consumptionNOM127-SSA1-1994. This study provides a friendly alternative for arsenic removal because of its economic operational simplicity and ease of use for people of low socio-economic development. Key words: adsorption, arsenic, nails, fiber.

1 2

Instituto Mexicano de Tecnología del Agua Instituto Tecnológico de Zacatepec

*Corresponding author: Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Paseo Cuauhnáhuac 8532, Jiutepec, Morelos CP 62550 México. Email: maviles@tlaloc.imta.mx

Vol. 4, No. 1, 27 - 35, 2011

Resumen En este estudio se evalúa la eficiencia de remoción de arsénico utilizando dos materiales comerciales de hierro; clavos y fibra comercial de uso doméstico sobre un filtro de lecho de grava y arena sílica. Los óxidos de hierro formados y depositados sobre la arena son excelentes adsorbentes para remover arsénico presente en el agua como especie inorgánica, debido a su alta superficie específica. La adsorción de cada material se evaluó realizando pruebas en continuo con agua de pozo de 0.11 mgAsL-1,. La mejor eficiencia de remoción de arsénico fue de 95.45%, se obtiene con fibra comercial oxidada con ácido clorhídrico 2N, el tiempo de operación del filtro de arena fue de 624 horas. La concentración final de arsénico fue menor a 0.025 mgL-1 valor que cumple con la Norma Oficial Mexicana para uso y consumo humano (NOM127SSA1-1994). Este estudio representa una alternativa amigable para remoción de arsénico, debido a su simplicidad operativa económica y de fácil uso para las poblaciones de escaso desarrollo socioeconómico. Palabras clave: Adsorción, arsénico, clavos, fibra.

Introducción El origen natural del arsénico en el agua subterránea está ligado a la litología de los materiales geológicos que conforman el acuífero y a los procesos de oxidación-reducción que afectan a este elemento (Smedley and Kinninbuerg, 2002). Otros orígenes están ligados a factores antropogénicos como son los lixiviados de residuos de minas (Armienta et al., 1997) o el uso de plaguicidas. En diversas regiones del mundo se han encontrado acuíferos con niveles de arsénico que sobrepasan los límites permisibles para aguas de consumo humano, de acuerdo con las normas nacionales e internacionales (Mandal y Suzuki, 2002), por lo que la población sintomática expuesta representa un grave problema potencial de salud pública. La organización mundial de la salud (OMS) ha establecido como una máxima concentración de arsénico en agua para consumo humano 0.010mg/L en el año 2000 esta concentración fue modificada permitiendo un límite máximo de 0.025 mg/L (EPA, 2000; OMS 2006). En México se han reportado problemas de contaminación de arsénico en agua en las siguientes regiones: Comarca Lagunera (Rosas et al., 1999), Zimapán, Hidalgo (Romero et al., 2008), Guanajuato (Mahlknecht et al., 2004), Zacatecas, Zacatecas (Castro et.al. 2003) y Huautla, Morelos (García y Armienta 1996). Las tecnologías utilizadas actualmente a nivel internacional para la remoción de arsénico son coagulación, adsorción sobre alúmina activada, intercambio iónico, electrodiálisis y ósmosis inversa.

Vol. 4, No. 1, 27 - 35, 2011

Existen otras alternativas como los medios basados en adsorbentes modificados, como el hierro con sulfuro, hidróxido férrico granular, óxido de titanio, las arenas cubiertas con óxido de hierro o de manganeso, bauxita, hematita, minerales arcillosos (bentonita, caolinita) y carbón de hueso (D’Ambrosio 2005). Algunos investigadores han descrito diferentes formas de preparación en las zeolitas naturales con disoluciones de sales o hidróxidos (Chen y Degnan 1988, Gómez 2001). Se han utilizado compuestos metálicos como adsorbentes selectivos para cationes y aniones como el arsénico en soluciones acuosas, como es el caso de hierro, zirconio, hidróxido de magnesio, ferromanganeso y bauxita, entre otros (Sand 2002). La adsorción del arsénico sobre los óxidos está controlada por las reacciones de coordinación que se verifican en la superficie del óxido. En un sistema acuoso, la superficie de los óxidos está compuesta de grupos hidroxílicos, productos de la coordinación de los iones metálicos del mineral con el agua. La remoción de arsénico mediante adsorción co-precipitación con materiales comerciales de hierro y filtración posterior es un método atractivo, debido a su bajo costo.

Objetivo El objetivo de este estudio fue evaluar la eficiencia de remoción de arsénico utilizando dos materiales sorbentes clavos de hierro y fibra comercial de uso doméstico sobre un filtro de lecho de grava y arena sílica, para disminuir la concentración de arsénico en agua para consumo humano.

Metodología Área de estudio El estudio se realizó en una localidad rural de Huautla, municipio de Tlaquiltenango ubicada en la región sur del estado de Morelos, México, que tiene 1200 habitantes (INEGI, 2000). El agua proviene del tiro de mina Pájaro Verde presenta una concentración de arsénico 0.110 mgAsL-1 , valor 4.5 veces por encima del límite permisible establecido en la Norma Oficial Mexicana (0.025 mg As L-1) para agua de uso y consumo humano NOM 127-SSA1-1994. Calidad del Agua Los análisis fisicoquímicos del agua de la mina y el agua tratada, se realizaron de acuerdo a las Normas Mexicanas y métodos estándar (APHA, AWWA.WEF., 1998), el muestreo se realizó de acuerdo a la Norma Oficial Mexicana NOM-014-SSA1-1994. La cuantificación del arsénico total se determinó mediante dos métodos: Espectrofotometría de Absorción Atómica Perkín Elmer Modelo 2380 con generador de hidruros MHF-10, este método

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tiene un límite de detección menor a 0.005 mgAsL-1 y Fotometría Digital y Comparación de Color, el cual utiliza los rangos de arsénico total de 0 a 0.1 mgAsL-1 y el comparador de color visual en concentraciones de 0.1 a 0.5 mgAs L-1. Este método ha sido seleccionado por la UNICEF (Britt 2003). Las pruebas experimentales se realizaron en columnas de acrílico transparente de diámetro de 0.25 y 0.14 cm y altura de 42.5 cm. con válvulas de control de flujo, la capa inferior está compuesta de grava gruesa de 6 a 13 mm de diámetro, por encima de la grava hay gravilla de 3 a 6 mm y arriba de ésta se encuentra arena sílica de 0.5 a 0.28 mm. Los puntos de muestreo son: P1 agua cruda; P2 efluente cama de material adsorbente; P3 efluente de grava fina, P4 efluente filtro de arena (Figura 1). Los filtros operaron en forma continua durante 624 horas con una tasa de 0.038 m-1 h, la producción para cubrir el consumo diario de agua fue de 28.8 L d-1 cantidad para abastecer a una familia de la comunidad.

Figura 1. Esquema de filtros

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Los experimentos para remoción de arsénico mediante adsorción-coprecipitación se realizaron con materiales comerciales: clavos de hierro y virutas de fibra de uso doméstico, debido a su alto contenido de óxidos de hierro, capacidad de adsorción, bajo costo y fácil disposición. El agua cruda del tiro de mina Pájaro Verde se oxidó con hipoclorito de sodio para cambiar el estado de oxidación de As+3 al estado más estable de As+5. El tratamiento químico para acondicionar los clavos de hierro y la fibra comercial se preparó con soluciones de ácido nítrico y ácido clorhídrico para protonizar la superficie de los materiales adsorbentes y favorecer su capacidad de sorción. En el primer experimento se utilizó un lecho de 2.20 kg de clavos de hierro, para el segundo ensayo se utilizaron 181.3 g de fibra comercial, ambos previamente oxidados con ácido nítrico al 30% y para el tercer experimento se utiliza una cama de fibra comercial (181.3 g) oxidada con ácido clorhídrico 2N.

Resultados y discusión Calidad del Agua El agua cruda del pozo del tiro de mina Pájaro Verde se analizó de acuerdo a los parámetros de la norma oficial mexicana para agua potable NOM 127-SSA1-1994. En la tabla 1 se presenta la caracterización fisicoquímica, como se aprecia la calidad del agua en general es buena, cumple con la norma a excepción de la concentración de arsénico cuyo valor es de 0.11 mg/L, que se encuentra 4.5 veces por encima del límite máximo permisible.

Pruebas de adsorción Clavos oxidados con ácido nítrico Este filtro se alimentó a un flujo de 20 mL/min y se operó a pH 7.62 monitoreado en el tanque de alimentación, la duración de la prueba fue de 192 horas. Los resultados del experimento 1 mostraron que los valores promedio de color aparente e hierro se incrementan en el punto 2 (efluente cama de material adsorbente) y en el punto 3 (efluente de grava fina) debido al color de los óxidos de hierro que se desprenden de la oxidación de los clavos. El porcentaje de remoción para el arsénico en el efluente fue del 59.1% equivalente a 0.045 mgAsL-1, valor por encima de la Norma Oficial Mexicana 0.025 mgAsL-1. La capacidad de adsorción de los óxidos de hierro de los clavos se agoto rápidamente, debido a que el área de contacto no fue suficiente.

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Tabla 1. Características Fisicoquímicas de agua del pozo de Huautla Morelos PARÁMETRO As total Cd Ca Fe Mg Mn Pb K Si Na Carbonatos Bicarbonatos Hidróxidos Dureza Total Alcalinidad Total Ortofosfatos N-NH3 N-NO3 Sulfatos Fluoruros Color verdadero pH Fosfatos SST SDT Cloruros

UNIDADES (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (Upt-Co) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

NOM‐127 SSA1‐1994 0.025 0.005 0.3 0.15 0.01 200 500 0.5 10 400 1.5 20 6.5-8.5 1000 250

PÁJARO VERDE 0.11 < 0.0010 49.54 < 0.05 17.36 < 0.05 < 0.0050 2.36 14.31 32.97 0 248 0 197 ± 13.6 248 ± 4.79 < 0.31 < 0.126 1.42 ± 0.075 11.5 ± 1.79 0.507 ± 0.055 5 7.67 < 1.04 15.0 ± 1.21 396 ± 31.8 4.43 ± 0.153

Fibra comercial de uso doméstico oxidada con ácido nítrico Con el fin de mejorar el porcentaje de remoción del experimento 2, se adapto al filtro una malla de acrílico para retener los óxidos de hierro y evitar saturación; también una columna de acrílico empacada con arena, gravilla y grava que funcionará como un segundo filtro para reducir el aumento de la pérdida de carga. La duración de esta prueba fue de 432 horas. La capacidad de adsorción de la fibra comercial de uso doméstico tiene mayor área de contacto; en el punto 2, el porcentaje de remoción de arsénico es del 43% y para el punto 3 es de 57%, finalmente en el efluente (punto 4) la eficiencia de remoción de arsénico es de 72.7%. También se realizó análisis de aluminio en el efluente y no hay presencia de partículas trazas de este elemento; la concentración fue menor a 0.20 mg/L, límite permisible de la norma oficial mexicana para agua de uso y consumo humano.

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Fibra comercial de uso doméstico oxidada con ácido clorhídrico 2N El experimento 3 mostró el mejor resultado con la configuración de fibra comercial oxidada con ácido clorhídrico 2N, en la tabla 2 se presentan los valores promedio de los tres experimentos del agua cruda y tratada. La temperatura de trabajo varió de 19 a 21ºC. La figura presenta el comportamiento de remoción de arsénico de los tres experimentos. Los valores de concentración de arsénico en el experimento 3 fueron inferiores al límite establecido en la norma mexicana 0.025 mg As L-1, durante los 26 días de operación; la máxima eficiencia de eliminación de arsénico fue de 95.45%. La evolución de remoción de arsénico en cada uno de los puntos de muestreo, P1, P2,P3 y P4 se muestra en la figura 3. La concentración inicial de hierro de la fibra comercial sin oxidar es de 560,053 mg Kg-1, una vez terminado el experimento la concentración final de hierro de la fibra fue de 5,071 mg Kg-1. En el filtro de arena se retuvo el precipitado de hierro con el arsénico adsorbido. El valor de hierro en el efluente de filtro fue de 0.05 mgL-1, valor por debajo de la norma.

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Tabla 2. Características del agua cruda y tratada Clavos hierro oxidada Agua cruda Parámetros Pájaro Verde (HNO3 30%) Exp. 1 pH 8.7 8.55 Arsénico (mg L-1) 0.11 0.045 Turbiedad (NTU) 5.06 9 Color (UPt-Co) 7.0 20 248 HCO3- (mg L-1) 0.035 0.57 Fe (mg L-1) 447 424 CE (µs cm-1)

Fibra comercial oxidada

Límites permisibles (NOM 127‐SSA1‐ 1994)

(HNO3 30%)

(HCl 2N)

Exp. 2 8.6 0.03 1.5 13

Exp. 3 8.6 0.005 0.79 6.21

6.5-8.5 0.025 5 20

0.16 466

0.05 450

0.3 -

Conclusiones La fibra comercial de uso doméstico oxidada con ácido clorhídrico (2N) es un buen adsorbente de arsénico se obtienen eficiencias de remoción de 95.45%, tiene alto contenido de óxidos de hierro y carga superficial positiva y puede ser una solución viable para el tratamiento de agua contaminada en zonas rurales. Este estudio representa una alternativa efectiva, no requiere desarrollo tecnológico sofisticado, de bajo costo, fácil implementación y cumple con los niveles permisibles de arsénico (0.025 mg/L) de la Norma Oficial Mexicana para agua de uso y consumo humano NOM-127SSA1-1994.

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Vol. 4, No. 1, 36 - 45, 2011

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

APLICACIÓN DE TÉCNICAS DE BIOLOGÍA MOLECULAR PARA LA IDENTIFICACIÓN DE MICROORGANISMOS NITRIFICANTES Y DESNITRIFICANTES ADHERIDOS A ZEOLITAS NATURALES

APPLICATION OF MOLECULAR BIOLOGY TECHNIQUES FOR THE IDENTIFICATION OF MICROORGANISMS NITRIFIYING AND DENITRIFYING ATTACHED ON NATURAL ZEOLITE

Camila Mery Araya 1* Lorna Guerrero Saldes 1 Jorge Alonso Gutiérrez 2 Mónica Figueroa Leiro 2 Juan Lema Rodicio 2 Silvio Montalvo Martínez 3 Gladys Vidal Saez 4

Abstract This study identified microbial populations in nitrifying and denitrifying batch reactors using chilean natural zeolite with different diameters for microbial support. The microbial populations were analyzed using molecular biology techniques: DGGE and FISH, founding that Gamaproteobacteria are the best adapted to the present nitrification and denitrification conditions. Nitrifying reactors showed similarity in their microbiological composition independent of the support size used, presenting all 80% of Gammaproteobacteria. However, the denitrifying reactors showed a big diversity, finding Bacteria and Archaea in different proportions depending of the diameter utilized. It is recommended DGGE and subsequent FISH analysis with specific probes to determine Gamaproteobacteria and Archaea species involved. Key words: Denitrification; DGGE; FISH; Nitrification; Zeolite.

Departamento de Ingeniería Química y Ambiental, Universidad Técnica Federico Santa María, Chile. Departamento de Ingeniería Química, Universidad Santiago de Compostela, España. 3 Departamento de Ingeniería Química, Universidad Santiago de Chile. 4 Centro de Ciencias Ambientales, Universidad de Concepción, Chile. 2

*Corresponding autor: Av. España 1680, Valparaíso – 2390123 – Chile. Tel.: 56-32-2654303– Fax.:56-32-2654478. Email: mery.camila@gmail.com

Vol. 4, No. 1, 36 - 45, 2011

Resumen En este estudio se identificaron las poblaciones microbianas presentes en reactores batch nitrificantes y desnitrificantes que utilizan zeolita natural chilena de diferentes diámetros como soporte microbiano. Las poblaciones microbianas se analizaron mediante las técnicas de biología molecular DGGE y FISH, encontrando que las bacterias pertenecientes a la clase Gamaproteobacterias son las mejores adaptadas a las condiciones de nitrificación y desnitrificación presentes. Los reactores nitrificantes presentaron similaridad en su composición microbiológica independientemente del diámetro de soporte utilizado, presentando todos un 80% de Gammaproteobacterias. Los desnitrificantes, en cambio, presentaron gran diversidad, encontrando tanto Bacterias como Arqueas en diferentes proporciones dependiendo del diámetro utilizado. Se recomienda realizar análisis de DGGE y posterior FISH con sondas específicas para determinar para determinar las especies de Gamaproteobacterias y Arqueas involucradas. Palabras claves: Desnitrificación; DGGE; FISH; Nitrificación; Zeolita.

Introducción La actividad humana está modificando la velocidad de algunos de los procesos involucrados en el ciclo natural del nitrógeno, produciendo acumulaciones de compuestos nitrogenados en las aguas y, en consecuencia, la contaminación de estas (Camargo y Alonso, 2006). Uno de los métodos ampliamente utilizados en la eliminación de nitrógeno presente tanto en aguas residuales urbanas como en gran parte de las aguas industriales, es la combinación de los procesos biológicos de nitrificación y desnitrificación. En la nitrificación el amonio se oxida secuencialmente a nitrito y nitrato mediante la intervención de dos grupos distintos de bacterias autótrofas: las bacterias oxidantes de amonio (BAO) que realizan la oxidación de amonio a nitrito, y las bacterias oxidantes de nitrito (BNO) que llevan a cabo la oxidación del nitrito a nitrato. La desnitrificación, reducción de nitrato a nitrógeno molecular en condiciones anóxicas, es llevada a cabo por diferentes géneros de bacterias, tanto heterótrofas como autótrofas. El interés por la identificación de las diferentes poblaciones bacterianas presentes en sistemas biológicos de tratamiento de aguas residuales ha ido en aumento durante las dos últimas décadas, ya que permite una mejor comprensión de los procesos involucrados en la depuración de aguas residuales. En este estudio se evaluaran las principales poblaciones microbianas presentes en reactores batch nitrificantes y desnitrificantes que utilizan zeolita natural chilena de diferentes tamaños como medio de soporte. Esta evaluación se realizará mediante un análisis cuantitativo a través de hibridación in situ con sondas fluorescentes (FISH) y cualitativo utilizando electroforesis en gel con gradiente desnaturalizante (DGGE). El medio de soporte utilizado es un mineral microporoso capaz de adsorber iones de amonio con una superficie rugosa e irregular y gran área superficial, convirtiéndolo en un excelente soporte para el desarrollo de biopelículas microbianas (Fernández et al. 2007). La constante transferencia de 37

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iones de amonio entre la zeolita y el medio proporciona amonio disponible para los microorganismos que forman la biopelícula, específicamente para los microorganismos nitrificantes (Park et al., 2002). Metodología La operación de los reactores batch se realizó en la Universidad Técnica Federico Santa María, Valparaíso, Chile, a través de dos sistemas. Cada sistema se operó con un caldo de cultivo nitrificante y desnitrificante, respectivamente, utilizando diámetros de zeolita de 0.5, 1 y 2 mm en cada caso. Las características de los reactores dependían del tipo de digestión, y estos a su vez del diámetro de soporte utilizado. Los reactores nitrificantes fueron operados a 20°C, a un pH de 8 y un tiempo de operación de 25 días. Estos reactores utilizaron un medio de cultivo con las siguientes características en g/L: NH4Cl 0,764; Urea 0,45; Extracto de levadura 0,28; FeSO4∙7H2O 0,0992; NaHCO3 3,12; KH2PO4 0,181 y 1 mL/L de solución salina. Los reactores desnitrificantes, en cambio, fueron operados a 37°C con un pH de 7 y un tiempo de operación de 28 días. En ellos, se utilizó el siguiente medio de cultivo en g/L: CH3COOK 1,5; MgSO4∙7H2O 0,08; NaCl 0,3; Extracto de levadura 0,2; KNO3 1,56; K2HPO4 5,0; KH2PO4 1,5 y 1 mL/L de solución salina. La composición de la solución salina utilizada en ambos casos es la siguiente: EDTA 0.15 g/L; HCl 1 mL/L: FeSO4 2g/L; HBr 0.05 g/L; ZnCl2 0.05 g/L; MgCl2 0.05 g/L. De estos reactores se extrajeron muestras de biomasa junto con zeolita al comienzo y final de la experiencia, las que fueron fijadas y refrigeradas en Chile, siguiendo el protocolo descrito por Amann et al. (1995). Estas muestras fueron sometidas a ultrasonido durante 30 segundos y al 40 % de amplitud del equipo (Branson Sonifier 150) para desadherir la biomasa y luego fijarla en parafolmadehido al 4% en PBS. Posteriormente, se analizaron mediante las técnicas DGGE y FISH. Fijación celular. La fijación celular se realizó según el procedimiento descrito por Amann et al. (1995) con 4% [peso/volumen] de paraformaldehido en solución salina amortiguada por fosfatos (PBS). FISH. Se siguió el procedimiento descrito por Amann et al. (1995), en el que se distinguen cuatro pasos: fijación de la biomasa, inmovilización sobre el portaobjetos, hibridación y análisis microscópico. La hibridación se llevó a cabo a una temperatura constante de 46°C durante un periodo de 120 minutos, ajustando el porcentaje de formamida a los valores indicados en la Tabla 1. 38

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Tabla 1. Secuencias, organismos objetivo y porcentaje de formamida (%FA) utilizados. Sonda

Fluor.

Secuencia (5’→3’)

% FA

Organismo objetivo

EUB338I

Fluos

GCT GCC TCC CGT AGG AGT

ALF1B

Fluos

CGT TCG YTC TGA GCC AG

NIT3* NITComp BET42a* BETComp

Cy3

Cy3 ‐

CCT GTG CTC CAT GCT CCG CCT GTG CTC CAT GCT CCG GCC TTC CCA CTT CGT TT GCC TTC CCA CAT CGT TT

Dominio Bacteria Alphaproteobacteria, algunas Deltaproteobacteria, Spirochaetes Nitrobacter spp.

Betaproteobacteria

NSO190

Cy3

CGA TCC CCT GCT TTT CTC C

GAM42a* GAMComp

Cy3 -

GCC TTC CCA CAT CGT TT GCC TTC CCA CTT CGT TT

GAOQ431

Cy3

TCC CCG CCT AAA GGG CTT

ARC915

Cy3

GTG CTC CCC CGC CAA TTCCT

Candidatus Competibacter phosphatis Archaea

MX825

Cy3

TCG CAC CGT GGC CGA CAC CTA GC

Algunas Methanosaetaceae

MS821

Fluos

CGC CAT GCC TGA CAC CTA GCG AGC

Methanosarcina

Betaproteobacteria oxidantes de amonio Gammaproteobacteria

Methanobacteriales (menos Methanothermus) *Sondas usadas con una concentración equimolar de competidor sin fluorocromo. MB1174

Cy3

TAC CGT CGT CCA CTC CTT CCT C

En cada pocillo de los portaobjetos se realizó la hibridación empleando sondas con los fluorocromos fluoresceína-5-isotiocianato (Fluos), cianina (Cy3) y 4,6-diamidino-2-fenilindol diclorohidrato (DAPI). Este último es un colorante universal que se une al ADN permitiendo visualizar todas las células de la muestra. Las señales de fluorescencia se registraron a través de una cámara digital (Coolsnap, Roper Scientfific Photometrics) acoplada al microscopio de epifluorescencia (Axioskop 2 plus, Zeiss) equipado con los filtros correspondientes para visualizar cada fluorocromo empleado dado que cada uno de ellos presenta un espectro de excitación y emisión característico y único. DGGE. Se realizó análisis DGGE según lo descrito por Alonso-Gutiérrez et al. (2009). Las muestras analizadas fueron las del reactor anaerobio con diámetro de zeolita de 1 mm. El ADN se extrajo a través del kit MoBio Power Soil™ siguiendo el protocolo del fabricante. La reacción en cadena de la polimerasa (PCR) se realizó utilizando el termociclador Veriti. Se empleó la combinación de primers universales F341-GC y R907 (Yu and Morrison, 2004). Los productos de la PCR se cargaron en un gel de poliacrilamida al 6% (peso/volumen) formado con un gradiente desnaturalizante de formamida/urea que variaba desde el 40 al 75%, para ello se utilizó el 39

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equipo INGENY phorU, operado a 60°C y 100 V durante 16 h. Las bandas más intensas se secuenciaron y clasificaron mediante comparación con la base de datos existentes en Gen Bank, utilizando el software computacional Blast (BLASTN, Altschul et al., 1990).

Resultados y Discusión FISH. Los reactores nitrificantes presentaron diversidad microbiana similar independiente del tamaño de zeolita utilizado como soporte microbiano. En todos los reactores con medio de cultivo nitrificante dominaron las Gammaproteobacterias con un 80%, también se identificaron Betaproteobacterias con porcentajes alrededor de 12%. Dentro de las Betaproteobacterias se determinó la presencia de Betaproteobacterias amoniooxidantes, sin embargo no fueron identificadas. Se determinó, también, la presencia de Nitrobacter las cuales oxidan el nitrito a nitrato, sin embargo, tampoco fueron identificadas. Los amplios porcentajes de Gammaproteobacterias encontradas y la no identificación de Betaproteobacterias amonio-oxidantes parecerían indicar que tanto las BAO, como las BNO pertenecen a la clase Gammaproteobacterias. Por otro lado, In situ, se pudo observar que los tamaños de zeolita de 0.5 y 1 mm poseían una forma y agrupación similar de Gammaproteobacterias. Situación contraria a la observada en la zeolita de tamaño 2 mm (Figura 1). De lo anteriormente expuesto se podría inferir que se trataría de especies diferentes; sin embargo, hacen falta estudios más exhaustivos para afirmar o rechazar la hipótesis expuesta.

Figura 1. Imagen de FISH. Gammaproteoacterias (Cy3: rojo) sobrepuesto en toda la biomasa (DAPI:azul). Izquierda: Muestra de reactor aerobio con soporte de 0,5 mm. Derecha: Muestra de reactor aerobio con soporte de 2 mm. Barra indica 10 um.

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Nogueira et al. (2002) en su estudio sobre poblaciones nitrificantes que utilizan polietileno expandido como medio de soporte, señalan que las Betaproteobacterias fueron las bacterias dominantes, mientras que las Gammaproteobacterias fueron prácticamente indetectables. Utilizando polietileno granulado en sistemas de nitrificación, según lo estudiado por Kim et al. (2006), un 80% de las bacterias corresponden a Alfaproteobacterias y Betaproteobacterias. Utilizando un medio de cultivo similar al utilizado por ambos autores y zeolita natural chilena como medio de soporte, el presente estudio indica que el 80% de las bacterias corresponde a Gammaproteobacterias, por ende el tipo de soporte influiría en la biodiversidad que lo coloniza, siendo independiente del diámetro de soporte utilizado. Al igual que en los reactores nitrificantes, todos los reactores desnitrificantes presentaron Gammaproteobacterias, sin embargo la cantidad identificada fue menor. En estos últimos reactores, el mayor porcentaje fue de 70% correspondiente al tamaño de 0.5 mm, mientras que para los diámetros de 1 mm y 2 mm fue de 20% y 30% respectivamente, es decir, mientras menor es el tamaño de zeolita mayor es la cantidad de Gammaproteobacterias. Se analizó la presencia de Betaproteobacterias sin embargo no fueron identificadas. Estudios recientes sobre en sedimentos marinos (Heath et al., 2008) muestran alta abundancia de Gammaproteobacterias en procesos de nitrificación y desnitrificación, atribuibles a un alto nivel de metabolismo de esta clase que permite responder a los rápidos cambios de oxigeno y sustratos que se producen en las arenas del mar. Dentro de la clase Gammaproteobacterias se identificó la presencia de Candidatus Competibacter phosphatis en todos los reactores anaerobios con similar porcentaje, la identificación de estos es importante en procesos de eliminación de fosforo ya que compiten con las bacterias que lo acumulan haciendo menos efectivo este proceso (Gregary et al., 2002). Se analizó la presencia de Arqueas en todos los reactores desnitrificantes, encontrándolas sólo en uno. El reactor que presento Arqueas fue el de tamaño de soporte 1 mm, identificándose un 70% de estas (Figura 2, derecha), lo que indicaría que este tamaño de soporte genera las condiciones óptimas para su desarrollo. La desnitrificación es un proceso anaerobio llevado a cabo por microorganismos filogenéticamente distintos de grupos de bacterias y arqueas (Zumft, 1997; Cheneby et al., 2000) por lo que existe la posibilidad que las arqueas encontradas participen en la eliminación de nitrógeno.

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Debido a la fluorescencia natural (Figura 2) de la zeolita el fondo fue demasiado alto como para permitir una cuantificación precisa de los grupos bacterianos hibridados con sondas marcadas con fluorescencia Fluos.

Figura 2. Imagen de FISH. Izquierda. Muestra de reactor aerobio con soporte de 0,5 mm. Eubacterias (Fluos:verde), se observa fuerte fluorescencia de la muestra tras aplicar la sonda fluos. Derecha. Muestra de reactor anaerobio con soporte 1 mm. Arquea (Cy3: rojo) sobrepuesto en toda la biomasa (DAPI:azul); Barra indica 10 um

DGGE. Dado que tras realizar FISH se detectó una mayor diversidad en la muestra del reactor desnitrificante cuyo diámetro de soporte era de 1 mm, se decidió estudiar la evolución de la biodiversidad de dicho reactor mediante DGGE, comparando las principales poblaciones microbianas presentes en el inóculo y el la biopelícula formada tras la operación del reactor, denominadas DNB1 y DNB3, respectivamente. Los resultados de DGGE muestran un marcado cambio poblacional. Mientras que en el inóculo los organismos predominantes detectados pertenecen a las clases Flavobacteria y Bacteroidetes, al final de la operación del reactor, todas las secuencias identificadas parecen estar relacionadas con el phylum Firmicutes. Cabe destacar que la mayoría de estas bandas corresponden a bacterias no cultivadas encontradas en plantas de tratamiento anaerobio de aguas residuales. La banda 6, en cambio, corresponde a una bacteria responsable de la desnitrificación en campos de arroz (Ishii et al., 2009). Esto indicaría que la presencia de Arqueas no dificulta el desarrollo de especies microbianas desarrolladas normalmente en sistemas de tratamiento de aguas residuales al igual que especies que lleven a cabo la desnitrificación.

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Figura 3. Lado izquierdo. Gel de técnica DGGE donde se señalan las bandas de muestras DNB1 y DNB3 con sus respectivos cortes enumerados. Lado derecho. Bandas de interés cortadas y los organismos más cercanos filogenéticamente encontrados.

Muestra

Banda

DNB1

DNB3

Mejor resultado (Nº de Organismo más acceso) cercano (% similitud) Uncultured bacterium Flavobacteria (94%) nbw139f01c1 (GQ047959) Uncultured bacterium D242_27F_BAC_019 Bacteroidetes (99%) (AB447697) Uncultured bacterium clone Clostridium (99%) LaYa5b-55 (GU291589) Uncultured bacterium clone: Clostridium (98%) TSNIR002_A18 (AB487194) Bacterium enrichment culture Clostridium (99) clone DPHE06 (GQ377119) Uncultured bacterium clone HAW-RM37-2-B-877d-A14 Bacteroidetes (99%) (FN563219) Uncultured Clostridiales bacterium clone DS166 Frigovirgula (100%) (DQ234248) Uncultured Firmicutes Firmicutes (99%) QEDN2BH06 (CU925649) Uncultured bacterium clone IAFirmicutes (99%) 23 (AJ488074)

Conclusiones y Recomendaciones Los reactores nitrificantes mostraron similaridad en su composición microbiológica, independiente del tamaño de zeolita utilizado. Cada uno presentó un 80% de Gammaproteobacterias. Considerando el alto porcentaje y la ausencia de Betaproteobacterias amonio-oxidantes y Nitrobacter, podría indicarse que las bacterias amonio-oxidantes y nitritooxidantes presentes en los reactores estudiados pertenezcan a Gammaproteobacterias. Los reactores desnitrificantes, en cambio, presentaron gran diversidad microbiológica, encontrando tanto Bacterias como Arqueas en las muestras estudiadas. Cada reactor desnitrificante presento Gammaproteobacterias y sólo el reactor cuyo diámetro de soporte era 1 mm presento Arqueas. Las bacterias desnitrificantes se caracterizan por ser microorganismos filogenéticamente distintos, por ello existe la posibilidad de que la Arqueas encontradas sean bacterias desnitrificantes. En los reactores nitrificantes como desnitrificantes, independientemente del tamaño de soporte utilizado, se identificaron Gamaproteobacterias, lo que indicaría que esta clase de bacterias es la mejor adaptada a las condiciones presentes en el medio, es decir, que el amonio disponible 43

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para los microorganismos que forman la biopelícula podría ser metabolizado por esta clase de bacterias. Sin embargo, se recomienda para posteriores estudios similares la realización de DGGE de bacterias en todos los reactores nitrificantes y desnitrificantes y de DGGE de arqueas en desnitrificantes, con el fin de determinar las especies presentes, para luego aplicar la técnica FISH con la sonda específica que hibride a esa bacteria y de esta forma determinar su metabolismo, y su cuantificación. La zeolita al ser de origen mineral presenta algunos problemas de autofluorescencia al aplicar la técnica FISH, por ello se recomienda el uso de un protocolo de FISH para suelos en estudios posteriores.

Agradecimientos Este estudio fue posible gracias al financiamiento del proyecto FONDECYT 1090414, Chile y apoyado en la toma de muestras y fijación celular por Gabriela Valdes y Monserrat Vásquez de la Universidad Técnica Federico Santa María, Chile. Referencias Bibliográficas Alonso-Gutiérrez J., Figueras A., Albaiges J., Jimenez N, Vinas M, Solanas AM, Novoa B (2009). Bacterial communities from shoreline environments (costa de morte, northwestern Spain) affected by the pestige oil spill. Applied and Environmental Microbiology, 75(11), 3407-3418. Amann R., Ludwig, W. and Schleifer, K.H. (1995). Phylogenetic identification and in-situ detection of individual microbial cells without cultivation. Microbiological Reviews, 59(1), 143-169. Camargo J.A. and Alonso A. (2006). Ecological and toxicological effects of inorganic nitrogen pollution in aquatic ecosystems: A global assessment. Environment International, 32(6), 831-849. Cheneby D., Philippot L, Hartmann A, Henault C., Germon J.C. (2000). 16 rDNA analysis for characterization of denitrifying bacteria isolated from tree agricultural soils. FEMS Microbiology Ecology, 34(2), 121-128. Fernández N., Montalvo S., Fernández - Polanco F., Guerrero L., Cortés I., Borja R., Sánchez E., Travieso L. (2007). Real evidence about zeolite as microorganisms immobilizer in anerobic fluidized bed reactors. Process Biochemistry, 42, 721-728. Gregary R. Crocetti, Jillian F. Banfield, Jürg Keller, Philip L. Bond and Linda L. Blackall (2002). Glycogen-accumulating organisms in laboratory-scale and full sacale wastewater treatment processes. Microbiology, 148, 33533364. Heath J. Mills, Evan Hunter, Mike Humphrys, Lee Kerkhof, Lora McGuinness,Markus Huettel, y Joel E. Kostk (2008). Characterization of Nitrifying, Denitrifying, and Overall Bacterial Communities in Permeable Marine Sediments of the Northeastern Gulf of Mexico. Applied and environmental microbiology, 74(14), 4440– 4453. Ishii S., Yamamoto M., Kikuchi M., Oshima K., Otsuka S. and Senoo K. (2009). Microbial population responsive to denitrification-inducing conditios in rice paddy soil, as revelated by comparative 16S rRNA gene analysis. Applied and Environmental Microbiology, 75 (22), 770-7078. Kim D., Lee D., Keller J. (2006). Effect to temperature and free ammonia on nitrification and nitrite accumulation on in landfill leachate and analysis of its nitrifying bacterial community by Fish. Bioresourse Technology, 97(3), 459-468. 44

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

ANÁLISIS TÉCNICO Y ECONÓMICO DEL PROCESO DE COAGULACIÓN CON CLORURO FÉRRICO PARA REMOVER ARSÉNICO DE AGUA SUBTERRÁNEA

TECHNICAL AND ECONOMICAL ANALYSIS OF COAGULATION WITH FERRIC CHLORIDE TO ARSENIC REMOVAL OF GROUNDWATER

María de Lourdes Rivera Huerta 1* Sara Pérez Castrejón 1 Alejandra Martín Domínguez 1 Silvia Gelover Santiago 1 Areli Gómez Rojas 2 Carlos Hernández Yáñez 3

Abstract Coagulation using ferric chloride followed by flocculation, sedimentation and filtration is an excellent alternative treatment to remove arsenic from drinking water. This paper presents results of a pilot-scale study conducted with groundwater from a well in Torreon, Coahuila, Mexico. The concentration of arsenic in water was 67 μg/ L. At doses of 8.5 mg/L of iron (coagulant) and 0.2 mg/L of an anionic polymer it was possible to obtain an arsenic removal efficiency of 93% and 98% of added iron. The concentration of dissolved solids and pH value of treated water compared to raw water did not change significantly. The sludge generated in the process may be thickened and disposed of in a landfill as it is not a hazardous waste. The cost of treatment per cubic meter was 0.0942 USD, this price includes the cost of reagents and energy. Key Words: arsenic removal, coagulation, treatment cost

Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua, Subcoordinación de Potabilización Consultora Independiente 3 Fondo Metropolitano de La Laguna 2

*Corresponding author: Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Paseo Cuauhnáhuac 8532, Col. Progreso, Jiutepec, Morelos, C.P. 62550, México. Tel.:+52(777)3293600. Fax: +52(777)3194381. Email: lrivera@tlaloc.imta.mx

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Resumen El proceso de coagulación usando cloruro férrico seguido de floculación, sedimentación y filtración, es una excelente alternativa de tratamiento para remover arsénico de agua para consumo humano. En este trabajo se muestran resultados de un estudio a escala piloto realizado con agua subterránea de un pozo de la ciudad de Torreón, Coahuila, México. El agua contenía 67 μg/L en promedio de arsénico. Aplicando 8.5 mg/L de hierro (coagulante) y 0.2 mg/L de un polímero aniónico, fue posible obtener una eficiencia de remoción de arsénico de 93% y del hierro adicionado del 98%. La concentración de sólidos disueltos y el valor de pH del agua tratada con respecto al agua cruda no sufrieron cambios significativos. Los residuos generados en el proceso pueden ser espesados y dispuestos en un relleno sanitario, ya que éstos no son considerados residuos peligrosos según una prueba CRIT (Corrosividad, Reactividad, Inflamabilidad y Toxicidad). El costo de tratamiento por metro cúbico fue de 0.0942 USD, este precio incluye el costo de reactivos y energía eléctrica consumida en el proceso. Palabras clave: coagulación convencional, costo de tratamiento, escala piloto, remoción de arsénico.

Introducción Actualmente se tienen varias opciones tecnológicas para remover arsénico del agua, entre ellas se encuentran la adsorción en medios específicos, el intercambio iónico en resinas sintéticas y los procesos de membranas como nanofiltración u ósmosis inversa (Cheng et al., 1994). Sin embargo, los métodos fisicoquímicos siguen siendo los más empleados principalmente por su menor costo y la relativa facilidad de adaptación y operación del proceso. La coagulación convencional ha sido utilizada tradicionalmente para remover sólidos del agua con fines de uso y consumo humano y sigue siendo uno de los procesos más utilizados en la potabilización de agua en México (CONAGUA, 2009). Sin embargo, contaminantes inorgánicos disueltos tales como el arsénico pueden removerse durante la coagulación con sales de aluminio o sales férricas principalmente a través de adsorción (asociación del contaminante con la superficie del precipitado) y oclusión (atrapamiento del contaminante adsorbido en el interior de los flóculos en crecimiento) (Hering et al., 1996). La remoción de arsénico en un proceso de coagulación química se lleva a cabo principalmente por el mecanismo de adsorción (mediante la asociación del arsénico disuelto con la superficie del oxi-hidróxido precipitado), en donde el coagulante principalmente a base de hierro se hidroliza en el agua para formar hidróxido férrico (Fe(OH)3), que tiene una carga neta positiva en la superficie de las partículas formadas. Por otra parte, el arsenato es un anión con carga negativa, y se adsorbe en las partículas de carga positiva, en este caso del Fe(OH)3, por reacciones de complejación superficial (Ghurye G. et al., 2004). Los coagulantes a base de Fe3+ son más eficaces en la remoción de As+5, que aquellos a base de aluminio; así como también son más eficaces para la remoción de As+3 (Thirunavukkarasu et al, 2001; Gregor, 2001; Borho y Wilderer, 1996). Esto se debe principalmente a las constantes de disociación y a la estabilidad del flóculo (Brewster y Lashinger, 1991, Mc Neill y Edwards, 1997). 47

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La eficiencia de eliminación de As+5, dentro del intervalo de 0.1 a 1 mg /L es alrededor de 95 a 98 %, sin embargo la concentración residual es superior a 10 μg /L. Para As+3 el rendimiento varía entre 50 y 60 %, esto se explica por la baja capacidad del Fe+3 de enlazar al As+3, principalmente debido a la carga superficial nula de la especie predominante de As3+ (Smedley y Kinniburg, 2002). Esto implica la necesidad de una oxidación preliminar completa del arsenito a arsenato (Subramaniam et al., 1997). Los factores que influyen sobre el desempeño de la coagulación para remover arsénico son el pH de la solución, el tipo y dosis de coagulante, la fuerza iónica, el estado de oxidación de las especies de arsénico (Amy et al., 2000), además de los parámetros operacionales de los procesos de coagulación y floculación en general, como son los tiempos y gradientes de velocidad en el mezclado. Los principales componentes de una planta de tratamiento con un proceso de coagulación química son sistemas de dosificación de productos químicos, una unidad de mezclado rápido en el que se lleva a cabo la coagulación, una unidad de floculación o mezcla lenta, una unidad de sedimentación, filtros generalmente de lechos granulares, equipo para el manejo de lodo e instalaciones para efectuar el retrolavado de filtros y la recuperación del agua de retrolavado. El sedimentador puede no ser necesario en situaciones donde la concentración de partículas en el influente es muy baja. Por otro lado, pocos estudios llevan a cabo pruebas a escala piloto para verificar las eficiencias reales de remoción con altas concentraciones de arsénico en sitio (Cheng et al., 1994, Tubic´ et al., 2010). Este tipo de pruebas son indispensables para realizar un análisis técnico y económico que permita evaluar la factibilidad de implementar la tecnología a escala real.

Objetivo Evaluar el proceso de coagulación con cloruro férrico, floculación, sedimentación y filtración, para la remoción de arsénico del agua a escala piloto, en una fuente de abastecimiento subterránea de la Comarca Lagunera, con la finalidad de obtener información de la eficiencia del proceso y los costos de operación asociados.

Metodología El estudio se realizó en el pozo 32R de la ciudad de Torreón Coahuila, México (coordenadas 25° 30´ 59.62” N, 103° 24´00.66” O) y se utilizó una planta piloto operada a un caudal de 0.25 L/s. El tren de tratamiento en la planta piloto se basó en el proceso de clarificación con la aplicación de cloruro férrico como coagulante. En etapas avanzadas de la prueba se agregó un floculante 48

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para analizar si se podía disminuir la dosis de coagulante. La mezcla rápida se realizó en línea mediante un mezclador estático (placa de orificios) y las etapas de floculación y sedimentación se llevaron a cabo en una unidad de contacto de sólidos con recirculación interna de lodo, también llamado clarifloculador, que acelera las reacciones químicas y promueve el crecimiento de flóculos densos. La planta incluye dos filtros a presión y flujo descendente, con lecho filtrante conformado por arena sílice, así como un medidor de energía (multímetro digital marca Lovato modelo DMK40), el cual permitió establecer el consumo energético real de la planta por metro cúbico de agua tratada. En la Figura 1 se muestra esquemáticamente el tren de tratamiento piloto que se utilizó en este estudio. Clarifloculador

Filtro de arena

Mezclador estático

Tanque de llegada Agua cruda

Purga de lodos Solución de FeCl3

Agua tratada

Polímero

Figura 1. Tren de tratamiento piloto

Antes de iniciar las pruebas en sitio se realizó la caracterización del agua del pozo en estudio para conocer la concentración de arsénico total y algunos parámetros fisicoquímicos de interés. Para determinación de estos parámetros se utilizaron los métodos estandarizados APHA (American Public Health Association). El estudio piloto se realizó del 2 al 8 de septiembre de 2009. Las condiciones de operación se fijaron con base a estudios previos realizados por Rivera et al. (2007) con agua de pozo adicionada con arsénico, en donde se llevaron a cabo ensayos a escala laboratorio para conocer las principales variables que influyen en el proceso de coagulación aplicado a la remoción de arsénico, así como el intervalo óptimo para lograr la mayor eficiencia del proceso. Los principales resultados de ese estudio mostraron que una dosis de 10 mg/L de hierro (a partir de FeCl3) es suficiente para remover entre 100 y 500 μg/L de arsénico; valores de pH del agua a tratar entre 6.5 y 7.0 promueven la remoción de arsénico; valores en la coagulación del producto Gradiente en el mezclado x tiempo de residencia (conocido como Gt) cercanos a 10,000 y gradientes de floculación (conocido como G), entre 40 y 170 s-1 en la etapa de floculación, optimizan la formación del flóculo y por lo tanto la remoción de arsénico. 49

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Así para las pruebas en sitio a flujo continuo, la dosificación inicial de hierro fue de 10 mg/L, una concentración ampliamente explorada en el laboratorio como ya se mencionó, misma que aseguraba la remoción de arsénico. Después de 40 h de prueba, se decidió explorar el uso de una dosis mayor de coagulante (12 mg/L de Fe) con el objetivo de generar una mayor cantidad de flóculos precipitables en la clarificación y determinar su efecto en la remoción de arsénico. Posteriormente se exploraron dosis del coagulante un 10 y 15 %, (9 y 8.5 mg/L de Fe respectivamente) menores que la inicial sin y con polímero, respectivamente, buscando el ahorro de reactivos que siempre es deseable desde el punto de vista económico. Esta exploración fue limitada debido a las restricciones de tiempo concomitantes a una prueba en campo. El tipo y dosis de polímero también fueron probados previamente en laboratorio. El coagulante utilizado fue cloruro férrico en solución al 40% y como ayudante de floculación un polímero aniónico de Kemira (Superfloc ® A-100 PWG) aprobado por la NSF International para su uso en agua potable ( National Sanitation Foundation renombrada como NSF International en 1990). La carga superficial de sedimentación se mantuvo constante para todas las pruebas a 15 m3/m2d y la tasa de filtración en un intervalo de 9 – 10.5 m3/m2h. La tasa de retrolavado de los filtros fue de 41 m3/m2h. En la Tabla 1 se muestran las condiciones de operación de la planta piloto. Tabla 1. Condiciones de operación en el estudio SITIO CONDICIONES DE OPERACIÓN Q= 15 L/min, Fe dosificado=10 mg/L. Sin polímero. Q= 15 L/min, Fe dosificado=12 mg/L. Sin polímero. Pozo 32R. Torreón, Coah. (2-8 Sep de 2009) Q= 15 L/min, Fe dosificado=9 mg/L. Sin polímero. Q= 15 L/min, Fe dosificado=8.5 mg/L. Polímero =0.2 mg/L

Para monitorear el proceso se tomaron muestras de agua en los siguientes puntos: 1) tanque de llegada del agua cruda para conocer la concentración de arsénico, pH y conductividad; 2) después de la adición de coagulante para verificar la cantidad de hierro adicionado; 3) efluente del sedimentador y 4) efluente del filtro para cuantificar hierro y arsénico residual, pH y conductividad. Los métodos de análisis del agua fueron los siguientes: para la medición de hierro se utilizó un colorímetro portátil Marcha Hach, Modelo DR/890. El hierro se midió usando el método FerroVer® que mide hierro total, con límite de detección = 0.03 mg/L. Para la medición de arsénico se utilizaron dos métodos, en campo se usó el equipo Wagtech Arsenator® con rangos de medición de 2 a 100 μg/L, el método es una modificación del método Gutzeit, el cual detecta 50

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arsénico total mediante la reducción de éste al gas arsina (AsH3) y se obtienen resultados en 20 minutos. En una evaluación de desempeño del equipo se compararon resultados contra absorción atómica por generación de hidruros, y como resultado se obtuvo un coeficiente de correlación de 0.998 (Shriram Institute for Industrial Research, 2006). El método Arsenator® ha sido seleccionado por la UNICEF para la cuantificación del arsénico, por su fácil manejo en campo (Britt, 2003). Para la validación de los resultados obtenidos en campo en el presente estudio, se analizaron algunas muestras en un laboratorio externo certificado con el método normalizado de espectrometría de masas con plasma inductivamente acoplado ICP-MS (EPA6020A-2007) con un límite de detección de 2 μg/L y un límite de cuantificación de 5 μg/L. La conductividad se determinó con un conductímetro de campo marca Hach modelo Sension 5 y el pH con un potenciómetro de campo marca Hach modelo Sension 1. La evaluación del proceso se enfocó desde el punto de vista técnico al análisis de la eficiencia para la remoción del arsénico después de la etapa de sedimentación y en el efluente del filtro, en la remoción del coagulante (hierro) adicionado, las condiciones de pH y conductividad del agua tratada y la cantidad de agua aprovechada con respecto a la alimentada a la planta. A la vez se determinó el costo de los insumos incluyendo la energía.

Resultados Las características promedio del agua del pozo 32R en el período en el que se realizaron las pruebas fueron: temperatura (°C) = 25.06, pH = 7.63, conductividad eléctrica (μS/cm) = 928.5, Sólidos disueltos totales (mg/L) = 463.12, Alcalinidad total (mg/L como CaCO3) = 123.06, Hierro (mg/L) = 0.06, Arsénico (μg/L) = 67. En el estudio sólo se midió arsénico total, no se cuantificó la concentración por especie. Sin embargo estudios realizados por Del Razo et al. (1990) en la Comarca Lagunera donde determinaron los estados de oxidación del arsénico contenido en muestras de agua de 128 pozos encontraron que en el 93% de las muestras el As (V) fue la especie predominante. Y otro estudio realizado en la misma zona, reporta que a través de cálculos termodinámicos con datos del agua subterránea se encuentra que la especie predominante de arsénico es As (V) (Garrido et al., 2006). Por lo anterior no se consideró necesario el análisis del arsénico por especie ni tampoco la adición de un oxidante en el proceso antes de la adición del coagulante. En la Figura 2 se presentan las concentraciones de hierro (Fe) y arsénico (As), obtenidas en campo en los efluentes del sedimentador y del filtro durante la evaluación de la planta piloto, en función del tiempo y de la dosis de coagulante aplicado. Se dividen con líneas verticales los períodos en los que se trabajó a diferentes dosis promedio de coagulante y floculante.

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Dosis promedio Fe = 10 mg/L sin polímero

6.5

Fe 12 mg/L sin polímero

Fe, efluente del filtro

6.0

Fe = 9 mg/L sin polím.

Fe, mg/L

Fe, efluente del sedimentador

70 Fe 8.5 mg/L, polím. 0.2 mg/L

65 60

5.5

As, efluente del filtro

5.0

As, efluente del sedimentador

4.5

4.0

3.5

3.0

As, μg/L

7.0

NOM 127 As 2.5

2.0

1.5

15 VALOR GUÍA OMS As

1.0 0.5

10 5

NOM 127 Fe

0.0

0 0

Tiempo de operación (h)

Figura 2. Concentraciones de hierro y arsénico en los efluentes del sedimentador y del filtro en función del tiempo de operación, para diferentes dosis de coagulante y floculante. Concentración de As inicial promedio = 67 µg/L.

Dado que las especies de arsénico que se remueven del agua mediante el proceso en estudio lo hacen vía adsorción en la superficie de las especies precipitadas de hierro, o en el interior de los flóculos en crecimiento, las eficiencias de remoción de estos dos elementos en el proceso de sedimentación y filtración están relacionadas en forma directa. En la misma Figura 2 se observa que si la unidad de tratamiento (sedimentador o filtro) es eficiente para remover el hierro, entonces también lo será para remover el arsénico. La concentración de arsénico en el efluente del filtro logró en todo momento cumplir con el límite permisible de 25 μg/L para agua destinada a uso y consumo humano, que establece la NOM 127 SSA1-1994 (Modificación del año 2000) y con el valor guía de 10 μg/L que sugiere la OMS (Organización Mundial de la Salud) para agua de bebida. Por otro lado, si bien se requiere agregar una cierta dosis de coagulante al agua para lograr la remoción de arsénico, es indiscutible que este producto no debe traer efectos adversos a la calidad del agua. Por lo anterior, la concentración de hierro en el efluente es una variable que tiene que ser vigilada ya que el mismo proceso de tratamiento debe ser eficiente para removerlo en su totalidad o por lo menos para que la concentración residual no exceda el límite permisible de 0.3 mg/L que establece la NOM 127 SSA-1994 (Modificación del año 2000). A excepción de algunos puntos en el primer período (en el que se usó como dosis de coagulante

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10 mg/L de hierro) en el resto de la prueba fue posible obtener concentraciones de hierro residual inferiores a los 0.3 mg/L En el último período de trabajo se observa que aplicando 0.2 mg/L de floculante se puede bajar la dosis de hierro a 8.5 mg/L logrando de hecho, la mejor eficiencia de remoción de arsénico. Algunas de las muestras medidas con el Arsenator® dieron como resultado 0 μg/L y al medirlas con el método ICP-MS su concentración fue inferior al límite de cuantificación que es de 5 μg/L. Considerando lo anterior todas las determinaciones que con Arsenator® dieron cero se consideraron igual a 5 μg/L con el propósito de poder hacer un cálculo confiable de la eficiencia de remoción de arsénico. El agua extraída del pozo 32R tenía un valor promedio de pH de 7.6. Esta es una condición apropiada para llevar a cabo el tratamiento de coagulación para remover arsénico sin el ajuste previo de las condiciones ácido base del agua. Debido al consumo de alcalinidad del agua provocado por las reacciones de formación de hidróxidos férricos, el pH del efluente de la planta se acidificó ligeramente dejando el agua a valores de pH cercanos al neutro, valor promedio 7.08, y dentro del intervalo de 6.5 a 8.5 que establece para este parámetro de calidad la NOM 127 SSA1-1994, modificada en el año 2000. Por otro lado la conductividad eléctrica del agua tratada aumenta alrededor de 25 μS/cm con respecto al agua alimentada a la planta, lo que representa 12.5 mg/L de SDT. Esta cantidad de SDT significa un aumento del 2.7% con respecto al contenido original en el agua cruda y no tiene mayor repercusión en la calidad del agua. El análisis CRIT (Corrosividad, Reactividad, Inflamabilidad y Toxicidad) practicado a una muestra de lodos generados por el proceso y espesados durante 14 horas, no presenta indicio de alguna de las características para considerarlo material peligroso según la NOM-052-SEMARNAT-2005. No se detectó arsénico en el extracto PECT (Prueba de extracción para compuestos tóxicos) de la muestra, por lo que estos residuos pueden ser espesados y dispuestos en un relleno sanitario. Los costos de operación considerados en este análisis incluyen la energía consumida por: bombeo, agitación y filtración, además de los reactivos utilizados (coagulante y polímero). Los consumos de energía en el proceso se presentan en la Tabla 2, el consumo de energía de las bombas dosificadoras se consideró despreciable. Tabla 2. Consumos de energía Bombeo Bombeo de agua cruda Agitación en el floculador Filtración (KWh ) (KWh ) (KWh ) 0.162 0.095 0.252 53

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Los costos se calcularon originalmente en pesos mexicanos y posteriormente se convirtieron a dólares americanos. El tipo de cambio usado fue de 12.7 pesos por dólar, paridad del 13 de agosto de 2010. Los costos de los insumos del proceso se muestran en la Tabla 3, el precio considerado para la energía eléctrica corresponde al de la región en la que se realizó el estudio. Tabla 3. Costos de insumos Insumo Cloruro férrico (40%) Polímero Energía eléctrica

Costo $ 0.486 USD/Kg $ 3.5 USD/Kg $ 0.105 USD/KWh

En la tabla 4 se presentan datos promedio de costo de operación por metro cúbico de agua tratada para las condiciones probadas y sus respectivas eficiencias Tabla 4. Costos de operación para las condiciones de prueba. CONDICIONES DE OPERACIÓN Fe dosificado=10 mg/L. Sin polímero. Fe dosificado=12 mg/L. Sin polímero. Fe dosificado=9 mg/L. Sin polímero. Fe dosificado=8.5 mg/L. Polímero =0.2 mg/L

Consumo de Consumo de energía Fe (USD/m3) (USD/m3)

Consumo de polímero (USD/m3)

Costo de operación (USD/m3)

% Rem As

%Rem Fe

0.064

0.0345

0.0985

91.7

96.5

0.064

0.0401

0.1041

90.7

98.8

0.064

0.0311

0.0951

92.2

99.2

0.064

0.0295

0.0007

0.0942

93.1

98.1

Conclusiones Las condiciones de dosificación más favorables para la remoción de arsénico en el pozo 32R de Torreón fueron 8.5 mg/L de hierro como coagulante a partir de cloruro férrico y 0.2 mg/L de polímero aniónico Superfloc A-100 PWG. Estas condiciones permiten obtener la remoción de arsénico más alta al costo más bajo, $0.0942/m3, el precio incluye el costo de reactivos y energía. Las eficiencias de remoción de hierro y arsénico fueron del 98 y 93 % respectivamente. Se recomienda realizar otras pruebas para analizar la posibilidad de disminuir aún más la dosis de coagulante lo que traería como beneficio la disminución del costo del tratamiento.

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La efectividad de remoción de arsénico por coagulación es alta ya que para cualquiera de las condiciones probadas en el estudio, el efluente producido cumplió con el límite máximo permisible de 25 µg/L para arsénico establecido por la Modificación del año 2000 de la NOM 127 SSA1-1994, e incluso fue menor al valor guía para este metaloide propuesto por la OMS en agua para bebida. La disminución del pH fue como máximo de 0.4 unidades respecto al agua cruda alimentada al proceso quedando en un valor de 7.0 y el aumento en la concentración de sólidos disueltos totales en el agua tratada fue del 2.7 % respecto al agua alimentada a la planta. Ninguno de estos efectos causa un cambio sustancial en la calidad del agua por lo que el efluente de la planta cumple con las características necesarias para considerase apta para uso y consumo humano. Los residuos generados en el proceso pueden ser espesados y dispuestos en un relleno sanitario ya que no son considerados residuos peligrosos. Referencias bibliográficas Amy, G., Edwards, M., Brandhuber, P., McNeill, L., Benjamin, M., Vagliasindi, F.,Carlson, K, Chwirka, J. (2000). Arsenic Treatability Options and Evaluation of Residuals Management Issues. AWWA Research Foundation, AWWA, 47-72. Borho, M. and Wilderer, P. (1996). Optimized removal of arsenate(III) by adaptation of oxidation and precipitation processes to the filtration step.Water Science and Technology Vol 34 No 9, 25–31 IWA Publishing Brewster, M. D., Lashinger, M.N. (1991). Arsenic removal using electrochemically generated iron in conjunction with hydrogen peroxide addition. 46th Purdue Industrial Waste Conference Proceedings, 339-346. Cheng, R. C., Liang, S., Wang, H-Ch., Beuhler, M.(1994). Enhanced coagulation for arsenic removal. JAWWA, 86, (9).79-90. CONAGUA (2009). Inventario nacional de plantas municipales de potabilización y de tratamiento de aguas residuales en operación. Secretaria de Medio Ambiente y Recursos Naturales. México D.F. Del Razo L.M., Arellano M.A. & Cebrián M.E. The oxidation States of Arsenic in Well-Water from a Chronic Arsenicism Area of Northern Mexico. L. M. Environmental Pollution 64(1990) 143-153 Erickson, Britt E. Field kits fail to provide accurace measure of arsenic in groundwater. Environmental Science & Technology. January 1 2003. páginas 31A – 35A. Garrido, S., Avilés, M., Pargaru, I., De La Paz, J., Segura, N. Pruebas de tratabilidad para remoción de arsénico del agua de suministro municipal de Gómez palacio, Dgo., utilizando el sistema DESEL. Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Proyecto TC-0715.21, Nov. 2006. Ghurye G., Clifford D., Tripp A. (2004). Iron coagulation and direct microfiltration to remove arsenic from groundwater. American Water Works Association Journal. Denver: Apr 2004. Tomo 96, Nº 4. Gregor, J., 2001. Arsenic removal during conventional aluminum-based drinking-water treatment. Water Res. 35, 1659–1664. Hering, J; Chen, P; Wilkie, J; Elimelech, M and Liang, S. (1996). Arsenic Removal by Ferric Chloride. JAWWA, 88, (4), 155-167. Mc Neill, L. S. Edwards, M. (1997). Predicting As removal during metal hydroxide precipitation. Journal American Water Works Association, 89: 75-86. 55

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISIS DE LO INDICADOR DIARREA EM LA EVALUACIÓN DE LA RELACIÓN ENTRE RESIDUOS SÓLIDOS Y SALUD

Mônica de Abreu Azevedo 1* Valdir Schalch 2

EVALUATION OF THE DIARRHEA INDICATOR IN THE ASSESSMENT OF THE RELATION BETWEEN SOLID WASTE AND HEALTH Abstract Diarrhea morbidity has been the most used health indicator in the assessment of the impact of sanitation improvement on health. There are few studies that have used this indicator for the assessment of the relation between solid waste disposal and human health. In the present work, diarrhea is used as a health indicator in a study developed to evaluate the health risk of people who live near a municipal solid waste landfill, located in the city of São Paulo, SP, Brazil. This epidemiological study used a transversal design. The study population was 972 children, from 1 to 5 years of age, living next to the landfill. The studied area was divided into 500-meter bands, starting from the landfill limit to define the exposure conditions. The health indicator used was diarrhea prevalence. A logistical regression model was used to study the factors related to diarrhea occurrence. In the study area, the data related to the following aspects were achieved: social and economical conditions of the family, house conditions and waste water system, water supply, domestic solid waste, urban drainage, biological and mechanical vectors, family and children health conditions and neighboring residential conditions. The results led to the conclusion that the diarrhea morbidity indicator was not specific to the assessment of the researched associations. Key Words: Diarrhea Diseases, Environmental Exposure, Epidemiology, Landfill, Solid Waste. 1

Departamento de Engenharia Civil, Universidade Federal de Viçosa.

Departamento de Hidráulica e Saneamento, Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

* Contact Universidade Federal de Viçosa. Departamento de Engenharia Civil. Campus Universitário - Viçosa - MG - CEP: 36570000 - Brasil – Tel: + 55 (31) 3899 1738. FAX: +55 (31) 3899 1482. Email: monica.azevedo@ufv.br

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Resumo A morbidade por diarréia tem sido o indicador de saúde mais utilizado nas avaliações das intervenções em saneamento sobre a saúde pública. Contudo, há poucos estudos que utilizam o indicador diarréia na avaliação de impactos sobre a saúde da disposição ambiental de resíduos sólidos. No presente trabalho, a morbidade por diarréia é empregada como o indicador de saúde em um estudo epidemiológico desenvolvido com o objetivo de avaliar o risco à saúde da população vizinha a um aterro sanitário, localizado na cidade de São Paulo, SP, Brasil. O delineamento epidemiológico adotado na investigação foi um estudo do tipo seccional. A população de estudo foi composta por 972 crianças na faixa etária de 1 a 5 anos de idade. A área de estudo foi dividida em três faixas distantes de 500m do limite do aterro, para a definição das condições de exposição. O indicador de saúde utilizado foi a prevalência por enfermidades diarréicas. Na área de estudo foram levantados os seguintes dados referentes: às condições socioeconômicas da família, às condições da habitação e esgotamento sanitário, ao abastecimento de água, aos resíduos sólidos domiciliares, à drenagem urbana, aos vetores biológicos e mecânicos, às condições de saúde da família e da criança e às condições do peridomicílio. Com os resultados obtidos pode-se concluir que a morbidade por diarréia demonstrou não ser um indicador específico para as associações pesquisadas. Palavras chave: Aterro Sanitário, Diarréia, Doença, Epidemiologia, Exposição Ambiental, Resíduos Sólidos.

Introduction Heller (1997), commenting about the variables applicable to studies on the impact of sanitation interventions, affirmed that the selection of a variable or indicator that reflects the health conditions of a population group must conciliate the need to effectively express the collective health condition and the suitability to that specific research, by means of its validity, reliability and capacity to represent the effect of what is exposed. In case studies surveyed by Heller (1995), when an analysis was performed based on 238 studies on the assessment of the association between sanitation and health conditions, it was verified a higher frequency of the employment of morbidity caused by diseases related to diarrhea as health indicator in the studies researched. Azevedo (2003) carried out a comparative analysis among several health indicators commonly reported in literature in studies on the assessment of the impacts of sanitation procedures, aiming at evaluating the most adequate indicators of the effect of the interventions in sanitation on health. The author investigated the following indicators: morbidity caused by diarrhea, infection by helminthes, chronic malnutrition, acute malnutrition, isolated weight deficit, protozoosis, helminthiasis, infection by enteropathogens of fecal-oral transmission and the presence of enteropathogens associated to fecal piocytes. The indicators analyzed were compared according to these five criteria: sanitation interventions; epidemiologic characteristics; epidemiologic inferences; determination characteristics; operational viability. According to Azevedo (2003), the indicator morbidity by diarrhea demonstrated sensitivity to reflect the sanitation conditions evaluated, besides being

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of low cost and practicable in field conditions. Nevertheless, the author highlights that morbidity by diarrhea is not a specific indicator and does not determine objectively. According to Briscoe et al. (1986), morbidity by diseases related to diarrhea is adopted as an indicator of health in the assessment of impacts of interventions in sanitation, because: it is very important in public health; it employs valid and trustable instruments in its determination; it can respond to changes in the sanitation conditions and it proved to be of low cost and practicable in its determination. As for the significance in public health, the authors say that the diseases related to diarrhea are the main cause of child morbidity in developing countries. In this study, diarrhea was defined as the occurrence of three or more liquid intestinal movements, which assume the shape of the container in 24 hours. A diarrhea event is conventionally defined as that which starts in the first period of 24 hours, in which diarrhea is defined, and ends in the last day preceding at least two consecutive days without the event of the definition (Lima & Guerrant, 1992 apud Heller, 1997). Heller (1995) highlights that diarrhea is a symptom of several distinct etiologies, each one with its respective risk factors. However, according to the author, studies on diseases related to diarrhea and their determinants are common, due to their significance in public health and the possibility of the development of common strategies for diarrhea control, regardless of the etiology. After a comprehensive bibliographic review, Azevedo (2004) observed that the morbidity by diseases related to diarrhea has not been used in studies on the assessment of the impact of the environmental deposition of solid waste on health, although it is the health indicator most frequently employed in the evaluations of sanitation interventions on public health. The present work aims at presenting an analysis of the use of the indicator diarrhea in an epidemiological study developed to evaluate the risk for the health of the population living in the areas surrounding locations used for final deposition of solid waste, in which the landfill was considered a field of environmental exposure. The results analyzed in the present work are part of a more comprehensive study, developed by Azevedo (2004). The research was carried out in the city of São Paulo, SP, Brazil and included the development of a transversal epidemiological study to evaluate the risk to the health of the population living near the Landfill Bandeirantes, located in the northwest region of the city of São Paulo. The research was developed with fund resources provided by the Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, FAPESP (Foundation for the Support of Research of the State

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of São Paulo), and was supported by the Fundação Nacional de Saúde, FUNASA (Health National Foundation), and the Department of Urban Sanitation of the São Paulo City Hall, LIMPURB.

Objective The present work aims to present an analysis of the use of the diarrhea indicator in an epidemiological study developed to evaluate the risks for the health of the population that lives near the areas of solid waste deposition, in which the landfill was considered a field of environmental exposure. Methodology Area of Study The data collection was carried out in the child population living in the suburb called Perus, in the northwest region of the city of São Paulo, SP, Brazil, located in the surrounding area of the Bandeirantes landfill. When the research was developed, Perus had around 70,715 inhabitants, with a population growth of 3.88 % a year. São Paulo, the largest city of the Southern hemisphere, had 10 million inhabitants and a demographic density of 67.2 inhabitants/ha. São Paulo produced around 15,000 tons of solid waste a day, 90.1 % of which was deposited in two landfills: Bandeirantes and São João. At Bandeirantes landfill have been disposals around 6,000 tons a day of municipal solid waste. The total area of landfill was 1,400,000 m2, containing approximately 33 million tons of residues, with the total height of 143 m. The volume of leachate produced was around 1,200 m3/day. This landfill has been in operation since 1979. Epidemiological Design Adopted It was adopted a transversal epidemiological design in this investigation, through which the data related to the occurrence of diarrhea diseases were collected. The population of study was 972 children from 1 to incomplete 5 years of age, who live near the Bandeirantes landfill. The area of study was divided into three 500 metres bands starting from the limit of the landfill, for the definition of the conditions of exposure. The “non-exposed” population, in the age group previously specified, was that living farther than 1,000 metres from the limit of the landfill (Area designate by acronym SPC). The exposed group was considered as the population, in the same age group, living up to 1,000 m far from the landfill. The exposed group was divided into two groups – the first one was composed of children who lived up to 500 metres far from the landfill

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(Area designate by SPA), and the second group was formed by children who lived between 500 and 1,000 metres far from the limit of the landfill (Area designate by SPB), as shown in Table 1. TABLE 1. Exposure condition Area SPA SPB SPC

Distance from the limit of landfill 0 a 500 m 500 a 1,000 m farther than 1,000 m

Exposure condition High exposure Medium Exposure No exposure

For the study population was applied a questionnaire, which was answered by the child´s mothers or caretakers. The questionnaire contained 193 questions which allowed the collection of data and information related to the identification of the house: identification of the person who was interviewed; family composition; socioeconomic conditions; house and domestic sewage conditions; water supply; domestic solid waste; urban drainage; biological and mechanical vectors; family health conditions and neighboring residential area conditions; mother’s reproductive history; children’s prenatal and postnatal care history; health conditions; children’s hygienic habits and behaviors; food habits, and survey on the prevalence of diseases related to diarrhea. The individuals who lived in the area and presented episodes of diarrhea in the 48 h preceding the questionnaire application were considered “sick”.

Data Analysis The method of analysis adopted was based on the study of the frequency of all the variables collected for each child and the comparison of the three areas of study, according to the selection of these variables. For the qualitative variables, the differences of the frequencies found, among the three areas, were statistically tested by either the Fisher´s Exact Test or the Chi-square Test for proportions, when indicated. All the variables surveyed were grouped into eleven categories or blocks, as follows: family structure; socioeconomic condition; house condition; sewage; water supply; solid waste; urban drainage; environmental conditions of the peridomiciliar area; information about the children; hygienic habits and environmental indicators. The univariate analysis was carried out for each group or block of variables, having as the response variable the occurrence of diarrhea or not. The explanatory variables that achieved a p-value lower than 0.25 in the univariate analysis were selected as candidates to be included into the final multivariate model of the logistic regression. The logistic regression model was used to investigate the factors associated to the occurrence of diarrhea – the response variable considered in the analysis. For the construction of the final

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model, it was used the forward procedure, which is the inclusion of one explanatory variable at a time. Because of the great amount of variables, the adjustment occurred per blocks or categories, as previously mentioned. Only the variables that changed the values of the original Odds Ratio (OR) and were associated to p < 0.05 in the analysis of each category or block of variable entered the regression model. Some variables were grouped with the objective of dichotomize their categories. The level of statistical significance adopted was 5 %. It was employed the SPSS for Windows statistical software system. Results The occurrence of diarrhea in the population studied was statistically different in the three areas of study evaluated (Table 2). However, in the logistic regression analysis, the relationship between landfill distance and diarrhea did not remain in the final model, which demonstrates that this indicator was not sensitive to show the conditions of environmental exposure researched – the nearness of the residence to the landfill. The final result of the logistic regression model is presented in Table 3. According to the Hosmer-Lemeshow, the p- value achieved for the adjustment of the logistic regression model was 0,991 (HOSMER & LEMESHOW, 2000). TABLE 2. Characterization of the three areas of study according to the frequency of diarrhea occurrence in the population studied p Variable Attribute Freq. SPA SPB SPC X2 Diarrhea in the last 48 hours No n 282 333 251 8.721 0.013 % 95.3 89.3 89.6 Yes n 14 40 29 % 4.7 10.7 10.4

TABLE 3. Final result of the logistic regression model Significant variable in the model Coefficient Hand washing after defecation Waste sorting in the house Problems of lack of water in the house Use of domestic water reservoir Frequency of water tank cleaning Constant * Odds Ratio ** IC – confidence interval at 95 %

1.433 -1.057 1.212 1.540 0.986 -5.049

Value‐p 0.022 0.010 0.001 0.047 0.011 0.000

Odds ratio (OR)* Estimate IC (95 %)** 4.190 (1.226; 14.322) 0.347 (0.155; 0.780) 3.360 (1.633; 6.915) 4.498 (1.020; 19.829) 2.680 (1.248; 5.754) 0.006

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The variables that remained in the final model of the multivariate analysis were: the children’s habit of washing their hands after defecation; waste sorting in the house; occurrence of lack of water in the house; indirect water supply; frequency of water tank cleaning. The results achieved by the logistic regression model demonstrated that the indicator morbidity by diarrhea was more efficient to show the variables related to the interventions in water supply and the practices of domestic and personal hygiene. The Figure 1 presents the distribution of diarrhea occurrence in the population studied. 300000

300500

301000

301500

302000

7411500

299500

# ##

## ##

# #

7411000

7410500

## # ## # #

# #

7410000

# #

7409500

# #

7409000

## # #

####

Legenda #

1.000 m

Projeção UTM 100

300000

300500

301000

100 200 Meters

301500

FIGURA 23 - Distribuição da ocorrência de diarréia nastudied. população de estudo. FIGURE 1. The distribution of diarrhea occurrence in the population

7408500

500 m

Ocorrência de diarréia nas últimas 48 horas. Ruas Drenagem Aterro Sanitário

299500

7409000

### #

# ## ## ### # #

302000

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Conclusion Through the present epidemiological study and the results achieved from the statistical analysis using the logistic regression technique, in which the morbidity by diseases related to diarrhea in children from 1 to incomplete 5 years of age was considered as health indicator, it was possible to conclude that the disposal of the solid waste according to the landfill technique, following the operation conditions adopted in the Bandeirantes landfill in the city of São Paulo, did not mean a increased of diarrhea prevalence in children from 1 to 5 years of age, living near the landfill. The distance between the residence and the landfill does not affect the health of the child population, from 1 to 5 years of age, concerning the diseases related to diarrhea. The indicator morbidity by diseases related to diarrhea was not specific for the associations researched. Therefore, the research for more precise indicators, which demonstrate more clearly the relation between solid waste and health, should be encouraged, so that studies on the assessment of the impacts of the environmental disposal of solid waste may comprise the ways and areas where the diseases are transmitted. It was possible to conclude that the methodology employed in the development of the present study was appropriate to evaluate the associations researched and that it can be applied in similar studies on the assessment of the impacts of the environmental disposal of solid waste on health.

Acknowledgements Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, FAPESP.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. POTENCIAL DE OTIMIZAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS GERADO POR UMA DIGESTÃO ANAERÓBIA EM ETES

Barbara Elisabeth Waelkens 1* Werner Sternad 1

OPTIMIZATION POTENTIAL OF BIOGAS PRODUCTION IN ANAEROBIC DIGESTERS ON MUNICIPAL WASTEWATER TREATMENT PLANTS Abstract The biogas produced during the anaerobic digestion of wastewater sludge is often burned in order to reduce the greenhouse gas emissions. Very little of this biogas is used as an energy source in Brazil. In the present paper the volumes and characteristics of biogas produced at different anaerobic digesters in pilot and real scale in Brazil and Germany were determined, in order to evaluate the possibility of improvement of the anaerobic digester efficiency and study the availability of this biogas as alternative fuel. The biogas productions at the pilot plant experiments rendered 248 and 319 L biogas/kg dried solids (anaerobic digester sludge from bio filter and activated sludge processes). The biogas productions for real scale Wastewater Treatment plants (WWT) rendered 114, 480 and 310 L biogas/kg dried solids for three different activated sludge WWT plants, respectively in Brazil, Germany and Germany. The CH4 and CO2 concentrations of the biogas were between 65 – 70% and 30 – 35%. H2S concentrations in the biogas were lower than 200 ppm for the real scale German WWT plants, between 600 and 800 for the pilot plants (Brazil) and higher than 1000 ppm for the real scale WWT plants in Brazil. The use of biogas as vehicle fuel can be economically feasible when compared to the fuel price. KeyWords: Biogas, Anaerobic Digestion, Bio fuel

Fraunhofer Institut für Grenzflächen und Bioverfahrenstechnik

*Corresponding author: Nobelstrasse, 12, Vaihingen, Stuttgart, Baden-Wuerttemberg 70569. Alemanha. Tel.:+49(711)970-4124. Fax: +49(711)970-4200. Email: barbara.waelkens@igb.fraunhofer.de

Vol. 4, No. 1, 65 - 75, 2011

Resumo O biogás produzido durante a digestão anaeróbia muitas vezes é queimado em flares a fim de reduzir a emissão de gases do efeito estufa, principalmente o metano. Pouco deste biogás é aproveitado como fonte energética. O presente trabalho determinou o volume e as características de biogás produzido em um digestor anaeróbio em escala real e em escala piloto em diferentes estações de tratamento de esgoto no Brasil e na Alemanha a fim de determinar capacidade de otimização da digestão anaeróbia e a utilização deste biogás como combustível veicular. Foram obtidas produções de biogás de respectivamente de 248 e 319 L de biogás/kg de sólidos adicionados para a digestão em escala piloto do lodo das ETEs filtros biológicos e lodos ativados convencional. Em escala real foram medidas produções de respectivamente 114, 480 e 310 L de biogás/kg de sólidos adicionados para as ETEs de lodos ativados no Brasil, na Alemanha com digestor de super alta taxa e na Alemanha com digestor de alta taxa. As concentrações de CH4 e CO2 medidas no biogás foram de respectivamente cerca 65 – 70% e 30 - 35%, as concentrações de H2S no biogás estavam abaixo de 200 ppm para as ETEs em escala real na Alemanha, entre 600 e 800 ppm nos ensaios piloto e maiores do que 1000 ppm para as ETEs em escala real no Brasil. A utilização do biogás como combustível veicular pode ser economicamente viável ao se comparar o custo de seu tratamento com o preço do combustível. Palabras chave: Biogás, Digestão Anaeróbia, Biocombustível

Introdução A estabilização anaeróbia de esgotos é uma das técnicas mais antigas de tratamento de esgoto conhecidas, existindo registros de tanques sépticos já na antiguidade. Há mais de 100 anos o tratamento anaeróbio também vem sendo utilizado para a estabilização de lodos de Estações de Tratamento de Esgoto (Haustermann-Haun, 1997). Neste meio tempo esta técnica foi sendo aperfeiçoada para aumentar a eficiência, seja através de uma mistura mais eficiente (Sternad e Zech, 2006) ou mediante o controle da temperatura do lodo (Imhoff, 1999). O controle e melhoria dos processos de digestão anaeróbia não tiveram influência apenas na redução da concentração de matéria orgânica ao final do processo, mas também influenciou na produção do biogás, subproduto da digestão composto principalmente de metano e dióxido de carbono. No Brasil, o biogás produzido durante a digestão anaeróbia atualmente é queimado em flares a fim de reduzir a emissão de gases do efeito estufa, principalmente o metano, que nesta queima é transformado em dióxido de carbono. Entretanto, com o aumento da discussão sobre a poluição atmosférica e aquecimento global, bem como sobre a dependência energética de combustíveis fósseis, o biogás produzido nas ETEs passou de resíduo para potencial fonte alternativa de energia, de forma que, após tratamento adequado, este pode substituir alguns combustíveis fósseis como gás natural, gasolina e diesel. A utilização do biogás como combustível veicular é uma tecnologia já implantada em alguns países Europeus como a Suécia e a Holanda, sendo que um metro cúbico de biometano (biogás purificado), com baixa concentração de dióxido de carbono possui o poder calorífico de cerca um litro de gasolina. Além disso, de acordo com o Departamento de Gás Natural da Secretaria de Petróleo, Gás Natural e Combustíveis Renováveis, no Brasil atualmente existem cerca de 366.491 milhões de 66

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metros cúbicos de gás natural disponível, o que equivale a apenas mais 22 anos de uso (MME, 04/2010). Nesta conjuntura, a utilização de uma fonte sustentável de energia, como o biogás, que possa complementar ou mesmo substituir o gás natural e outros combustíveis, passa a ser interessante. A fim de utilizar o biogás produzido em ETEs como fonte de combustível é necessária a remoção de impurezas presentes neste como Sulfeto de Hidrogênio, Siloxanos, Amônia e outros, bem como a redução da concentração de dióxido de carbono a fim de aumentar seu poder calorífico. Uma primeira etapa consiste em caracterizar o biogás gerado, sendo que as características do biogás podem variar em cada caso. Uma vez determinadas as características do biogás, bem como os volumes produzidos é possível selecionar de forma mais adequada o de tratamento. O presente trabalho tem como intuito avaliar estações reais em operação no Brasil, simulando em escala piloto a potencial produção de biogás e biometano mediante termoestatização do reator em ambiente mesofílico. Uma vez determinados o volume e características do biogás em duas ETEs foi realizado um estudo de caso para determinar o potencial deste biometano como combustível veicular. Objetivo Determinar o volume e as características de biogás produzido em um digestor anaeróbio em escala real em diferentes estações de tratamento de esgoto no Brasil e na Alemanha, bem como o volume e as características do biogás em um digestor anaeróbio em escala piloto com alimentação de lodos de diferentes fontes. Comparar a qualidade do biogás gerado no digestor anaeróbio piloto com digestores anaeróbios de lodo das estações de tratamento de esgoto (ETEs) reais, a fim de determinar capacidade de otimização da digestão anaeróbia. A partir destes dados avaliar a viabilidade de utilizar o biogás gerado como combustível veicular.

Materiais e Métodos No presente trabalho foram realizados ensaios em escala piloto para a determinação da capacidade de produção e qualidade do biogás gerado em duas estações de tratamento de esgoto brasileiras com processos distintos. Uma das ETEs possui um processo de lodos ativados convencional e a outra um processo de filtros biológicos; ambas possuem digestor anaeróbio para a digestão do lodo. Os resultados obtidos nos ensaios piloto foram comparados com os resultados obtidos nas ETEs em escala real bem como com duas estações de tratamento de esgoto localizadas na Alemanha. As duas ETEs localizadas na Alemanha possuem um tratamento de esgoto por lodos ativados com remoção de nutrientes através da nitrificação e 67

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desnitrificação e remoção de fósforo por precipitação química. A Tabela 1 apresenta um resumo das ETEs avaliadas. Tabela 1. Tabela resumo das ETEs avaliadas Tipo de ETE Lodos Ativados Convencional Filtros Biológicos Lodos Ativados Nitri/Desnitrificação Lodos Ativados Nitri/Desnitrificação

Localização

População Equivalente Atendida (hab)

Brasil

350.000

Brasil

170.000

Alemanha

360.000

Alemanha

160.000

Tipo de Digestão Digestor primário e secundário de alta taxa Digestor primário de baixa taxa Digestor primário de super alta taxa, secundário de alta taxa Digestor primário e secundário de alta taxa

A fim de obter os resultados referentes à produção e características do biogás nas ETEs em escala piloto foram realizados ensaios de digestão anaeróbia para o lodo das duas ETEs avaliadas no Brasil, em um reator anaeróbio com volume interno de 30 L. As ETEs em escala real foram avaliadas através de seus relatórios de operação, além de terem sido realizadas medições nas próprias ETEs, tanto no Brasil como na Alemanha. A operação do digestor piloto é automatizada, sendo este alimentado a cada 3 horas. A Figura 1 mostra um esquema do reator piloto. Onde o tanque de equalização B01 recebe a amostra de lodo. Este tanque é equipado com um agitador mecânico (R01) que é acionado periodicamente antes e durante a alimentação do reator (B02). Com auxílio de uma bomba de deslocamento positivo (P01) o bioreator (B02) é alimentado oito vezes ao dia. O medidor de pressão eletrônico PIC 100 mede a pressão do fluido na alimentação e desliga a bomba automaticamente no caso de entupimento. O bioreator B02 funciona como um reator em loop, com um cilindro concêntrico em seu interior (Blenke, 1979). A mistura dentro do bioreator ocorre com a insuflação de biogas da parte superior no fundo do reator através da bomba P02. As bolhas de biogás sobem no interior do cilindro, de forma que a diferença de densidade entre o interior e o exterior do cilindro garantam a mistura do lodo. O tempo de detenção hidráulica dentro do reator é de cerca 10 dias. A temperatura do bioreator é controlada através de um termostato para uma temperatura de 35 °C. A temperatura é medida pelo termômetro TIC 101, instalado na parte superior do reator. O biogas gerado passa por um medidor de gas (FIR 102) registrando o volume que passa pelo mesmo. A matéria orgânica digerida sai do digestor através de um sifão, de forma a evitar a perda de Biogás, e flui por gravidade para o tanque de resíduos B03. O nível do tanque B03 é monitorado por um medidor de nível por ultrassom. Ao alcançar o nível máximo a alimentação do bioreator 68

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é interrompida. Após o esvaziamento de B03 a alimentação é reiniciada automaticamente. A operação do bioreator é controlada por um Controlador Lógico Programável.

Figura 1. Esquema do reator e tanques

O biogás produzido foi coletado em um bag para coleta de gás de 10 L e em seguida sua composição foi determinada através de medição com sensores infra vermelho para metano e gás carbônico, e sensores eletroquímicos para a determinação de oxigênio e sulfeto de hidrogênio. Nos digestores das estações de tratamento de esgoto reais a composição do biogás foi medida diretamente na saída do biogás. Uma vez determinada a produção e qualidade do biogás é possível estimar a capacidade de produção de biometano. Através da determinação do poder calorífico deste combustível também é possível estimar a quantidade de gasolina que poderia ser substituída.

Resultados Durante o ensaio piloto foram medidas a produção e composição do biogás, o volume de lodo gerado pela digestão anaeróbia, bem como teor de sólidos do lodo de entrada. As Figuras 2 e 3 mostram respectivamente a produção acumulada de biogás a partir da digestão anaeróbia do lodo oriundo da ETE de Filtros Biológicos e o volume de resíduos gerado na digestão deste lodo. As Figuras 4 e 5 mostram respectivamente a produção acumulada de biogás e o volume de resíduos gerado na digestão do lodo oriundo da ETE de Lodos Ativados Convencional.

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Produção de Biogas - Lodo ETE Filtros Biológicos

Produção de Resíduos - Lodo ETE Filtros Biológicos

800

60 Produção de Resíduos (L)

Biogás produzido (L)

700 600 500 400 300 200 100 0 0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

50 40 30 20 10 0 0,00

35,00

5,00

10,00

Tempo de Operação (dias) Semana 2

Semana 3

Semana 4

Semana 5

Semana 2

20,00

25,00

30,00

35,00

Semana 3

Semana 4

Semana 5

Figura 2. Produção de biogás acumulada do lodo oriundo da ETE com processo de filtros biológicos

Figura 3. Produção de resíduos acumulada do lodo oriundo da ETE com processo de filtros biológicos

Produção de Resíduos Acumulada - Lodo ETE Lodos Ativados Convencional

Produção de Biogás - Lodo ETE Lodos Ativados Convencional 600

90 80

500 Produção de Resíduos (L)

Produção Acumulada de Biogás (L)

15,00

Tempo de Operação (dias)

400 300 200

70 60 50 40 30 20

100 10

0 12

Dias de Operação Semana 3

Semana 4

Semana 5

Figura 4. Produção de biogás acumulada do lodo oriundo da ETE com processo de lodos ativados convencional

0 12,00

14,00

16,00

18,00

20,00

22,00

24,00

26,00

28,00

30,00

Tempo de Operação (dias) Semana 3

Semana 4

Semana 5

Figura 5. Produção de resíduos acumulada do lodo oriundo da ETE com processo de filtros biológicos

Através do método dos mínimos quadrados foi possível obter uma equação linear para cada semana de operação da unidade piloto, sendo que a inclinação das retas obtidas indica a produção média de biogás e o volume médio de resíduos no espaço de tempo avaliado. A inclinação das retas para cada semana de operação da ETE de filtros biológicos está apresentada nas Tabelas 2 e 3 e para a ETE de lodos ativados convencional nas Tabelas 4 e 5.

32,00

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Tabela 2. Produção diária média de biogás com lodo da ETE com processo de filtros biológicos Tempo de Inclinação da Reta (L/dia) R2 Operação Semana 2 18,6 0,999 Semana 3 19,4 0,994 Semana 4 18,6 0,993 Semana 5 19,3 0,999

Tabela 3. Produção diária média de resíduo com lodo da ETE com processo de filtros biológicos Tempo de Inclinação da Reta (L/dia) R2 Operação Semana 2 2,0 0,977 Semana 3 1,6 0,974 Semana 4 1,8 0,994 Semana 5 2,0 0,995

Tabela 4. Produção diária média de biogás com lodo da ETE com processo de lodos ativados Tempo de Inclinação da Reta (L/dia) R2 Operação Semana 3 14,1 0,996 Semana 4 24,4 0,998 Semana 5 34,7 0,999

Tabela 5. Produção diária média de resíduo com lodo da ETE com processo de lodos ativados TS Tempo de Inclinação da R2 (%) Operação Reta (L/dia) Semana 3 1,9 0,986 2,30 Semana 4 3,8 0,998 2,10 Semana 5 3,5 0,990 2,91

Além da produção de biogás e resíduo diários também foi determinado o teor de sólidos do lodo alimentado ao digestor piloto. No caso do lodo oriundo da ETE com processo de filtros biológicos o teor de sólidos esteve sempre em torno de 4%, no caso da ETE com processo de lodos ativados convencional o teor de sólidos foi variável sendo determinado semanalmente (Tabela 5). Dado que pelas características do experimento o volume de lodo produzido é equivalente ao volume de lodo alimentado, estimando uma densidade do lodo de cerca 1,02 kg/L e utilizando o teor de sólidos medido na investigação é possível estimar a massa de lodo alimentada. A Equação 1 mostra a relação entre o volume de biogás produzido (em Litros por dia) e a massa de lodo alimentada, possibilitando a comparação da produção de biogás para os diferentes casos.

⎛ L ⎞ ⎟ ⎛L⎞ ⎝ dia ⎠ Biogás⎜ ⎟ = ⎛ kg ⎞ TS (% ) ⎝ kg ⎠ Lodo⎛ L ⎞ * ρ ⎜ ⎟ lodo ⎜ ⎟ * ⎝ dia ⎠ ⎝ L ⎠ 100 Biogás⎜

Equação (1)

Onde: Biogás: Volume de biogás gerado no dia; Lodo: Volume de Lodo produzido no dia; ρlodo: densidade do lodo (1,02 kg/L); TS: Teor de Sólidos (kg/kg) 71

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Utilizando os dados obtidos nas Tabelas 2 e 3, e o teor de sólidos de 4% na Equação 1 obtém-se a produção de biogás por massa de sólidos adicionada para o lodo da ETE de Filtros Biológicos, resultando em uma média de 248 L de biogás por kg de sólido adicionado. Utilizando os dados obtidos nas Tabelas 4 e 5 foi obtida a produção de biogás média por massa de sólidos totais adicionada de cerca 320 L/kg para o lodo da ETE de lodos ativados convencional. A composição típica de biogás oriundo de ambos os lodos foi de cerca 70% de metano e 30% de dióxido de carbono, com uma concentração entre 600 a 800 ppm de sulfeto de hidrogênio. Para fins de comparação foram avaliadas 4 estações de tratamento de esgoto em escala real. As principais diferenças entre as ETEs estão no tipo de digestor, na presença ou ausência de termostatização, e na população atendida (Tabela 1). A fim de permitir uma comparação da produção de biogás entre as ETEs em escala real com os resultados obtidos nos ensaios piloto, foi determinada a produção de biogás por kilo de sólidos afluentes à digestão. A Figura 6 apresenta esta comparação. Produção Média de Biogás por Sólidos Alimentados ao Digestor Anaeróbio

Produção de Biogás por Sólidos Alimentados (L/kg)

600,00 500,00 400,00 300,00 200,00 100,00 0,00 Alemanha

Alemanha

Brasil

Brasil-Piloto

360.000

160.000

350.000

170.000

Habitantes

ETE (identificada pelo número de habitantes equivalentes atendidos)

Figura 6. Produção média de biogás por sólidos totais alimentados ao digestor anaeróbio, resultados dos ensaios piloto e diferentes ETEs avaliadas

A diferença na produção de biogás por sólidos mostra que existe uma discrepância entre a produção específica de biogás entre as ETEs. No presente caso tal fato se deve provavelmente a dois motivos: os digestores utilizados na Alemanha operam a uma temperatura mais alta do que 72

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os digestores no Brasil e os digestores utilizados na ETE que atende os 360 mil habitantes são de super alta taxa, otimizados especialmente para aumentar a produção de biogás, diferentemente dos digestores das ETEs que atendem os 350 e 160 mil habitantes, cuja função é a estabilização do lodo, não sendo dada atenção especial para a quantidade de biogás gerado. Observa-se que a produção de biogás da ETE Brasileira de lodos ativados convencional (350.000 habitantes) é significativamente maior em escala piloto do que em escala real. Nota-se também que a produção de biogás da ETE que atende 350 mil habitantes em escala piloto é semelhante à produção em escala real da ETE que atende 160 mil habitantes na Alemanha. Dado que o digestor anaeróbio piloto é termostatizado na zona mesofílica e que o digestor da ETE que atende 160 mil habitantes está termostatizado na mesma faixa de temperatura, sugere-se que o aumento da produção de biogás do digestor real para o digestor piloto se deve principalmente pela sua termostatização. Comparando os resultados obtidos para a ETE que atende um equivalente populacional de 360 mil habitantes com a produção de biogás para as outras ETEs observa-se que ainda é possível aumentar a produção de biogás através de algumas mudanças na operação dos digestores. A composição do biogás nas ETEs em escala real avaliadas foi medida in loco e não apresentou muitas oscilações no tocante a composição de metano e dióxido de carbono. A ETE com maior teor de metano na composição de seu biogás foi a ETE que atende 350 mil habitantes no Brasil, beirando aos 70% de teor de metano no biogás. As outras ETEs apresentaram um teor de metano de cerca de 65%. A principal diferença na composição do biogás foi identificada no teor de sulfeto de hidrogênio. Enquanto nas ETEs localizadas na Alemanha esta concentração geralmente está abaixo de 200 ppm, no Brasil a concentração de H2S é de tipicamente 1000 ppm para a ETE de lodos ativados convencional, e maior do que 2000 ppm para a ETE de filtros biológicos. A diferença na concentração de H2S das ETEs no Brasil se deve provavelmente ao fato de que o digestor anaeróbio da ETE de lodos ativados é misturado de forma mecânica e opera com alta taxa, enquanto o digestor anaeróbio da ETE de filtros biológicos é misturado apenas pela ação das bolhas de biogás formadas em seu interior e opera com baixa taxa. Desta forma provavelmente a fase metanogênica da digestão anaeróbia é mais eficiente na ETE de lodos ativados convencional, reduzindo a concentração de ácidos e H2S, que é tipicamente formada na fase da hidrólise ou acidogênese através da quebra de moléculas como as proteínas. A diferença entre a concentração de sulfeto de hidrogênio entre as ETEs no Brasil e na Alemanha se deve provavelmente ao fato de que na Alemanha é necessária a remoção do fósforo do esgoto, geralmente através de precipitação que tem como efeito colateral a precipitação do sulfeto. A concentração do H2S no biogás pode ser um fator limitante para a sua utilização. As ETEs localizadas no Brasil atualmente não utilizam o biogás gerado, sendo este queimado em um 73

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flare. No caso de existir interesse em utilizar este biogás para a co-geração seria recomendada uma remoção grosseira do enxofre a fim de aumentar a vida útil da turbina de co-geração. No caso de haver interesse em utilizar este biogás como combustível veicular ou injeção na rede, seria necessária uma remoção fina do enxofre a fim de preservar os motores dos veículos bem como a remoção do dióxido de carbono a fim de aumentar o poder calorífico da composição de gás. A viabilidade econômica da utilização do biogás de ETEs como combustível veicular para uma frota de veículos está relacionada com a quantidade de biogás produzido, o custo de purificação do biogás, a manutenção do equipamento de purificação e com o preço dos combustíveis. A partir dos dados obtidos para as ETEs Brasileiras avaliadas, tanto em escala real como através dos ensaios piloto, é possível estimar a produção de biometano tanto na condição real como na condição otimizada. A produção de biometano pode ser determinada a partir da Equação 2.

3 ⎛ m3 ⎞ L ⎟ = PB * SA * 1m * 0,65 biomet * 365 dia ⎜ ano ⎟ 1000 L Lbiogás ano ⎝ ⎠

Biomet ⎜

Equação (2)

Onde: Biomet: Produção de Biometano (m3/ano), PB: Produção de Biogás (L/kg SAfl), e SA: Sólidos Afluentes Totais (kg SAfl/dia) Utilizando a equação 2, assumindo um caso típico de uma ETE de lodos ativados convencional atendendo 350.000 habitantes, com uma produção de lodo bruto de 0,08 kg/hab/dia (Imhoff, 1999), SA = 350.000 hab * 0,08 kg/hab/dia, e uma produção de biometano como a estabelecida no experimento em escala piloto (PB = 320 L de biometano/kg SA), é possível estimar uma produção anual de biometano em torno de 2,1*106 m3. Sabendo que o poder calorífico de um litro de gasolina é praticamente equivalente ao poder calorífico de 1 m3 de metano pode-se dizer que esta estação típica tem o potencial de produzir algo em torno do equivalente a 2,1 milhões de litros de gasolina por ano.

Conclusões A partir dos resultados apresentados foi possível concluir que: A produção de biogás em escala piloto a partir da digestão do lodo das ETEs de lodos ativados convencional e filtros biológicos foi de respectivamente 319 e 248 L de biogás por kilo de sólidos totais alimentados. A produção de biogás nos ensaios em escala piloto foi maior do que a produção em escala real para a ETE avaliada provavelmente por causa da termostatização do 74

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digestor em escala piloto. Provavelmente por este mesmo motivo a produção de biogás do ensaio piloto da ETE com processo de lodos ativados no Brasil é equivalente à produção de biogás da ETE de lodos ativados com remoção de nutrientes e disgestor de alta taxa na Alemanha. O biogás obtido na digestão piloto apresentou características semelhantes para a digestão anaeróbia do lodo de ambas as ETEs avaliadas com concentrações de metano entre 65 e 70% e concentrações de dióxido de carbono entre 30 e 35%. Entretanto este não é adequado para a utilização direta, uma vez que sua concentração de sulfeto de hidrogênio está em torno de 600 a 800 ppm, podendo acarretar danos através de corrosão aos potenciais equipamentos a serem utilizados. Nos ensaios piloto a concentração de sulfeto de hidrogênio no biogás é menor do que nos digestores em escala real. A menor concentração se deve provavelmente à melhor operação do processo de digestão, favorecendo a etapa metanogênica. As ETEs com remoção de fósforo por precipitação na Alemanha possuem menores concentrações de sulfeto de hidrogênio no biogás, podendo este ser utilizado para aplicações como a co-geração. As ETEs sem remoção de fósforo por precipitação apresentam altas concentrações de sulfeto de hidrogênio no biogás, sendo necessária uma remoção grosseira do mesmo para que seja possível utilizá-lo para a co-geração. Para a utilização como combustível veicular a remoção fina de sulfeto de hidrogênio é necessária. A produção de biogás das ETEs em escala real operando com digestores biológicos de super alta taxa foi maior do que a produção de biogás das ETEs operando com digestores biológicos de alta taxa e a produção de biogás em digestores termostatizados é maior do que em digestores não termostatizados. Portanto, para a produção de biogás tem se: super alta taxa termostatizado > alta taxa termostatizado > alta taxa não termostatizado.

Referências bibliográficas Blenke, H. (1979). Loop Reactors, Adv. Biochem. Eng. 13, 121-214 Haustermann-Haun, U. (1997). Inbetriebnahme anaerober Festbettreaktoren, Institut fuer Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der Universitaet Hannover, 93 Imhoff, K. R.; Imhoff, K. (1999). Taschenbuch der Stadtentwässerung, 29a Edição, Munique, Oldenburg, Viena MME, Ministério de Minas e Energia, Secretaria de Petróleo, Gás Natural e Combustíveis Renovávies, Departamento de Gás Natural (04/2010), Boletim Mensal de Acompanhamento da Indústria de Gás Natural, Nr. 37 Sternad, W. e Zech, T. (2006). Anaerobe kommunale Abwasserreinigung – Chancen zur Kostenreduzierung, 2ter Muenchener Abwassertag

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EFEITOS DA ASSOCIAÇÃO DE ALGUNS SUBSTRATOS ALTERNATIVOS NO CONTEUDO DE NPK APÓS A COMPOSTAGEM E VERMICOMPOSTAGEM

Cátia Araujo Farias 1* Eny Maria Vieira 2 José Carlos Fogo 3

ASSOCIATION EFFECTS OF SOME ALTERNATIVE SUBSTRATES ON THE NPK AFTER COMPOSTING AND VERMICOMPOSTING PROCESSES Abstract Composting and vermicomposting processes were evaluated by studying the effects due to the association of some alternative substrates, at different portions (20, 40, 60, 80 and 100%) to the organic fraction of urban solid residues, which is known as “seedling”. The results obtained through the experiments allow to conclude that several factors interfere on the quality of the generated product. In the composting process such factors are related to the substrate, the humidity control, the temperature, and on the way that the cells are revolved along the experiment. Of the analyzed substrate, the bovine manure (E) and pruning/weeding residue (R) they are preferential for the vermicompostagem process, for they associate characteristics as microflora, macroflora, size of particles and capacity of retention of water. In a general way, any substrate can be employees in the composting process and of vermicomposting. However, it is necessary to observe certain characteristic of those residues to presuppose the concentration of the elements NPK. The low concentration of the nutrients of the final product is related to the origin material. The composting processes and of vermicomposting they are technical that make available the nutrients, not having, therefore, won substantial in content of those nutritious ones that qualifies the composition generated as an effective substitute of fertilizing rights. Key Words: composting, organics substrates, vermicomposting.

Fundação Educacional de Além Paraíba - FEAP. Instituto de Química de São Carlos-USP. 3 Universidade Federal de São Carlos- UFSCcar. 2

*Corresponding author: Fundação Educacional de Além Paraíba - FEAP. Rua Izabel Herdy Alves, 305. CEP 36.660-000 - Além Paraíba - MG- Brasil. Email: farias.catia@gmail.com

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Resumo Foram estudados os efeitos da associação entre alguns substratos alternativos para o processo de compostagem e de vermicompostagem em diferentes proporções (20, 40, 60, 80 e 100%), em volume, com a fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos, denominado composto orgânico, considerado “inóculo massal”. Os resultados obtidos após os meses de experimentação permitiram concluir que vários fatores interferem na qualidade do produto gerado. No processo de compostagem estes fatores estão relacionados ao tipo de substrato, controle de umidade, temperatura e revolvimento das leiras. Dos substratos analisados, o esterco bovino (E) e resíduo de poda/capina (R) são preferenciais para o processo de vermicompostagem, por associarem características como microflora, macroflora, tamanho de partículas e capacidade de retenção de água. De maneira geral, quaisquer substratos podem ser empregados no processo de compostagem e de vermicompostagem. No entanto, é necessário observar certas características desses resíduos para prever a concentração dos elementos NPK. A baixa concentração dos nutrientes do produto final está relacionado ao material de origem. Palavras‐chave: compostagem, substratos orgânicos, vermicompostagem.

Introdução A adoção da reciclagem e compostagem de resíduos sólidos urbanos, como medida mitigadora dos impactos ambientais negativos, tem sido uma solução eficiente para a redução desse resíduo, em relação às questões de estética ambiental. Esse procedimento representa uma alternativa mais eficiente, em termos de benefícios sócio-econômicos à comunidade, por oferecer métodos adequados ao desenvolvimento comunitário, bem como a que mais se adequa aos princípios sanitários e ambientais (Schalch e Leite, 1989; Kiehl, 1998; Sisinno, 2000; D’Almeida e Vilhena, 2001; Barreira, 2005; Leal, 2006). A preocupação com o produto final das usinas de compostagem que recebem resíduos sólidos urbanos onde não se realizam a separação dos recicláveis na origem tem levado pesquisadores a buscarem no processo de vermicompostagem mais um processo de melhoramento desse produto (Bidone, 1995; Veras, 1996; Bansal e Kapoor, 2000) e com garantias de certificações oficiais. Todavia, a composição dos resíduos varia sazonalmente ao longo do ano, isso é condicionado aos hábitos da população, níveis de desenvolvimento econômico, tecnológico, sanitário e cultural. Com isso, características, tais como: volume, composição química, peso específico, poder calorífico, umidade influenciaram diretamente nos diversos tipos de sistemas de compostagem (Barreira, 2005; Schalch et al., 1998). O sistema de compostagem de resíduos, conhecido como sistema “aberto”, em que os meios de fermentação são considerados espontâneos, muitas vezes servindo de inoculantes do processo, tem sido mais empregado por apresentar baixo custo, um período de maturação relativamente pequeno, de 60 a 90 dias, conforme as condições climáticas locais, além das características dos resíduos. Após esse período, o produto final resultante é incorporado ao solo pelos pequenos 77

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produtores e quase sempre teores elevados de metais potencialmente tóxicos, presente nesse material, também são incorporados (Grossi, 1989; Egreja Filho, 1993; Santos, 1995). Os metais potencialmente tóxicos podem ser encontrados dissolvidos ou associados aos materiais que compõem os resíduos e dependendo de fatores ambientais como pH, salinidade, temperatura e outros, podem tornar-se tóxicos à biosfera (Sitting, 1976; Friberg et al, 1979; Mendes, 1981; Albert, 1985; Cassarett e Doull’s, 1996). Embora a presença de metais esteja associada, muitas vezes, a produtos industriais, há de se considerar os produtos agrícolas contaminados por tratamentos à base de pesticidas e até mesmo fertilizantes inorgânicos. Buscando a mitigação das conseqüências advindas pelo acúmulo de metais pesados presentes no produto final da compostagem, estudos vêm sendo desenvolvidos por meio da associação dos processos de vermicompostagem e compostagem (Barreira, 2005). A vermicompostagem é um processo de dois estádios de compostagem: o primeiro, em que a fração orgânica dos resíduos é compostada até atingir a temperatura ambiente e redução de microrganismos patogênicos; o segundo, constituindo-se da adição de minhocas à fração orgânica compostada para que a mesma, após um determinado período, seja convertida em húmus (Harris et al,1990; Bansal e Kapoor, 2000). Tanto a compostagem como a vermicompostagem são processos de bio-oxidação e estabilização de material orgânico, diferindo no fato de que o último envolve a ação conjunta de minhocas e microrganismos, sem que haja um período termófilo. Em ambos os processos o produto gerado pode não apresentar boa qualidade, por ser freqüentemente conduzido como processo natural, requerendo poucos cuidados, bem como pelos tipos de resíduos e matérias-primas utilizadas, tendo em vista o teor de material orgânico dos mesmos (Hand, 1984; Knäpper, 1984; Hiehl, 1985; Vieira, 1995; Hanajima et al, 2001). O objetivo do presente estudo foi avaliar os efeitos da associação entre três resíduos: lixo cru (L), resíduo de poda/capina (R) e esterco bovino (E), em diferentes proporções com o composto orgânico (C), advindo da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos domiciliares, supostamente em estádio avançado de maturação, considerado “inóculo massal”, quando submetidos aos processos de compostagem e vermicompostagem, para avaliação do conteúdo de Nitrogênio, Fósforo e Potássio. Material e Métodos O experimento foi desenvolvido no Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada- CRHEA, na Estação Experimental do Departamento de Hidráulica e Saneamento- SHS, da Escola de Engenharia de São Carlos-São Paulo-Brasil/ EESC-USP. 78

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Para cada canteiro ou célula-tratamento do experimento adicionou-se 0,30 m3 da mistura da matéria-prima selecionada para servir de substratos. Durante 120 dias os substratos passaram pelo processo de compostagem. Com a estabilização da temperatura, no estádio final da compostagem, realizou-se a inoculação da Eisenia foetida, também conhecida como minhoca “Vermelha da Califórnia”. Após a inoculação, iniciou-se o processo de vermicompostagem que teve duração de 60 dias. Durante esse período, foi avaliada a adaptação das minhocas aos substratos, considerando o teor de umidade, a temperatura e o pH, para que os mesmos pudessem ser controlados, levando-se em conta as melhores condições de adaptação da espécie (Cetesb, 1987). O lixo cru (L) correspondeu à fração orgânica proveniente do descarte de resíduos do restaurante universitário do Campus da USP em São Carlos-SP; o resíduo de poda/capina (R) das atividades de manutenção da área do CRHEA; o esterco bovino curado (E) das áreas de pasto do gado leiteiro da Embrapa, Estação Experimental Fazenda Canchim, em São Carlos-SP e o material orgânico compostado (C), proveniente do Setor de Compostagem do Aterro Bandeirantes, localizado na região metropolitana de São Paulo-SP. As matérias-primas passaram por triagem manual antes de serem processadas. Em seguida, foram amostradas pelo método do quarteamento (Schalch et al, 1995), e conduzidas para a caracterização física, química e biológica. Quadro 1. Composição das células-tratamento CÉLULA VOLUME 1 100% 2 100% 3 80% C + 20% E 4 60% C + 40% E 5 40% C + 60% E 6 20% C + 80% E 7 100% 8 100% 9 80% C + 20% L 10 60% C + 40% L 11 40% C + 60% L 12 20% C + 80% L 13 100% 14 100% 15 80% C + 20% R 16 60% C + 40% R 17 40% C + 60% R 18 20% C + 80% R 19 100% 20 100%

COMPOSIÇÃO 0,30 m3 de E 0,30 m3 de E2 0,24 m3 de C + 0,06 m3 de E 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de E 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de E 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de E 0,30 m3 de L 0,30 m3 de L2 0,24 m3 de C + 0,06 m3 de L 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de L 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de L 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de L 0,30 m3 de R 0,30 m3 de R2 0,24 m3 de C + 0,06 m3 de R 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de R 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de R 0,18 m3 de C + 0,12 m3 de R 0,30 m3 de C 0,30 m3 de C2 79

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As células-tratamento receberam os substratos alternativos constituídos da mistura com o inóculo massal, conforme descrito no Quadro 1, dispostas nos conjuntos de canteiros de modo aleatório. Na condução do experimento, em ambos os processos, procedeu-se a rega para favorecer o processo de decomposição, bem como o controle de temperatura (Cetesb, 1987), por meio de dispositivo NTC’s de 10Ω 5% fixado em haste de PVC, em diferentes profundidades de 0, 15 e 30 cm. Após 120 dias da compostagem, quando a temperatura atingiu 25°C, procedeu-se a inoculação das minhocas, iniciando o processo de vermicompostagem. Em ambos os processos foram analisados os seguintes parâmetros: umidade (%), pH em CaCl2, Fósforo, Potássio, Cálcio, Magnésio, Manganês e Nitrogênio total (Tedesco et al., 1985); Zinco, Cobre (Embrapa, 1979); carbono total (Beckman, 1987); coliformes totais e fecais (CETESB, 1979) e sólidos totais fixos e voláteis, pela diferença de peso do material calcinado (Kiehl e Porta, 1980). A análise dos dados foi efetuada por meio da comparação de múltiplos vetores de médias, ou seja, pelo método de análise de variância multivariada a dois fatores (MANOVA two-way). A técnica MANOVA two-way foi utilizada para comparar vetores de médias de populações. Nessa análise a resposta é dada por um vetor de variáveis. Tais variáveis do experimento corresponderam a: Matéria orgânica total; Nitrogênio total; Fósforo total e Potássio total. Essas variáveis foram medidas em três tempos: T1 - no início da compostagem; Tempo 2 - após a compostagem e Tempo 3 - após a vermicompostagem, considerando-se, também, cada um dos substratos: resíduos de poda/capina (R), lixo cru (L) e esterco bovino (E). A verificação da normalidade multivariada foi feita por meio do teste de Mardia e a verificação da igualdade de matrizes de variâncias-covariâncias pelo teste Box-M. Como não foi possível a utilização da análise de variância multivariada, pois os dados não atenderam à condição de normalidade multivariada, assim como à de igualdade de matriz de variâncias-covariâncias, optou-se pelo teste não-paramétrico de Kruskal-Wallis para a comparação dos diversos grupos de tratamento. Para o teste de Kruskal-Wallis, cada uma das observações é substituída pelo seu respectivo rank ou posto, isto é, os valores mensurados em cada uma dos k grupos (tratamentos) são dispostos em uma série única de postos. Ao menor valor, atribui-se o posto 1; ao seguinte, o posto 2 e, assim por diante, até que ao maior valor seja atribuído o maior posto.

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Feito isso, determinou-se a soma dos postos em cada um dos k grupos. No teste, determina-se se as diferenças entre essas somas são díspares ao ponto de não ser possível afirmar se há igualdade entre os k grupos. O teste de Kruskal-Wallis é definido, matematicamente, pela seguinte expressão algébrica: H=

k 12 ni Ri2 − 3(n + 1) ∑ n(n + 1) i =1

(2)

Em que: k : número de grupos a serem comparados ni : número de observações do i-ésimo grupo k n : ∑ n i , número total de observações. i =1

: posto médio das observações para o i-ésimo grupo, i = 1, 2, 3

Se a hipótese H0 for verdadeira, então a diferença entre os postos médios dos k grupos suficientemente grande. Nesse caso, a estatística H tem distribuição qui-quadrado com (k – 1) graus de liberdade. Desta forma, para um dado nível de significância α, rejeita-se a hipótese de que os tratamentos sejam iguais se o valor de H encontrado é maior que o valor qui-quadrado com (k – 1) graus de liberdade, tabelado para o nível de significância α. Uma vez detectada alguma diferença entre os grupos, utilizou-se o teste de comparações múltiplas de Kruskal–Wallis para indicar qual ou, quais grupos diferem. Tendo sido rejeitado H0, há evidência suficiente de que, pelo menos um dos k grupos difere dos demais. O procedimento das comparações múltiplas de Kruskal-Wallis, então, foi utilizado para identificar qual (ou quais) grupo(s) causaram a rejeição de H0. O procedimento consiste em se construir intervalos para as diferenças dos postos médios entre todos os pares possíveis de grupos (ou tratamentos), ou seja, entre os g = k(k‐1)/2 pares. Fixando-se um nível de significância α, os intervalos são construídos por meio da seguinte relação:

)

− R j ± Z (1 − α 2 g ) =

n(n + 1) ⎛⎜ 1 1 + ⎜ 12 ⎝ n i n j

⎞ ⎟ ⎟ ⎠

, i, j = 1, 2, . . ., k e i ≠ j (3)

Em que: Z(1 – α/2g) é o percentil de (1 – α/2g) da distribuição normal padronizada. R i : posto médio das observações para o i-ésimo grupo, i = 1, 2, 3 R j : posto médio das observações para o j-ésimo grupo, j = 1, 2, 3, com j≠ i 81

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Fixando-se um nível de significância α, os limites dos intervalos são construídos por meio da seguinte relação: Limite inferior: li = d ij − Z (1−α 2 g ) sij , Limite superior: ls = d ij + Z (1−α 2 g ) sij Em que:

d ij = Ri − R j é a diferença entre os postos médios dos grupos i e j, para i = 1, 2, 3; j = 1, 2, 3 e i ≠ j.

Z(1 – α/2g) é o percentil de (1 – α/2g) da distribuição normal padronizada. s ij =

n(n + 1) ⎛⎜ 1 1 ⎞ + ⎟ é o desvio padrão para a diferença. 12 ⎜⎝ ni n j ⎟⎠

Se o intervalo formado pelos valores li e ls incluir o valor zero, então, não há evidência suficiente para se rejeitar a igualdade entre os grupos i e j. Desta forma, conclui-se que os correspondentes tratamentos i e j não são diferentes. Por outro lado, se o intervalo não inclui o valor zero, então, conclui-se que os respectivos tratamentos diferem em relação à resposta observada.

Resultado e discussão Os resíduos orgânicos vegetais e animais representam fontes importantes de matéria-prima para o processo de decomposição biológica. Embora, para qualquer resíduo orgânico, as fases de decomposição sejam as mesmas, fatores como granulometria, conteúdo de água e composição química dos materiais utilizados irão interferir no tempo e duração das fases, bem como no produto final adquirido, tendo em vista que suas características e alterações bioquímicas poderão influenciar todo o processo de compostagem e vermicompostagem. De certa forma, qualquer matéria-prima pode ser utilizada como substrato em um processo de compostagem e vermicompostagem, desde que tenha substâncias orgânicas que possam ser decompostas pela ação dos microrganismos. O quadro 2 apresenta as características físicas, químicas e biológicas dos materiais orgânicos (substratos) empregados nos processos de decomposição biológica, em base úmida. Na figura 1 tem-se a variação das temperaturas dos substratos empregados, tomadas à altura de 0,15 m de profundidades nas leiras. Tendo em vista que em tal posição verificou-se menor influência da temperatura ambiente. No processo de compostagem as temperaturas sofreram influência da granulometria e do conteúdo de água presente nos materiais orgânicos, contudo, os valores alcançados mostraram-se dentro da faixa indicativa de compostagem e maturação (SNELL, 1991; KIEHL, 1998; AMORIM et al., 2005). 82

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Quadro 2. Características física, química e biológica dos materiais orgânicos PARÂMETRO ESTERCO LIXO BOVINO CRU (E) (L) Umidade (%) 59,10 74,43 Matéria Orgânica total (%) 36,58 12,23 Resíduo mineral (%) 4,32 13,34 Carbono total (%) 20,32 6,79 Nitrogênio total (%) 1,17 1,26 Relação C:N 17:1 5:1 7.9 5.2 pH em H2O 0,8E +03 2,4E +01 Coliformes fecais (NMP g -1) Coliformes totais (NMP g -1) 0,7E +03 0,5E +01

RESÍDUO DE PODA/CAPINA (R) 17,27 49,10 33,63 27,28 1,54 18:1 6.8 2,4E +03 1,4E +03

COMPOSTO (C) 67,87 25,02 7,11 13,90 1,19 12:1 6.1 2,4E +02 2,3E +03

Pelo Quadro 2, as matérias-primas apresentaram um teor de matéria orgânica total abaixo do recomendado para o início do processo, conforme Kiehl (1998), exceto para o resíduo de poda/capina (R). Para o autor, o produto final obtido pelo processo de compostagem deve chegar a uma relação carbono/nitrogênio (C/N) na faixa de 10/1 a 15/1. Para Jimenez e Garcia (1998), uma relação C/N final com C/N inicial menor que 0,70 indica que o processo atingiu uma degradação satisfatória. Entretanto, tais percentuais foram alterados, quando da realização das misturas das matérias-primas com o composto, antes do início do processo de compostagem. Com esse procedimento, todos os teores dos parâmetros foram modificados, havendo, portanto, alterações segundo a proporcionalidade adicionada

Variação de Temperatura (altura = 0,15m) 40 35 30 25 20

Vermicompostagem

Compostagem

Início

5 0 E

Figura 1. Variação da temperatura nos processos de compostagem e vermicompostagem.

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Com a condução da compostagem alcançou-se um produto mais estável, no qual foram aceitos como substratos pela espécie Eisenia foetida, sobretudo o esterco bovino (E) e o resíduo de poda/capina (R). Em ambos os casos, observou-se a presença de casulos, após 15 dias da inoculação. Verificou-se que, a aceitação desses substratos pareceu estar relacionada mais ao conteúdo de celulose, conforme observado por Edwards e Lofty (1976), devido às espécies serem atraídas muito mais por este componente do que por alimentos ricos em proteínas. Por outro lado, Knäpper (1984) ao estudar o comportamento das minhocas em cativeiro, observou que elas podem, até mesmo, aceitar um substrato que tenha pouco ou nenhum valor alimentício no que se refere a proteínas e material orgânico nitrogenado. Assim, é possível que a escolha, pelas minhocas, do resíduo de poda/capina (R) possa estar relacionada a outros fatores, além da alimentação, associada à reprodução e, ou, preservação da espécie. Por meio das análises de variâncias preliminares, observou-se a interação entre os fatores tempo e substrato (E, L e R), uma vez que para o substrato C, considerado inóculo massal, constatou-se que a relação entre os teores aplicados, ao início e ao final dos processos, matevese praticamente constantes. Dessa forma, sob o ponto de vista da constituição dos substratos analisados, o inóculo massal não se apresentou como fator preponderante para influenciar na velocidade de decomposição dos substratos analisados. Uma possível explicação para o ocorrido pode estar relacionada ao tipo de matéria-prima empregada como inoculo, seu estádio de decomposição, seus constituintes, bem como sua granulometria, uma vez que tais parâmetros podem interferir na decomposição do mesmo (Harada et al., 1981). Como as condições de regularidade para o modelo proposto MANOVA não foram atendidas, empregou-se o teste de Kruskal-Wallis que é uma alternativa não paramétrica para a análise de variância nas condições apresentadas. Assim, buscou-se combinar os níveis desses dois fatores em nove tratamentos. Quadro 3. Tratamentos formados com a combinação dos níveis dos fatores Tempo e Substrato TEMPO SUBSTRATO TRATAMENTO R T1R Tempo 1 L T1L E T1E R T2R Tempo 2 L T2L E T2E R T3R Tempo 3 L T3L E T3E 84

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No quadro 3 tem-se os tratamentos os nove tratamentos resultantes da combinação dos níveis dos fatores tempo x substratos. O teste de Kruskal-Wallis foi aplicado a cada uma das variáveis sujeitas aos tratamentos anteriormente definidos e, portanto, o teste resumiu-se em comparar os nove grupos formados. Baseados em todas as comparações, realizadas duas a duas, pôde-se agrupar os tratamentos cujos membros não diferiram significativamente. Teste de Kruskal-Wallis para a variável Matéria Orgânica Total Na Figura 2, tem-se o gráfico de box-plot para todos os tratamentos, considerando a variável matéria orgânica total (MOT). Conforme pôde-se observar, o grupo T1R apresenta características diferentes dos outros grupos, tanto no tempo T1 como para os demais grupos nos outros dois instante de coleta. Nos tempos T2 e T3 percebeu-se que os tratamentos estão mais próximos entre si, porém os tratamentos do tempo T2 estão na maior parte acima da mediana global enquanto que os grupos no tempo T3 estão abaixo da mediana global.

Boxplot Matéria Orgânica Total 18.0

13.5

9.0 Mediana Global

4.5 Min-Max 25%-75%

0.0 T1E

T1L

T1R

T2E

T2L

T2R

T3E

T3L

T3R

Median value

Figura 2. Box-plot’s para a variável Matéria Orgânica total.

Observou-se uma diminuição acentuada no teor de matéria orgânica total para o substrato esterco bovino (E), em relação aos demais substratos com o decorrer dos processos. Essa maior redução está relacionada ao fator granulometria deste em relação aos demais, tornando-o mais fácil sua decomposição.

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O teste de Kruskal-Wallis para a variável MOT resultou no seguinte valor: H = 30.7446

g.l. = 8

p = 0.0002

Pelo valor p do teste concluiu-se que existe alguma diferença entre os tratamentos, indicativo de que o conteúdo de matéria orgânica diferiu, segundo as variáveis tempo e substrato. Uma vez detectado que existe diferença entre os tratamentos, aplicou-se o teste das comparações múltiplas para identificar tais diferenças (Tabela 1). Pelos dados contidos na Tabela 1, concluiu-se que T1E > T1R e T2L > T1R, ou seja no iníco do processo o substrato resíduo de poda/capina (R) foi o que apresentou-se com granulometria mais grosseira, mais celulósico, embora seja esta característica mais apreciável às minhocas (Edwards e Lofty, 1976), não sendo uma regra (Knäpper, 1984). Pelo valor p do teste concluiu-se que existe alguma diferença entre os tratamentos, indicativo de que o conteúdo de matéria orgânica diferiu, segundo as variáveis tempo e substrato. Uma vez detectado que existe diferença entre os tratamentos, aplicou-se o teste das comparações múltiplas para identificar tais diferenças (Tabela 1). Pelos dados contidos na Tabela 1, concluiu-se que T1E > T1R e T2L > T1R, ou seja no iníco do processo o substrato resíduo de poda/capina (R) foi o que apresentou-se com granulometria mais grosseira, mais celulósico, embora seja esta característica mais apreciável às minhocas (Edwards e Lofty, 1976), não sendo uma regra, (Knäpper, 1984). Tabela 1. Resultado das comparações múltiplas para a variável Matéria Orgânica Total T1E T2L T1L T2E T2R T3E T3R T3L > > = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = =

T1R T3L T3R T3E T2R T2E T1L T2L

A diminuição no teor de matéria orgânica para todos os substratos com o decorrer da compostagem era de se esperar tendo em vista o desprendimento do carbono, na forma de gás carbônico, quando dos processos bioquímicos da decomposição dos resíduos orgânicos. Todavia 86

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percebe-se o resíduo poda/capina (R) deva ser utilizado, após o perído de compostagem quando se pretende alcançar o processo de vermicompostagem, tendo em vista a sua constiuição que favore um liberação mais lenta de matéria orgânica, favorecendo a alimentação dos oligoquetos. Teste de Kruskal-Wallis para a variável Nitrogênio Total Na Figura 3, tem-se o gráfico de box-plot para os tratamentos, considerando a variável Nitrogênio total. Pôde-se observar pelos respectivos box-plot's, que os dois primeiros grupos, T1E e T1L têm os maiores níveis de nitrogênio e o grupo T3R é o grupo com o menor nível de nitrogênio. Verificou-se, ainda, que para os tempos T2 e T3, ou seja, compostagem e vermicompostagem, uma tendência decrescente do nível de nitrogênio do substrato esterco bovino (E) e o substrato resíduo de poda/capina (R), ficando o substrato lixo orgânico em um valor intermediário. Tal variabilidade pode ser relacionada à texturado material decomponível, bem como seus constiuintes, tendo em vista que tais materiais apresentaram-se mais finos, favorecendo de forma mais eficiente a decomposição. Em relação ao resíduo de poda/capina (R), no processo de vermicompostagem, o teor de nitrogênio baixo pode estar indicando que houve uma imobilização maior que uma mineralização. Boxplot Nitrogênio 1.50

1.17

0.85

Mediana Global

0.52 Min-Max 25%-75%

0.20 T1E

T1L

T1R

T2E

T2L

T2R

T3E

T3L

Median value

T3R

Figura 3. Box-plot’s para a variável Nitrogênio total

O teste de Kruskal-Wallis para a variável N resultou no seguinte valor: H = 28.32005

g.l. = 8

p = 0.0004

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Pelo valor p do teste conclui-se que existe pelo menos uma diferença entre os tratamentos. Pelo teste das comparações múltiplas para identificar as diferenças (Tabela 2), conclui-se que T1L > T3R e T1E > T3R. Tabela 2. Resultado das comparações múltiplas para a variável Nitrogênio T1L T1E T3E T2E T1R T2L T2R > > = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = =

T3L =

T3R T3L T2R T2L T1R T2E T3E T1E

A tendência à redução do teor de Nitrogênio em todos os substratos pode estar relacionada à do carbono, por serem ambos absorvidos pelos microrganismos em suas atividades metabólicas, em proporções diferentes. Teste de Kruskal-Wallis para a variável Fósforo Na Figura 4, tem-se o gráfico de box-plot para os tratamentos considerando a variável Fósforo. Como pode-se verificar, os três primeiros grupos referentes ao tempo T1, apresentaram os menores níveis de P, destacando o grupo T1R que atinge intervalo maior. A partir daí, ocorreu um salto substancial na quantidade de Fósforo para o grupo T2E seguido de um longa série decrescente que vai do grupo T2E ao grupo T3R. O maior nível de Fósforo ocorreu no grupo T2E e os menores níveis para os grupos T3L e T3R, voltando praticamente aos níveis dos três grupos no tempo. O aumento no conteúdo de Fósforo total, deveu-se a eficiência do processo de decomposição, tornando-o disponível. Quanto ao teor para cada substrato, este encontra-se relacionado `a propria constiruição do mesmo, como para o esterco bovino (E). Pode-se, ainda, verificar um decréscimo para a variável, do tempo T2 para o tempo T3 e em relação aos substratos esterco, lixo orgânico e resíduo de poda/capina. Tais reduções estão relacionadas às perdas por lixiviação, uma vez que o P, ao estar adsorvido às micelas coloidais húmicas, carregada negativamente, pode ser liberado por meio de reações químicas (Bidone, 1995).

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Boxplot Fósforo 0.72

0.54

0.36 Mediana Global

0.18 Min-Max 25%-75%

0.00 T1E

T1L

T1R

T2E

T2L

T2R

T3E

T3L

Median value

T3R

Figura 4. Box-plot’s para a variável Fósforo

O teste de Kruskal-Wallis para a variável P resultou no seguinte valor: H = 31.2585

g.l. = 8

p = 0.0001

Pelo valor p do teste conclui-se que existe pelo menos uma diferença entre os tratamentos. Com o teste das comparações múltiplas (Tabela 3), conclui-se que as diferenças existentes correponde a T2E > T1E e T2E > T3R. Tabela 3. Resultado das comparações múltiplas para a variável Fósforo T2E T2L T3E T2R T1R T1L > = = = = = > = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = =

T3L = =

T1E =

T3R T1E T3L T1L T1R T2R T3E T2L

Teste de Kruskal-Wallis para a variável Potássio Na Figura 5, tem-se o gráfico de box-plot para os tratamentos considerando a variável Potássio. Para esta variável observou-se uma grande flutuação entre os grupos, sendo que, de maneira geral, observou-se um comportamento praticamente inverso ao observado para a quantidade de fósforo, exceto o grupo T1R, que apresentou uma queda no nível de potássio do tempo T1 89

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para o tempo T2, seguido de um crescimento do tempo T2 para o tempo T3, voltando aos níveis iniciais. Tem-se ainda, que nos três tempos de coleta o substrato lixo orgânico (C) apresenta os maiores níveis de Potássio. Os menores níveis de Potássio ocorreram nos grupos T1R, T2E e T2R.

Boxplot Potássio 0.8

0.6

0.4 Mediana Global

0.2 Min-Max 25%-75%

0.0 T1E

T1L

T1R

T2E

T2L

T2R

T3E

T3L

T3R

Median value

Figura 5. Box-plot’s para a variável Potássio

O teste de Kruskal-Wallis para a variável K resultou no seguinte valor: H = 30.8518

g.l. = 8

p = 0.0002

Pelo valor p do teste conclui-se que existe pelo menos uma diferença entre os tratamentos. Pelo teste das comparações múltiplas para identificar as diferenças (Tabela 4), concluiu-se que T3L > T1R, T3L > T2E, T3L > T2R e T1L > T2R. Tabela 4. Resultado das comparações múltiplas para a variável Potássio T3L T1L T3E T3R T1E T2L T1R > > = = = = = > = = = = = = > = = = = = = = = = = = = = = = = = = = =

T2E =

T2R T2E T1R T2L T1E T3R T3E T1L

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A maior disponibilidade de Potássio, no processo de vermicompostagem, deveu-se ao substrato lixo orgânico (C) em relação aos demais substratos em decorrência da matéria-prima empregada, uma vez que a mesma se constiuía de restos de alimentos não processados, como folhagem e cascas e galhos verdes.

Conclusão Dos substratos analisados, constatou-se que o esterco bovino (E) e o resíduo de poda/capina (R) foram os que tiveram melhor desempenho para o processo de vermicompostagem, possivelmente por associarem características como microflora, macroflora, tamanho de partículas e capacidade de retenção de água, elementos que favoreceram a maior aceitação das minhocas. As variabilidades nas concetrações de Nitrogênio, Fósforo e Potássio, para o resultado das associações de substratos alternativos, possivelmente encontra-se relacionada à matéria orgânica dos mesmos, ao pH, à lixiviação e, ou, precipitação dos nutrientes durante os processos de compostagem e vermicompostagem. É razoável que o húmus resultante possua teores dos nutrientes considerados menores dos que na matéria prima original. De maneira geral, quaisquer substratos podem ser empregados no processo de compostagem e de vermicompostagem. No entanto, é necessário observar certas caractrísticas desses resíduos para prever a concentração dos elementos NPK. Assim, a baixa concentração dos nutrientes do produto final está relacionado ao material de origem. Os processos de compostagem e de vermicompostagem são técnicas que disponibilizam os nutrientes, não havendo, portanto, ganhos substanciais em conteúdo desses nutrientes que qualifique o composto gerado como um substituto efetivo de certos fertilizantes (NPK).

Agradecimentos À Escola de Engenharia de São Carlos-EESC/USP, ao Instituto de Química de São Carlos da Universidade de São Paulo- IQSC/USP e ao Departamento de Estatística da Universidade Federal de São Carlos-UFSCar, pela oportunidade de trabalho em parceria, bem como ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico- CNPq pela concessão de bolsa e financiamento da pesquisa.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ESTIMACIÓN DE LAS EMISIONES DE GEI ASOCIADAS AL CICLO DE VIDA DE LA GENERACIÓN TERMOELÉCTRICA DEL SISTEMA INTERCONECTADO CENTRAL

Jacqueline Méndez 1* Alberto Bezama 2

ESTIMATION OF GHG EMISSIONS ASSOCIATED WITH LIFE CYCLE THERMOELECTRIC CENTRAL INTERCONNECTED SYSTEM Abstract The increase in CO2 emissions has become a topic of relevance because they generate negative consequences on the environment, being one of these global warming. This work considered the Chilean Central power grid (SIC) as study system, whose power generation is mainly based on hydro and thermal power. The methodology has been divided in two stages: the first is an analysis of the power generation life cycle, in order to identify, quantify and characterize its potential environmental impacts. In the second stage a projection of emissions has been developed through the implementation of present and future scenarios. We have found that plants present in the SIC emitted more than 18 million tonnes of CO2 equivalent in the year 2008. In terms of projections for the years 2020 and 2025 it is expected that GHG emissions will increase due to an increased generation based on thermal processes, mainly coal, reaching values of 29 and 33 million tonnes of CO2 for the respective years. Improving system efficiency contributes towards minimizing the GHG emissions from electricity generation systems, as the power generation process is the largest contributor of CO2 emissions in the cycle thermoelectric life. It is therefore important to improve current power generation technologies, as this will directly reduce GHG emissions and fuel consumption, but also indirectly the latter has a high incidence in reducing emissions from other stages of life cycle such as extraction, refining and shipping. Key Words: Central Interconnected System, GHG, life cycle analysis, power generation.

Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile, Universidad de Concepción

*Corresponding author: Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile. Universidad de Concepción. Barrio Universitario S/N, Concepción.Teléfono: 041-3120805, 2204070. Email: jacquemendez@udec.cl, abezama@udec.cl

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Resumen El aumento de las emisiones de CO2 se ha convertido en un tema de relevancia debido a las consecuencias negativas que generan sobre el medio ambiente, siendo una de éstas el calentamiento global. En este trabajo se consideró como sistema de estudio al Sistema Interconectado Central de Chile (SIC), cuyos sistemas de generación eléctrica se basan principalmente en hidroeléctricas y termoeléctricas. La metodología ha sido dividida en dos etapas, en la primera se ha realizado un Análisis de Ciclo de Vida, que ha permitido la identificación, cuantificación y caracterización de los impactos potenciales al medio ambiente; En la segunda etapa se ha desarrollado una proyección de emisiones a través de la realización de escenarios presentes y futuros. Se ha obtenido que las centrales presentes en el SIC emitieron más de 18 Millones de toneladas de CO2 equivalentes debido a sus procesos en el año 2008. En cuanto a las proyecciones realizadas para los años 2020 y 2025 se prevé que las emisiones de GEI aumentarán debido al aumento de generación a través de termoeléctricas, principalmente a carbón, lo cual aumentara a 29 y 33 Millones de toneladas equivalentes de CO2 para los años respectivos. Mejorar la eficiencia de los sistemas contribuye en la disminución las emisiones de GEI de los sistemas de generación eléctrica, debido a que la etapa de generación de energía es la mayor emisora dentro del ciclo de vida de las termoeléctricas. Por esta razón es importante mejorar las actuales tecnologías de generación eléctrica, ya que al aumentar la eficiencia de los sistemas, disminuyen las emisiones de GEI y los consumos de combustible a quemar, éstos último tiene una alta incidencia en la disminución de emisiones de las otras etapas del ciclo de vida, como son la extracción y refinado y el transporte marítimo. Palabras clave: Análisis de ciclo de vida, GEI, Generación eléctrica, Sistema Interconectado Central

Introducción Uno de los sectores económicos que mayores emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) genera en los países, es la generación de energía eléctrica, la que puede alcanzar un 25% de las emisiones totales. En Chile, la matriz energética del Sistema Interconectado Central (SIC), está compuesta por generación eléctrica a través de centrales hidráulicas (52%) y térmicas (47%). Las centrales térmicas operan a través de la quema de combustibles fósiles como diesel, gas natural o carbón, los cuales en términos de emisiones son significativamente mayores a las centrales hidroeléctricas. Sin embargo, el aumento de la demanda por energía eléctrica ha hecho optar por soluciones rápidas para poder suplirla, siendo hoy en día las centrales termoeléctricas a carbón los proyectos más viables de comenzar a operar a corto plazo debido a la disponibilidad del mineral, con lo que se proyecta al año 2030 que la capacidad instalada de energía proveniente de esta fuente energética aumentará en aproximadamente 10 veces en comparación a la disponibilidad actual (PROGEA, 2009). Si dicha proyección se cumple, las emisiones de GEI aumentarán, lo cual se contradice a las políticas y acuerdos relacionados a la reducción de emisiones, como es el Protocolo de Kioto e ingreso de Chile a la OCDE. La importancia de estimar estas emisiones, se debe a que la energía eléctrica es ampliamente utilizada y las emisiones de GEI de éste sector afectan en el ciclo de vida de cualquier producto, por lo cual es importante estimar la huella de carbono del SIC.

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Objetivo Se considera como objetivo general el estimar las emisiones de GEI del ciclo de vida de los sistemas de generación termoeléctricos presentes en el SIC de Chile Metodología En una primera etapa, se realizó un Análisis de Ciclo de Vida (ACV), metodología que permite identificar, cuantificar y caracterizar los potenciales impactos que se podrían producir al medio ambiente. Este método cuenta con cuatro etapas, según lo planteado en las normas ISO 14040-14043 (ISO, 2000). a.- Definición de objetivos y alcances: El objetivo del ACV es estimar las emisiones de GEI procedentes de la generación de energía eléctrica del SIC, en la etapa de producción eléctrica. Los principales alcances, son el establecer como unidad funcional 1 GWh de energía generada, el límite del sistema es la etapa de producción eléctrica de las centrales, la cual abarca desde la extracción de los combustibles hasta la generación de energía eléctrica. La etapa de producción eléctrica fue dividida en tres fases: Extracción y refinado, transporte marítimo y generación eléctrica. b.- Análisis de Inventario (ICV): Se llevó a cabo utilizando las Directrices del IPCC en las cuales se presentan tres niveles de métodos para estimar las emisiones procedentes de la quema de combustible fósil: • Nivel 1: Cantidad de combustible quemado y los factores de emisión del IPCC, llamados factores de emisión por defecto. • Nivel 2: Cantidad de combustible quemado, pero utilizando los factores de emisión específicos de cada país. • Nivel 3: Combustibles quemado, junto con los factores de emisión especifico de la tecnología utilizada en las centrales. Cada una de las fases del sistema fue evaluada con un nivel diferente según el factor de emisión utilizado. c.- Evaluación de Impactos e Interpretación de los resultados: Utilizando los datos del ICV, se determinó las fases del proceso que generan las mayores emisiones de GEI y posibles soluciones. La segunda etapa consistió en la evaluación de escenarios futuros y supuestos sobre opciones que permitan mejorar la planificación de la generación eléctrica. Los escenarios discutidos son: • Escenario 1: Proyección de la matriz del SIC. Estimación de emisiones para los años 2020 y 2025. 96

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• Escenario 2: Proyectar la reducción de emisiones para los años 2020 y 2025. Este escenario se realizó considerando una reducción de GWh generados por las centrales eléctricas producto de los programas de eficiencia energética.

Resultados Obtenidos Escenario 2008 Según el ICV para el año 2008, fueron generados 17.407 GWh a través de sistemas termoeléctricos, los cuales emitieron un total de 18.216.497 millones de toneladas equivalentes (eq) de CO2 para la etapa de producción eléctrica. La etapa de producción eléctrica a su vez esta subdividida en tres etapas: Extracción y refinado, Trasporte maritimo y Generación de energía, para calcular las emisiones de cada una de estas etapas se utilizaron diversos factores de emisión, utilizando el nivel 1, 2 o 3 de las directrices del IPCC según la calidad de los factores de emisión y datos obtenidos. A continuación, en la Tabla 1 se presentan las emisiones de CO2 eq de cada una de las etapas analizadas. Tabla 1. Emisiones de CO2 equivalentes para cada etapa del sistema Extracción y Trasporte maritino Generación de Total Combustible refinado energía Emisiones CO2 eq (ton/año) Carbón 2.822.786,8 136.853,4 7.299.371,2 10.259.011,5 Diesel 6.381,88 102.655,55 5.277.745,3 5.386.782,7 GN Ciclo Abierto 58.715,9 0 1.329.073,03 1.387.788,93 GN Ciclo 25.297,6 0 580.865,91 606.163,51 Combinado Pet-coke 576.750,4 576.750,4 Total 2.913.182,2 239.508,95 15.069.672,14 18.216.497,3 *GN: Gas natural

Siendo la unidad funcional 1 GWh, en la Tabla 2 se presentan las emisiones de cada sistema por unidad funcional. Tabla 2. Emisiones en equivalentes de CO2 de los sistemas termoeléctricos por unidad funcional Combustible Emisiones de CO2 eq (kg/GWh) Carbón 1.625.602 Diesel 780.505,7 Gas natural Ciclo Abierto 604.054,9 Gas natural Ciclo Combinado 428.656,7 Pet-coke 1.167.747,4 Promedio ponderado termoeléctricas 1.045.869

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De la Tabla 1 se puede apreciar que los mayores emisores son los sistemas en base a carbón y pet-coke, analizando estas emisiones a lo largo de su ciclo de vida (etapa de producción eléctrica) es posible conocer el aporte de cada una de las fases, lo que se puede apreciar en la Figura 1.

Figura 1. Aporte de GEI en el ciclo de vida del SIC

En la Figura 1 se puede apreciar el aporte, en términos de emisiones de CO2 eq, de cada una de las etapas del ciclo de vida de las centrales termoeléctricas del SIC. El mayor aporte se realizó en la fase de generación de energía, lo cual se debe básicamente a que en esta etapa el combustible es quemado generándose las mayores emisiones de GEI. Por otra parte, el aporte más bajo se logro en la fase del transporte marítimo. Esto se debe en parte, a que los sistemas que operan a gas natural no están incluidos debido a que su transporte desde Argentina se realiza mediante gasoductos, y en el estudio solo se considero como etapa el transporte marítimo. Estimación de emisiones para los años 2020 y 2025 Según la distribución de la matriz eléctrica en Chile para el año 2020 se proyecta según el informe de la CNE, “Política Energética: Nuevos Lineamientos” (CNE, 2008). Este escenario considera ésta proyección y la ajusta a la matriz del SIC, para obtener la distribución del sistema. La matriz utilizada en este escenario es presentada en la Figura 2.

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*“Política Energética: Nuevos Lineamientos”, CNE, 2008. Figura 2. Distribución de la matriz del SIC 2020

En la evaluación de escenarios futuros, el escenario 1 se construyó en base a la generación eléctrica propuesta por PRIEN (2008), la cual corresponde a 80.768 y 105.560 GWh/año para los años 2020 y 2025. De esta proyección se estima que para el año 2020 se generarían 29.166.664 ton de CO2 eq, la cual aumentaría a 42.389.244 ton de CO2 eq para el año 2025. En la Tabla 3 se presenta el promedio de emisiones para cada sistema termoeléctrico por unidad funcional. El promedio de emisiones para el año 2020 y 2025 se mantiene constante, sólo aumentan el total de emisiones debido al incremento de los GWh generados. Tabla 3. Emisiones de los sistemas de generación termoeléctrica por unidad funcional para los años 2020 y 2025. Combustible Emisiones de CO2 eq (kg/GWh) año 2020 Carbón Diesel Gas natural licuado Gas natural dual Promedio ponderado termoeléctricas

1.198.658 763.641 621.387 428.657 852.014

La generación anual de termoelectricidad se proyecta en 34.245,6 GWh, con un promedio de emisiones de GEI de 852.014 kg/GWh para el año 2020. En relación a las emisiones de CO2 eq para los año 2020 y 2025, estas alcanzarían los 29 y 42 millones respectivamente. Reducción de emisiones para los años 2020 y 2025 En relación al desarrollo del escenario 3, se estima el potencial de disminución de emisiones para los años 2020 y 2025, esto a través de la suposición que se logren los planes de eficiencia que propone el Gobierno de Chile y que las centrales a carbón que se construyan a partir del

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año 2010, consideren la implementación de tecnologías que aumenten la eficiencia de las centrales, esto corresponde a utilizar tecnologías subcriticas o sistemas de lecho fluidizado o gasificación, siendo esta última capaz de lograr eficiencias que superen el 50%. En la Tabla 4, se puede observar la generación eléctrica y toneladas de CO2 eq para los años mencionados, considerando como base lo planteado en el escenario 2. Tabla 4. Potencial de disminución en equivalentes de CO2 a nivel de generación Año Base (GWh/año) CO2 eq (ton/año) Generación (GWh/año) 2008 41.887,6 18.190.192,3 41.887,6 2020 80.768 29.166.663,7 74.161 2025 105.560 42.389.243,9 94.126

CO2 eq (ton/año) 18.190.192,3 26.781.020,3 33.990.781,1

De acuerdo a los resultados obtenidos, si son llevaran a cabo los programas de eficiencia energética y las mejoras tecnológicas, para el año 2020 existiría una disminución de un 8,2% de emisiones en comparación con las del mismo año sin la implementación de un programa, y en cuanto al año 2025 las emisiones se reducirían en un 19,8%. Esto se puede apreciar gráficamente en la Figura 3.

Figura 3. Variación de las emisiones según políticas energéticas

Conclusiones Las altas emisiones de GEI que son generadas por los actuales sistemas de generación eléctrica se deben, en su mayoría, a las bajas eficiencias que poseen las tecnologías que componen el Sistema Interconectado Central. El sistema eléctrico que genera las mayores emisiones de GEI en el SIC es a base de carbón, las cuales alcanzaron los 1.625.000 kg CO2eq/GWh en el año 2008.

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Las emisiones de gases contaminantes provenientes de las centrales a carbón, pueden ser disminuidos a través de la incorporación de mejoras tecnológicas que impliquen aumentar la eficiencia de los sistemas, esto significa modificar los actuales sistemas de calderas a carbón pulverizado subcriticas, por tecnologías supercríticas debido a que poseen condiciones de operación (temperatura y presión del vapor) superiores a las tecnologías subcriticas. Otras tecnologías que son mundialmente utilizadas, ya que poseen tecnologías más avanzadas en comparación a las ya nombradas, corresponden a los sistemas de Lecho Fluidizado y gasificación. Siendo esta última capaz de lograr eficiencias que superen el 50%. Las emisiones para el año 2020 se estiman en 29.166.663,7 toneladas, lo cual corresponde a un aumento del 60% en comparación a las emisiones del año 2008. Este aumento es producto al aporte que realizan las termoeléctricas a carbón que para ese año se espera que la generación sea el doble de la actual. En relación a la evaluación de escenarios, se puede apreciar en el escenario número 3 que la disminución de las emisiones de gases de efecto invernadero, no sólo depende de la distribución de los sistemas o de la eficiencia de las tecnologías, sino también de mejorar los gastos eléctricos en empresas, hogares, y en general todos los sectores involucrados en el consumo de energía, con el fin de reducir la demanda eléctrica en el sistema y evitar la generación de energía desde las centrales, lo que directamente se traduce en una reducción de emisiones de GEI en el ciclo de vida de las centrales termoeléctricas. Esto conlleva a que la planificación estratégica del sistema eléctrico no sólo debe incluir a las empresas que lo integran, sino también a todos los sectores involucrados con el SIC. Agradecimientos Finalmente, quisiera agradecer al proyecto DIUC Semilla. 208.310.051-1sp. ―Fortalecimiento CIEP. Evaluación de alternativas de revalorización energética de Residuos Sólidos Industriales y Domiciliarios en la Región de Aysén, mediante un Análisis de Ciclo de Vidaǁ, y al Comité Regional de Producción Limpia de la Región del Biobío los cuales han financiado la realización de la tesis Estimación de las emisiones de GEI asociadas al ciclo de vida de la generación termoeléctrica del Sistema Interconectado Central.

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