REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. http://www.journals.unam.mx/index.php/aidis/index
Vol. 5, No. 2 2 de agosto de 2012 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:
Foto: Ramón Gutiérrez Castrejón Rehiletes de la sustentabilidad
Vol. 5, No. 2 2 de agosto de 2012
Tabla de Contenido Vol. 5, No 2. 1.-
CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN UN SUELO URBANO INDUSTRIAL Y EN LA VEGETACIÓN DEL SITIO HEAVY METALS POLLUTION OF URBAN-INDUSTRIAL SOIL AND ITS VEGETATION
1 - 10
*Abelardo González Aragón, Margarita Beltrán Villavicencio, Ilse Ayala Quiroz, Mabel Vaca Mier, Alethia Vázquez Morillas
2.-
MÉTODO DE OBTER A GERAÇÃO DE RESÍDUOS DE SERVIÇOS DE SAÚDE PARA MONITORAR A EXECUÇÃO DO PLANO DE GERENCIAMENTO DE RESÍDUOS EM UM HOSPITAL METHOD TO OBTAIN THE HEALTHCARE WASTE GENERATION IN ORDER TO MONITOR THE FULFILLMENT OF WASTE MANAGEMENT PLAN IN A HOSPITAL
11 - 27
Amanda Borges Ribeiro, *Reinaldo Pisani Júnior
3.-
INFLUÊNCIA DA VARIAÇÃO DA RAZÃO MOLAR METANOL/ÓLEO E DO CATALISADOR NAS CONCENTRAÇÕES DE AMÔNIA E FÓSFORO DAS ÁGUAS DE LAVAGEM OBTIDAS NA ETAPA DE PURIFICAÇÃO DO BIODIESEL INFLUENCE OF VARIATION MOLAR RATIO METHANOL/OIL AND CATALYST IN AMMONIA CONCENTRATION AND PHOSPHORUS WASHING WATER OBTAINED FROM STEP PURIFICATION OF BIODIESEL
28 - 36
*Erika de Almeida Sampaio Braga, Marisete Dantas de Aquino, Carlos Márcio Soares Rocha, Anne Kamyle Carneiro Leite
4.-
ANÁLISE DE DESEMPENHO DO CARVÃO ATIVADO E ANÉIS DE POLIETILENO EM BIOFILTRO AERADO PARA O PÓSTRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO PERFORMANCE ANALYSIS OF ACTIVATED CARBON AND POLYETHYLENE RINGS IN AERATED BIOFILTER FOR THE POST-TREATMENT OF WASTEWATER
37 - 44
*Patrícia Bilotta, Ana Beatriz Barbosa Vinci Lima, Luiz Antonio Daniel
5.-
ESTUDOS DE TRATABILIDADE DAS ÁGUAS DO RIO PARAÍBA DO SUL QUE ABASTECEM O MUNICÍPIO DE SÃO JOSÉ DOS CAMPOS/SP WATER TREATABILITY STUDIES OF PARAIBA DO SUL RIVER WHICH SUPLLY SÃO JOSÉ DOS CAMPOS/SP CITY Talita Natália Ferrari, *Marcelo De Julio, Tatiane Sakamoto De Julio, Wilson Cabral de Sousa Júnior
45 - 58
Vol. 5, No. 2 2 de agosto de 2012
6.-
APLICAÇÃO DO RESÍDUO ARGILOSO DO PÓLO GESSEIRO DO ARARIPE (PERNAMBUCO – BRASIL) COMO ADSORVENTE DE CORANTE TÊXTIL. APPLICATION OF THE WASTE CLAY PLASTER POLE OF ARARIPE (PERNAMBUCO - BRAZIL) AS ADSORBENT OF TEXTILE DYE
59 - 68
Victor Fernandes Bezerra de Mello, Juliana dos Prazeres Gama de Abreu, Joelma Morais Ferreira, José Fernando Thomé Jucá, *Maurício A. da Motta Sobrinho
7.-
TRATAMIENTO ALCALINO DE LOS RESIDUOS AGROINDUSTRIALES DE LA PRODUCCIÓN DEL TEQUILA, PARA SU USO COMO COMPLEMENTO DE ALIMENTO DE RUMIANTES AGROINDUSTRIAL RESIDUALS ALKALINE TREATMENT OF THE TEQUILA PRODUCTION, FOR ITS USE AS A RUMIANTS’ FOOD COMPLEMENT
69 - 77
*Clementina Rita Ramírez Cortina, María de la Soledad Alonso Gutiérrez, Luc Rigal
8.-
MINIMIZAÇÃO DA POLUIÇÃO DA ÁGUA NO PROCESSO DE REFINO DO PETRÓLEO MINIMIZATION OF WATER POLLUTION IN THE PROCESS OF OIL REFINING
78 - 92
*Carlos Enrique de M. Jerônimo, Elias Andrade Braga, André Paulo Santos Novato, Carlos Eduardo Santos Costa, Fábio Merçon
9.-
CIANOBACTERIAS Y CIANOTOXINAS EN EL LAGO DE PÁTZCUARO, MICHOACÁN, MÉXICO Cyanobacteria and Cyanotoxins in Lake Patzcuaro, Michoacan, Mexico *Ana Cecilia Tomasini-Ortiz, Gabriela Moeller-Chávez, José Javier Sánchez Chávez, Luis Alberto Bravo Inclán
93 - 101
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN UN SUELO URBANO INDUSTRIAL Y EN LA VEGETACIÓN DEL SITIO
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* Abelardo González Aragón Margarita Beltrán Villavicencio 1 Ilse Ayala Quiroz 1 Mabel Vaca Mier 1 Alethia Vázquez Morillas 1
HEAVY METALS POLLUTION OF URBAN-INDUSTRIAL SOIL AND ITS VEGETATION Recibido el 19 de agosto de 2011; Aceptado el 10 de abril de 2012
Abstract Pollution of soil by heavy metals is established by comparison against the defined value in the local regulations. In Mexico the NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 defines the concentration criteria for As, Ba, Be, Cd, Cr VI, Hg, Ni, Ag, Pb, Se, Tl and V that must be achieved in order to consider that a contaminated soil has been remediated. The goals of this project were: 1) to evaluate the metals distribution and pollution level; and 2) the metals assimilation in the tissue of plants, of an urban-industrial site located north of Mexico City that had been exposed to pollution by heavy metals for more than five decades, as a result of uncontrolled process leaks; the infiltration had reached up to 15 m depth. Due to the site background, it was assumed that Ni, As and Cu were present in soil. Heavy metals were measured in both, the soil in site and the vegetation of the surrounding area. Soil samples taken between 3.2 and 5.0 m depth showed a Ni content up to 2010 ppm, while As was 4580 ppm and Cu was up to 29222 ppm. Heavy metals were also found in the leaves of trees of the surrounding area, confirming metals assimilation through their roots. Metal concentration in plant tissue (reported as ppm metal per biomass dry weight) was found up to 60 ppm Ni, 472 ppm Cu and 85.4 ppm As. These values are higher than the average metal concentration found for plants. Key words: heavy metals, sampling, soils, vegetation. 1
Departamento de Energía, Universidad Autónoma Metropolitana
*Autor corresponsal: Departamento de Energía, Universidad Autónoma Metropolitana. Av. San Pablo 180, Col. ReynosaTamaulipas, Azcapotzalco, D.F. C.P. 02200, México. Email: mbv@correo.azc.uam.mx
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Resumen Para determinar la contaminación de un suelo por metales pesados es necesario comparar las concentraciones de metales existentes con los límites establecidos por la norma que rige en cada país. En México se cuenta con la Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, que establece criterios para determinar las concentraciones de remediación de suelos contaminados por As, Ba, Be, Cd, Cr hexavalente, Hg, Ni, Ag, Pb, Se, Tl y/o V. El objetivo de este proyecto fue evidenciar el grado y la distribución de la contaminación de un suelo con metales pesados, así como su asimilación en el tejido vegetal de las plantas en los alrededores del sitio. La zona de estudio es urbano-industrial, en el norte de la Ciudad de México, y fue expuesta a contaminación de metales pesados por más de cinco décadas, debido a un escurrimiento mal controlado en un proceso, que fue infiltrándose hasta llegar a profundidades de 15 m. Por antecedentes se presume la existencia de metales como Ni, As y Cu, para tal efecto se caracterizó el suelo, se determinaron las concentraciones de los metales pesados en diferentes perfiles del suelo y se evaluaron las concentraciones en la vegetación circundante. En el suelo de estudio se observaron concentraciones de hasta 2010 ppm de Ni, 4580 ppm de As y 29222 ppm de Cu en profundidades entre 3.2 y 5 m. Se encontraron concentraciones de metales pesados en las hojas de los árboles del sitio, confirmando así la asimilación de estos vía raíz, con concentraciones de hasta 60 ppm de Ni en tejido vegetal seco, de 472 ppm de Cu y de 85.4 ppm de As, concentraciones que en todos los casos exceden los valores promedio “normales” para especies vegetales. Palabras clave: especies vegetales, metales pesados, muestreo, suelo.
Introducción Es importante considerar la contaminación del suelo por metales pesados debido a que la infiltración de los contaminantes puede dirigirse hacia el acuífero y contaminar el agua, así como por los posibles daños que pueden ocasionar a la vegetación del lugar y por que la toxicidad de algunos de ellos puede causar efectos nocivos a la salud. Los suelos contaminados se han visto en incremento en las áreas urbanas en comparación con las rurales, incluso en áreas alejadas a fuentes de contaminación puede existir la probabilidad de ingesta diaria de metales pesados en exceso en niños (Ljung et al., 2006). A nivel mundial, México ocupa el tercer lugar en producción de Ag, el quinto en producción de Pb y el noveno en Au. En cuanto al Cu mundialmente ocupa el lugar número once, con una producción de 352.3 mil toneladas en el año 2005, y es uno de los principales productores de As con cerca del 20% de la producción mundial (INEGI, 2005). Estas cifras dejan ver que se tiene una alta producción de metales que, debido a prácticas muy antiguas que implican poca o nula consideración de los efectos ambientales adversos, generaron depósitos contaminantes en agua, suelo e incluso el subsuelo y mantos subterráneos. Normalmente los metales no se presentan solos en la naturaleza, por lo tanto durante el proceso de extracción y hasta el beneficio de los minerales, se generan residuos con altas concentraciones de diversos metales pesados. El Cu no se encuentra normado en México, ya que no es considerado tóxico en suelos, sólo en su forma de polvos y neblinas se tiene el registro de efectos adversos a la salud (ATSDR, 2002), 2
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aun así, existen en otros países reportes de concentraciones de hasta 3700 ppm en suelos contaminados con este metal en industrias metalúrgicas (Kabata-Pendias y Pendias, 1992). El Ni y el As presentan alta toxicidad. El Ni causa irritación en la piel para personas sensibles; por inhalación produce bronquitis crónica y cáncer de pulmón y de los senos nasales. Por ingestión en grandes cantidades o en forma crónica es teratogénico (ATSDR, 2003). Se tienen registros de suelos altamente contaminados por industrias metalúrgicas en intervalos de 206 ppm hasta 26,000 ppm de Ni y desde 38 ppm hasta 2470 ppm de As (Kabata-Pendias y Pendias, 1992). La toxicidad del As es compleja pues depende de la vía de exposición, el As en un agente teratogénico, mutagénico y carcinogénico. Las principales vías de entrada de As al organismo son el tracto gastrointestinal y el respiratorio. Los compuestos arsenicales tienden a acumularse principalmente en hígado, riñón, pulmón y bazo (Albert, 1997). En especies vegetales, el As se considera suficiente o normal a concentraciones de 0.5 ppm, excesivo o tóxico de 5 a 10 ppm; para el Cu se considera deficiente en intervalos de 2.0 a 5.0 ppm, suficiente o normal de 5.0 a 30 ppm, y excesivo de 20 a 100 ppm; y para el Ni de 0.1 a 5.0 ppm normal, y excesivo de 10 a 100 ppm (Kabata-Pendias y Pendias, 1992). A la captación de metales contaminantes por las raíces de las plantas y su acumulación en tallos y hojas se le denomina fitoacumulación o fitoextracción. Los mejores candidatos para la fitoextracción son el Ni, Zn y Cu porque son los preferidos de 400 plantas, que se sabe que absorben cantidades extraordinarias de metales (EPA-b, 1996). El helecho Pteris vitatta, es el primer hiperacumulador natural de As identificado (Xie et al., 2009). Las plantas muestran diferentes respuestas morfo-fisiológicas a la contaminación del suelo por metales, algunas presentan sensibilidad a bajas concentraciones, otras desarrollan tolerancia y un número reducido muestra hiperacumulación, éstas últimas deben presentar características como crecimiento rápido, alta generación de biomasa y adaptabilidad, un sistema extendido de raíces, tolerancia a altas concentraciones de metales en el tejido y un alto factor de traslocación (Vamerali et al., 2010).
Metodología Se llevó a cabo el muestreo y la caracterización del suelo, muestreo de la vegetación, determinación de la concentración de metales pesados en el suelo y en el tejido vegetal y la identificación de las especies vegetales. Muestreo Fue de tipo exploratorio y en dirección vertical. Se excavaron 5 pozos de una profundidad de 5 m, para valorar la migración vertical de los contaminantes, se utilizó una perforadora hidráulica Modelo SCRC 25 de muestreo con tubo shelby de 1.75 pulgadas y auger externo de 6 pulgadas, para muestreo ambiental inalterado (Figura 1). Las muestras se tomaron por triplicado, en estratos de 0 a 1.50, de 1.50 a 3.20 y de 3.20 a 5.00 metros de profundidad y se colocaron en 3
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liners porta muestra de PET silanizado, se sellaron con tapas de polietileno de sello preciso y se les colocó su número de identificación (Figura 2).
Figura 1. Ubicación de los cinco pozos perforados y localización de los árboles muestreados
Figura 2. Detalles del trabajo de campo: perforadora hidráulica y muestras
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Caracterización del suelo Se llevó a cabo mediante la medición de los siguientes parámetros (analizados por triplicado): clase textural, pH, materia orgánica, capacidad de intercambio catiónico, nitrógeno total, fósforo total, potasio, espacio poroso, densidad real y aparente. Se determinaron las concentraciones de Ni, As y Cu para cada estrato (de 0 a 1.5, de 1.5 a 3.2 y de 3.2 a 5 metros). Determinación de metales pesados en las especies vegetales En el sitio se muestrearon 52 árboles y 1 arbusto, cuatro especies constituyen el 80% de la variedad total de individuos, lo que se considera una diversidad biológica baja. El olmo (Ulmus minor), el sauce (Salix bonplandiana H.B.K.) y el fresno (Fraxinus uhdei) se encuentran dentro de los primeros 4, también se encontraron especies de colorín (Erytrina americana Mill), ciprés (Cupressus sempervirens L.) y casuarinas (Casuarina equisetifolia). Se muestrearon los tallos y las hojas de los árboles que se encontraban en el perímetro más cercano al foco de contaminación y, por ende, más contaminado. No se tuvo acceso a las raíces debido a la capa asfáltica (Figura 3). Tanto para el suelo y el tejido vegetal se realizó la digestión ácida de las muestras mediante el método US-EPA 3051 (EPA, 1994), en un horno de microondas marca Mars 5, con una presión de 300 psi y 100 % de potencia. Después se determinaron las concentraciones de metales pesados en un espectrofotómetro de absorción atómica marca Varian modelo Espectra AA-200 mediante los siguientes métodos EPA: el 7520 para el Ni, el 7061 para el As y el 7210 para el Cu (EPA-a, 1996).
Figura 3. Localización de las especies de árboles en la zona de estudio 5
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Resultados Caracterización de suelo Las muestras de suelo presentaron una textura compuesta de 33% arcilla, 13% limo y 55% arena en general, en los diferentes estratos muestreados, lo que lo ubica en la clase textural de suelo franco-arcillo-arenoso. El suelo del sitio efectivamente está constituido por diversos materiales, desde arcillosos-blandos, con regiones areno-arcillosas y areno-limosas, palustres (pantanosas). Presenta 39 ± 3.9 ppm de fósforo, 87 ± 13 ppm de potasio y 180 ± 0.35 ppm de nitrógeno en promedio. Lo que demuestra altos contenidos de fósforo y potasio, que significan un depósito de nutrimentos en el suelo disponible para las plantas. El contenido de nitrógeno es bajo. La capacidad de intercambio catiónico fue de 18.43 ± 0.5 meq Na/100 g suelo. En la Tabla 1 se muestra el espacio poroso, la materia orgánica y la humedad del suelo, para los diferentes estratos y los 5 puntos muestreados. Se observa que el suelo tiene un porcentaje alto de espacio poroso probablemente debido al alto contenido de humedad. El contenido de materia orgánica en el suelo es medianamente rico en los perfiles más altos disminuyendo con la profundidad a niveles bajos.
Tabla 1. Espacio poroso, materia orgánica y humedad en los puntos de muestreo Pozo Profundidad, Determinación m 1 2 3 Espacio poroso, % --71.78 ± 0.71 78.14±1.0 79.67± 0.54 0-1.5 1.03 ± 0.03 2.77± 0.5 2.30 ± 0.4 Materia orgánica, % 1.5-3.2 1.59 ± 0.2 1.59 ± 0.1 1.1 ± 0.08 3.2-5 0.47 ± 0.09 0.45± 0.09 0.7± 0.1 0-1.5 32.0 ± 2.81 42.1 ± 4.1 38.1 ± 0.46 Humedad, % 1.5-3.2 39.6± 1.76 46.7 ± 2.8 53.0 ± 0.78 3.2-5 67.1 ± 0.58 49.1 ± 4.6 51.9 ± 0.7
4 78.87± 0.73 1.46 ± 0.07 0.8± 0.03 0.41 ± 0.03 36.4 ± 1.9 48.2 ± 1.34 72.2 ± 1.56
5 74.08 ± 0.57 1.74 ± 0.2 0.7 ± 0.1 0.38± 0.05 37.8 ± 3.2 48.9 ± 4.5 45.1 ±3.9
En la Tabla 2 se muestran los valores de pH medidos en el suelo a diferentes profundidades. En el pozo 2 se registran los valores más bajos, que van de 3.5 a 4.4, lo que indica un suelo extremadamente ácido y de condiciones desfavorables para las especies vegetales, este punto es el que se encuentra más cercano al foco de contaminación. La mayoría de los pozos presenta un descenso en el pH con respecto a la profundidad, por lo que se supone que la contaminación aumenta con la profundidad. El pozo 3, el más alejado del foco de contaminación, registra valores de pH de neutros a básicos, lo que indica que la contaminación por metales no ha llegado hasta ese punto.
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Tabla 2. pH del suelo a diferentes profundidades Profundidad 0 - 1.5 m 1.5 - 3.2 m 3.2 - 5 m
Pozo 1 8.06 ± 0.69 7.49 ± 1.25 5.52 ± 0.99
Pozo 2 3.98 ± 0.18 4.35 ± 0.25 3.59 ± 0.07
pH Pozo 3 7.19 ± 0.30 7.2 ± 0.10 9.07 ± 0.78
Pozo 4 7.99 ± 0.29 6.56 ± 0.36 3.6 ± 10.07
Pozo 5 7.66 ± 0.58 7.12 ± 0.37 4.92 ± 0.72
Concentración de metales pesados en el suelo y especies vegetales Las concentraciones de Cu, Ni y As encontradas en los cinco puntos de muestreo en las diferentes profundidades a 0-1.5, 1.5-3.2 y 3.2-5 metros, así como en las especies vegetales se presentan en esta sección. La Figura 4 muestra que la concentración de Cu en el foco de contaminación disminuye respecto a la profundidad. Mientras que la concentración de este metal aumenta con la profundidad en los puntos de muestreo 2 y 4 (que son los más cercanos al foco de contaminación); y en el punto 1 la mayor concentración se ubicó en el estrato intermedio; en los puntos 3 y 5 (los más alejados del foco de contaminación) ésta disminuye a mayor profundidad. Los valores de este metal alcanzan los 29222 mg/kg de suelo seco (ppm) a una profundidad de 3.2 m en el estrato intermedio del pozo de muestreo 1.
Figura 4. Comportamiento del Cu en el suelo y especies vegetales 7
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El contenido de Cu encontrado en el tejido nuevo (hojas) de las especies vegetales del área circundante al foco de contaminación fue superior a 100 mg/kg de biomasa en base seca en la mayoría de los individuos localizados en un radio menor a 80 m de distancia del foco de contaminación. Mientras que los árboles más alejados presentaron concentraciones de 66 mg/kg en promedio (Figura 4). Según Kabata-Pendias y Pendias (1992), cantidades de Cu superiores a 20 mg/kg en plantas se consideran excesivas y tóxicas, en todos los casos analizados este valor se sobrepasó. Con respecto al Ni, en la Figura 5 se observa que su distribución es más uniforme en los tres estratos analizados, y no se encontraron diferencias importantes en las concentraciones reportadas para las tres profundidades. Así mismo, se nota un aumento de la concentración con la profundidad en los sitios 2, 4 y 5; mientras que en el sitio 1, la mayor concentración de Ni fue observada en el estrato intermedio, y en el sitio 3 (el más alejado al foco de contaminación) la concentración disminuyó con la profundidad. Se tienen concentraciones que van de 45.3 ppm en el estrato más profundo del pozo de muestreo 3 hasta 2010.7 ppm en la mayor profundidad del pozo 4, sin embargo estas concentraciones no exceden los límites máximos de referencia de la Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSAI-2004 para suelos de uso industrial (DOF, 2007).
Figura 5. Comportamiento del Ni en el suelo y especies vegetales 8
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Las concentraciones de Ni encontradas en tejido nuevo de los árboles muestreados no presentan un patrón definido respecto a la distancia, siendo el intervalo de 20 a 30 mg/kg el más frecuente (Figura 5). Se ha reportado que cantidades de Ni por encima de 10 mg/kg en plantas se consideran concentraciones excesivas y tóxicas (Kabata-Pendias y Pendias, 1992), y aun cuando se detectaron algunos casos en donde este valor no se excedió, en promedio la concentración de Ni en las hojas fue más alta. El As excede los límites máximos de referencia de la norma vigente en cuatro de los pozos de muestreo a diversas profundidades ya que se tienen concentraciones de hasta 4579.9 ppm en el estrato superficial del sitio 2. El sitio 3 no presenta problemas de As (Figura 6). No se encontró As en el 30% de los individuos analizados. Del 70% restante, se encontró un promedio de 34 mg/kg de biomasa seca, que es excesivo y tóxico (As > 5 mg/kg, [Kabata-Pendias y Pendias, 1992]).
Figura 6. Comportamiento del As en el suelo y especies vegetales
Conclusiones Se confirmó la existencia de Cu, As y Ni en el suelo urbano-industrial circundante al foco de contaminación. En general, se observó que la concentración de estos incrementa en los perfiles más profundos (5 m). Se determinó la existencia de concentraciones desde 17 hasta 29222 ppm 9
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de Cu, 45 a 2010 ppm de Ni y 3 a 4580 ppm de As en base seca en perfiles que van de 0 a 1.5 m, 1,5 a 3.2 y 3.2 a 5m. El As excedió los límites establecidos en la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 para suelos industriales sólo en algunos casos. El Ni no sobrepasó los límites permisibles en dicha norma para suelos industriales. El Cu no está reportado en la norma mexicana, sin embargo presentó cantidades excedidas a los valores promedio de suelos no contaminados. Se confirmó que los contaminantes analizados se encontraron en el tejido nuevo de la mayoría de los árboles muestreados. Se registraron concentraciones de Cu que van de 14 a 472 ppm, de 5 a 60 ppm de Ni y de 0 a 85.4 ppm de As. Las concentraciones de metales pesados en el tejido vegetal en todos los casos excedieron las concentraciones "normales" y se encontraron presentes en cantidades fitotóxicas. Se recomienda perforar pozos más profundos para valorar el alcance real de la contaminación en los perfiles del suelo. La contaminación por metales pesados en el sitio es suficiente para empezar a considerar la realización de algún tipo de restauración de acuerdo a la normatividad mexicana.
Referencias bibliográficas Albert, A.L. (1997) Introducción a la Toxicología Ambiental, Centro Panamericano de Ecología Humana y Salud. México. ASTDR (2002) Agency for Toxic Substances and Disease Registry. ToxFAQs. Cobre. Cas # 7440-50-8. Septiembre. ASTDR (2003) Agency for Toxic Substances and Disease Registry. ToxFAQs. Níquel. Cas # 7440-02-0. Septiembre. DOF (2007) Diario Oficial de la Federación, Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, que establece criterios para determinar las concentraciones de remediación de suelos contaminados por arsénico, bario, berilio, cadmio, cromo hexavalente, mercurio, níquel, plata, plomo, selenio, talio y/o vanadio, viernes 2 de marzo. EPA (1994) US-Environmental Protection Agency, Método 3015 SW.846 Update II, Microwave-assisted acid digestion of sediments, sludges, soils, and oils. EPA-a (1996) US-Environmental Protection Agency Cu, As, Ni (Atomic Absorption, Direct Aspiration), Métodos: 7210, 7061, 7520, respectivamente. Septiembre. EPA-b (1996) US-Environmental Protection Agency, Guía del Ciudadano: Medidas fitocorrectivas. Organismo para la Protección del Medio Ambiente (E.U.A). Desechos Sólidos y Respuesta en Situaciones de Emergencia (5102G). EPA 542-F-96-025 Septiembre. INEGI (2005) Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática, Volumen de la Producción de los Principales Productos Minero Metalúrgicos, 1990 a 2005. Kabata-Pendias, A., Pendias, H. (1992) Trace Elements in Soils and Plants, 2nd Edition, CRC Press. Ljung, K., Selinus, O., Otabbong, E., Berglund, M. (2006) Metal and arsenic distribution in soil particle sizes relevant to soil ingestion by children, Applied Geochemistry, 21(9), Sep. Vamerali, T., Bandiera, M., Mosca, G. (2010), Field crops for phytoremediation ofmetal-contaminated land. A review. Environ Chem Lett, 8:1-17 DOI 10.1007/s10311-009-0268-0. Xie, Q.E., Yan, X.L. Liao, X.Y., Li, X. (2009), The Arsenic Hyperaccumulator Fern Pteris vittata L., Environ. Sci. Technol., 43(22), pp 8488-8495. 10
Vol. 5, No. 2, 11 – 27 2 de agosto de 2012
REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. MÉTODO DE OBTER A GERAÇÃO DE RESÍDUOS DE SERVIÇOS DE SAÚDE PARA MONITORAR A EXECUÇÃO DO PLANO DE GERENCIAMENTO DE RESÍDUOS EM UM HOSPITAL
Amanda Borges Ribeiro 1 * Reinaldo Pisani Júnior 2
METHOD TO OBTAIN THE HEALTHCARE WASTE GENERATION IN ORDER TO MONITOR THE FULFILLMENT OF WASTE MANAGEMENT PLAN IN A HOSPITAL Recibido el 9 de septiembre de 2011; Aceptado el 14 de mayo de 2012
Abstract In Brazil, health care establishments are required to follow a Healthcare Wastes Management Plan. In order to evaluate the implementation of HWMP, it is proposed to survey and comparison of standardized indicators to healthcare waste generation from groups A, B, C and E for internal (hospitalization) and external (appointment) attendances, before and after plan implementation. Waste segregation is a fundamental step for waste management, in this sense, the amount of wastes was divided into groups according as they were discarded in the establishment and later reclassified as they should ideally be segregated. The ratio between indicators of waste generation of the same group with and without reclassification could serve to assess the quality of the separation -1 -1 performed in the hospital. The healthcare waste generation indicators parameterized, in kg.occupied bed .d and -1 kg.attendance for the internal and external attendances, made it possible to quantify the waste reduction in periods in which the numbers of attendances were different. The Mercy Hospital of Altinópolis (Brazil) served as a case study for applying the method before and after HWMP implementation. The comparison between healthcare waste generation indicators showed the waste reduction related to attendances (8% in internal and 28% in external) and the improvement in recyclables separation, which initially accounted 3% of D Group and became 21% after the HWMP. Key Words: Characterization, Hospital, Management plan, Healthcare waste. 1
Universidade de Ribeirão Preto (UNAERP)
*Autor Corresponsal: Av. Costabile Romano, 2201. Ribeirânia, Ribeirão Preto, São Paulo. CEP 14096-900. Brasil Email: pisanijr@terra.com.br
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Vol. 5, No. 2, 11 – 27 2 de agosto de 2012
Resumo No Brasil, estabelecimentos de assistência à saúde são obrigados a seguir um Plano de Gerenciamento de Resíduos de Serviços de Saúde. Com o intuito de avaliar a execução do PGRSS, propõe-se o levantamento e a comparação dos indicadores normalizados de geração de RSS dos grupos A, B, D e E para os atendimentos internos (internações) e externos (consultas) antes e após a implementação do plano. A segregação dos resíduos é etapa fundamental para o gerenciamento de resíduos, nesse sentido o montante de resíduos foi subdividido em grupos de acordo como foram descartados no estabelecimento e posteriormente, reclassificados de como deveriam ser segregados de forma ideal. A relação entre os indicadores de geração de RSS de um mesmo grupo com e sem reclassificação pôde servir para avaliar a qualidade da segregação realizada no hospital. A parametrização dos indicadores de produção de RSS em kg.leito ocupado-1.d-1 e kg.atendimento-1 para os atendimentos internos e externos tornou possível quantificar a redução dos resíduos em períodos nos quais os números de atendidos foram distintos. O Hospital de Misericórdia de Altinópolis (Brasil) serviu de estudo de caso para a aplicação do método antes a após a implementação do PGRSS. A comparação dos indicadores de geração de RSS evidenciou a redução dos resíduos relacionados aos atendimentos (8 % no interno e 28 % no externo), e a valorização da separação de recicláveis, que inicialmente representavam 3 % do total de RSS do Grupo D e passaram a ser 21 % com a execução do PGRSS. Palavras-chave: Caracterização, Hospital, Plano de gerenciamento, Resíduos de serviços de saúde.
Introdução A busca pelo gerenciamento adequado de resíduos de serviços de saúde (RSS) é uma obrigação desde 2005, em razão da vigência da Resolução ANVISA RDC 306/2004 e Resolução CONAMA 358/2005. Apesar disso, ações de gerenciamento de RSS têm sido gradualmente implementadas, pois as equipes de trabalho têm enfrentado dificuldades na elaboração de um Plano de Gerenciamento de Resíduos de Serviços de Saúde (PGRSS) específico de cada tipo de estabelecimento de atendimento à saúde e que atenda todos aspectos da RE ANVISA RDC 306/2004. O PGRSS é um documento que deve contemplar o manejo dos resíduos intra e extraestabelecimento, com ações de proteção à saúde pública e ao meio ambiente. O PGRSS deve ser compatível com as normas locais relativas à coleta, transporte e disposição final dos resíduos. O responsável técnico pelos serviços de atendimento individualizado pode ser o responsável pela elaboração e implantação do PGRSS (Brasil, 2006). Segundo Leite (2006), é fundamental na implantação do PGRSS a aceitação da proposta pelos profissionais do estabelecimento com a colaboração para um ambiente saudável e seguro. Deve haver durante a elaboração do PGRSS uma atenção especial aos riscos oferecidos pelo manejo dos resíduos. As situações de emergência em acidentes também devem ser previstas e inseridas no plano (Coelho, 2007). Nesse sentido, Garcia (1999) enfatizou a segregação dos resíduos e estabeleceu padrões de comportamento no controle de infecção hospitalar para fomentar a segurança ocupacional. A capacitação dos trabalhadores é essencial para a execução do PGRSS, 12
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uma vez que nessa etapa os agentes nocivos à saúde e suas formas de exposição podem ser identificados e medidas preventivas relativas ao ambiente de trabalho podem ser adotadas. A Organização Mundial da Saúde (2004) recomendou para a elaboração do PGRSS que, além dos aspectos de geração, minimização e segregação, o plano também estabeleça práticas seguras de manuseio, armazenamento, transporte, tratamento, disposição final dos RSS, assim como, o monitoramento e avaliação periódica dos resultados obtidos com o gerenciamento dos resíduos. Os RSS são classificados em cinco grupos diferenciados pela periculosidade oferecida e na exigência de formas específicas de manejo. Grupo A, formado por resíduos com possível presença de agentes biológicos e com risco de infecção. Grupo B, composto por resíduos químicos com características de corrosividade, reatividade, inflamabilidade, toxicidade, citogenicidade e explosividade. Grupo C, compreendido por rejeitos radioativos ou contaminados com radionuclídeos. Grupo D, constituído por resíduos comuns com características similares aos resíduos sólidos domiciliares. E Grupo E, que são os materiais perfurocortantes ou escarificantes (Resolução ANVISA RDC 306/2004 e Resolução CONAMA 358/2005). A geração dos RSS é dependente do tipo, tamanho, quantidade de serviços oferecidos pelo estabelecimento de saúde e do número de pacientes atendidos. Por isso, a melhor forma de caracterização deve ser feita por estabelecimento. Adotando-se uma relação entre a quantidade média dos RSS, gerada por dia no estabelecimento, com o número de leitos ocupados, resultando em um indicador numérico que pode servir como um parâmetro comparativo (Sisinno & Moreira, 2005). A minimização na geração e a segregação dos resíduos normalmente implicam em redução de custos de tratamento e destinação final. A avaliação econômica do gerenciamento de RSS é influenciada pela composição e classificação dos resíduos, os resíduos do grupo D recicláveis, desde que corretamente segregados e acondicionados, podem representar entrada de recursos ou isenção de custos no caso de doação, além disso, a escolha por uma das técnicas de tratamento é norteada pelas características físicas, químicas e de presença de patógenos (Lee et al., 2004). Nesse sentido, estudos realizados por Cheng et al. (2009) em Taiwan, verificaram que centros médicos eram responsáveis por mais da metade de resíduos infecciosos encaminhados a tratamento, quando comparados com clínicas, hospitais locais e regionais, em razão provavelmente da má segregação praticada. Segundo Tudor (2007), o levantamento de indicadores de geração de RSS considerou que a geração é baseada em dois fatores principais, o tipo de unidade de atendimento ao público (paciente ou não) e os níveis de sua atividade.
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Soares et al. (1997) propuseram a existência de uma relação entre a geração de resíduos e a capacidade de atendimento do estabelecimento. Como era de se esperar, notaram a existência de relação entre a produção de resíduos com o número de leitos ocupados. Foi observado que hospitais que possuíam de 150 até 350 leitos geraram de 0,7 kg.leito ocupado-1.d-1 a 2,5 kg.leito ocupado-1.d-1. Fonseca et al. (2005) determinaram taxas de geração de RSS em 12 hospitais com pesagens diárias durante 7 dias e obtiveram 0,45 a 6,00 kg.leito ocupado-1.d-1. Pereira e Gomes (2007), através da média mensal de resíduos coletados em 14 hospitais de Belém - PA e da taxa de ocupação em cada hospital, obtiveram taxas de geração de 0,15 a 6,11 kg.leito ocupado-1.d-1. Nagashima et al. (2007), após análise da taxa de geração de RSS no Hospital Universitário de Maringá, com ocupação média de 81 leitos, obtiveram a distribuição percentual do RSS e a geração diária nos grupos A, B, D e E, sendo os resíduos do Grupo A responsáveis por 49% da produção total de RSS do local. Também em Santos (2009), em estudo realizado em um pronto socorro e hospital, com atendimento médio de 450 pacientes, obtiveram a produção de 0,9 kg.paciente-1.d-1 de RSS no Grupo A, 0,6 kg.paciente-1.d-1 no Grupo D e 0,08 kg.paciente-1.d-1 no Grupo E. Diaz et al. (2008) analisaram a geração de RSS em diferentes países e observaram que nos países industrializados o gerenciamento dos resíduos era ainda mais problemático pela grande quantidade de resíduos gerados. Foram mencionados indicadores de geração de RSS em seis hospitais do Peru, sendo que a geração média foi de 0,8 kg.leito ocupado-1.d-1. Notou-se pela literatura referenciada, que os indicadores de geração de RSS disponíveis são pré e pós-vigência da RE ANVISA RDC 306/2004 e não mencionaram a existência de PGRSS nos estabelecimentos estudados. Além disso, os resultados foram parametrizados em kg.leito ocupado-1.d-1, que normalmente também incorporaram os resíduos produzidos nos atendimentos externos, ou em kg.paciente-1.d-1, que não possibilitaram diferenciar a geração de RSS associada aos pacientes acamados (leitos ocupados) e às consultas e procedimentos (atendimentos externos). Portanto, a obtenção de indicadores diferenciados para quantificar a geração de RSS por grupo nos atendimentos internos e externos pode permitir identificar pontos críticos de manejo intraestrabelecimento. Com a preocupação pela proteção à saúde humana e ao meio ambiente, foi elaborado e implantado um PGRSS no Hospital de Misericórdia de Altinópolis (HMA), interior do Estado de São Paulo e maior gerador de RSS do município, visto que o hospital não possuía um plano que atendesse às diretrizes estabelecidas na RE ANVISA RDC 306/2004, RE CONAMA nº 358/2005, Portaria CVS n° 21/2008 e Resolução SMA n° 33/2005, ou tampouco havia sido incorporado às atividades de rotina do hospital. A fim de verificar os benefícios decorrentes da implementação do PGRSS, indicadores de geração de RSS diferenciados para quantificá-los por grupo nos atendimentos internos e externos foram obtidos antes e após os funcionários terem assimilado os novos procedimentos 14
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contidos no PGRSS. Pretendeu-se também verificar as formas de segregação, acondicionamento e armazenamento por tipo de atendimento no hospital.
Materiais e Métodos O Hospital de Misericórdia de Altinópolis (SP) é um hospital de pequeno porte, com 30 leitos e 70 internações ao mês, conta com 47 médicos em 13 especialidades (clínica geral, cirurgia, pediatria, ginecologia, obstetrícia, anestesia, ultrassonografia, ortopedia, cardiologia, pneumologia, oftalmologia, neurologia e psiquiatria) e 83 funcionários com funcionamento de 24 horas. Inicialmente, foi avaliado o manejo dos RSS no hospital previamente a implementação do PGRSS. Os resíduos foram caracterizados qualitativamente com base nos grupos (A, B, C, D e E) estabelecidos na Resolução ANVISA RDC nº 306/2004, as formas de segregação, acondicionamento e armazenamento foram identificadas, para que em seguida, fosse quantificada a geração de resíduos no HMA. O procedimento de quantificação consistiu em identificar todos os recipientes de acondicionamento dos resíduos nos locais de origem, com etiquetas que constavam o ponto de geração e a data de coleta do resíduo. A etiqueta de consubstanciação da amostra permitia que quando os RSS chegassem ao abrigo de resíduos fosse possível o conhecimento de sua origem e da data de sua geração. Essa identificação era feita nos períodos da manhã, tarde e noite, após a coleta interna dos RSS feita pelos profissionais da limpeza. A cada coleta novos sacos e recipientes eram colocados nos locais de origem dos resíduos sendo novamente etiquetados. Após a coleta interna e encaminhamento dos resíduos para o abrigo externo, constatou-se que o hospital não produzia RSS do Grupo C, então, os resíduos dos grupos A, B, D e E foram pesados diariamente por duas semanas não consecutivas (18/05/2009 a 24/05/2009 e 08/06/2009 a 14/06/2009). Também foi feita a qualificação dos resíduos encontrados, ou seja, os sacos e recipientes foram abertos para a caracterização e segregação em grupos. O trabalho era feito com o equipamento de proteção individual (EPI) necessário. À medida que se procedia a segregação, os resíduos eram quantificados separadamente de acordo com a classificação dos grupos. Os materiais utilizados no levantamento dos dados foram: sacos plásticos brancos leitosos para armazenamento de RSS; sacos plásticos pretos para armazenamento de resíduos comuns não recicláveis; sacos plásticos azuis para armazenamento de resíduos comuns recicláveis; lixeiras com tampas acionadas por pedal, devidamente identificadas, para armazenamento dos sacos plásticos; recipientes rígidos, resistentes e estanques com tampa rosqueada e vedante para armazenamento dos resíduos líquidos; recipientes rígidos, estanques, resistentes à punctura, ruptura e vazamento, impermeáveis, contendo a simbologia adequada para o armazenamento 15
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dos resíduos perfurocortantes e escarificantes; carros de coleta constituídos de material rígido, lavável, impermeável, providos de tampa articulada ao próprio corpo do equipamento, cantos e bordas arredondados, rodas revestidas de material que reduzia o ruído. A pesagem dos resíduos foi feita no abrigo externo com uma balança da Marca C & F, Modelo P30 com capacidades máxima e mínima de 30 kg e 250 g respectivamente, e menor divisão de 10 g. Nesse local o acondicionamento era feito em contêineres plásticos. Os EPI utilizados foram luvas, máscaras e toucas descartáveis, jalecos, calçados fechados e óculos de proteção. No período equivalente à coleta e pesagem dos RSS, foi feito o levantamento de quantos pacientes estiveram em consulta e internados, tanto os que passaram pelo Sistema Único de Saúde (SUS) quanto os que estiveram por convênios ou particulares, para a construção dos indicadores de geração de resíduos antecedente à elaboração do PGRSS. Em seguida, foi classificado como resíduo gerado no atendimento interno aquele relacionado ao paciente internado, que foram os resíduos produzidos no posto de enfermagem dos leitos, no centro cirúrgico, nas salas de urgência, na central de material esterilizado, na sala de parto e no posto de enfermagem da maternidade. Já os resíduos originados no posto de enfermagem do ambulatório, posto de enfermagem dos conveniados ou particulares, sala de gesso, sala de curativos, laboratórios de análises clínicas, consultório de ginecologia e sala de ultrassonografia foram ligados ao atendimento externo, ou seja, nas consultas e procedimentos do hospital aos pacientes. Essa divisão em atendimento interno e atendimento externo foi feita para que se obtivessem indicadores de geração de resíduos por atendimento e por leito ocupado ao dia. Posteriormente, o PGRSS do HMA foi elaborado, baseado na situação em que se encontrava o gerenciamento no local, medidas corretivas foram propostas para a minimização da geração de RSS fosse potencializada. Para dar início à implantação do plano, foi feita a capacitação dos profissionais, buscando a conscientização quanto ao manejo dos RSS, a interação entre os funcionários gerou sugestões para melhoria da segurança no trabalho e aprimoramento das atividades realizadas. Os profissionais foram divididos em grupos, de acordo com a função e atividade exercida no HMA. Os cursos foram realizados nos períodos da manhã e tarde, durante duas semanas, para permitir a participação de todos. O trabalho envolveu a aquisição e reorganização das lixeiras nos setores do HMA. As licenças ambientais e demais documentos pertinentes das empresas prestadoras de serviços relacionados aos resíduos foram providenciados para anexar ao PGRSS. 16
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Após a revisão e aplicação do plano, o que durou por volta de um mês e quinze dias, foi feito um novo levantamento de indicadores da geração de resíduos, foi realizada uma nova quantificação e caracterização dos RSS nos grupos A, B e E, e depois do Grupo D não-reciclável e reciclável. Os resíduos foram pesados por duas semanas não consecutivas (19/04/2010 a 25/04/2010 e 03/05/2010 a 09/05/2010). Além da intenção de adquirir indicadores pós-implantação do plano, para se avaliar o manejo dos RSS e comparação com os indicadores antecedentes à elaboração e vigência do plano. A Figura 1 contém o fluxograma da metodologia executada no estudo.
Caracterização do HMA Espaço físico
Tipos de atendimentos
Especialidades médicas
Serviços realizados
Disposições das lixeiras de RSS no hospital
Levantamento inicial de indicadores de geração de RSS Etiquetagem
Identificação e caracterização
Segregação e quantificação
Levantamento de número de pacientes
Classificação dos atendimentos interno e externo
Elaboração do PGRSS Caracterização do local
Classificação dos RSS
Coleta, tratam. e dispos. final
Disposição das lixeiras no hospital
Gestão extraestabelec.
Seg. ocupac.
Riscos pelos RSS
Dados de indicadores de geração
Implementação do PGRSS Capacitação dos profissionais do HMA
Ação da Vigilância Sanitária
Serviço de desinsetização
Aquisição das licenças ambientais
Levantamento final de indicadores de geração de RSS Etiquetagem
Identificação e caracterização
Segregação e quantificação
Levantamento de No de pacientes
Indicadores finais comparados com os indicadores iniciais
Avaliação dos resultados Levantamento dos indicadores de geração antes e depois da implementação do PGRSS em cada unidade de atendimento
Divulgação e discussão do PGRSS
Indicadores de minimização dos resíduos após a implementação do plano nos atendimentos interno e externo
Figura 1. Fluxograma da metodologia utilizada para avaliar a implementação do PGRSS.
Resultados e Discussões O montante de resíduos de serviços de saúde dos grupos A, B e E gerados no HMA durante avaliação inicial foi de 52,86 kg, referente ao atendimento externo (consultas e procedimentos) de 2003 pacientes, e de 65,95 kg de RSS produzidos no atendimento interno em 36 leitos ocupados no período. Após as análises feitas no abrigo de resíduos durante as duas semanas, ou seja, a quantificação e caracterização dos RSS, e o levantamento de quantos pacientes estiveram no hospital naquele período, tanto em consultas, como internados diariamente, foi feita uma divisão da massa de resíduos pelo número de atendimento discreto em interno e externo, o que permitiu estabelecer indicadores de geração de RSS para o HMA e servir de referência inicial. 17
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Após a implementação do PGRSS, a massa de RSS dos grupos A, B e E produzida no atendimento interno de 2665 pacientes foi de 56,03 kg, enquanto que para o atendimento interno, referente a 46 internações no período, foi de 69,08 kg. Foi também avaliada a geração de resíduos nos diversos setores do hospital. A Figura 2 traz o perfil de geração de resíduos no hospital quanto à divisão em grupos antes e depois da aplicação do PGRSS.
Figura 2. Distribuição percentual dos RSS em relação ao total antes e depois da implementação do PGRSS, subdivididos em atendimento interno e externo e por grupo de resíduos.
Nota-se pela Figura 2 que a contribuição dos resíduos gerados nos atendimentos interno e externo não foi alterada com a execução do PGRSS, praticamente 45 % da massa de resíduos dos grupos A, B e E em conjunto foi produzida nas consultas e procedimentos (atendimento externo), enquanto que 55% do total de resíduos A, B e E foi gerado nas internações de pacientes (atendimento interno). Por outro lado, foi possível verificar que 20,5% da massa dos resíduos gerados no hospital correspondeu aos grupos A, B e E e 79,5% da massa, aos do Grupo D, tanto antes quanto depois do PGRSS vigorar. No entanto, a divisão dos resíduos do Grupo D em recicláveis e não recicláveis foi sensivelmente alterada. A fração dos resíduos acondicionados seletivamente como recicláveis passou de 2,3% antes do PGRSS para 16,7% da massa total de resíduos gerados no hospital depois do PGRSS. Consequentemente, a fração da massa dos resíduos descartados como não recicláveis foi reduzida de 77,2% para 62,8% frente a total. Previamente a execução do PGRSS, pôde-se constatar que havia um inadequado gerenciamento de RSS no HMA, pois foi notada a presença, por exemplo, de resíduos recicláveis acondicionados 18
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juntamente com os resíduos infectantes, resíduos químicos em conjunto com resíduos infectantes, presença de agulhas reencapadas nos recipientes de acondicionamento de resíduos perfurocortantes, lixeiras dispostas de forma inadequada nas unidades geradoras, assim como a falta de lixeiras em muitos pontos, armazenamento inadequado dos resíduos recicláveis, falta de capacitação dos funcionários, ausência de documentação das empresas prestadoras de serviços envolvidas no gerenciamento de RSS. Foram observados procedimentos inadequados na execução das atividades de rotina do HMA: o carro de coleta interno de RSS não estava sendo usado, o abrigo externo não era trancado com chaves e não possuía placas de identificação dividindo o ambiente de armazenagem de resíduo comum do ambiente de armazenagem de resíduos dos grupos A, B e E; muitas vezes os recipientes para acondicionamento de resíduos perfurocortantes e escarificantes eram armazenados diretamente no piso do abrigo de resíduos, os resíduos químicos originados das atividades de raio-X eram entregues para reutilização a uma empresa que não apresentou nenhum tipo de identificação, certificado ou licença ambiental; não havia documentação que comprovasse atividade de dedetização, desinsetização ou desratização do local. Apesar do nível de atividade ter aumentado no hospital no período pré e pós-implementação do PGRSS, pois o número total de internações no período de levantamento de dados passou de 36 para 46, ao mesmo tempo em que o número de atendimentos cresceu de 2003 para 2665 respectivamente, a distribuição percentual dos RSS dos grupos A, B e E gerados em conjunto em cada setor em relação ao total de resíduos dos grupos A, B e E no hospital não foi muito alterada (Figura 3). Os locais que eram responsáveis pela maior fração dos RSS dos grupos A, B e E, como o posto de enfermagem dos leitos, o posto de enfermagem do ambulatório e a sala de curativos, foram mantidos com a execução do PGRSS. Portanto, esses são os setores que devem ser foco permanente avaliação das condutas de segregação e acondicionamento adequado dos resíduos. Percebe-se também pela Figura 3 que alguns setores reduziram acentuadamente a sua contribuição em relação ao total de resíduos dos grupos A, B e E no hospital. Por exemplo, o centro cirúrgico era responsável por 5,4% da massa de RSS (A, B e E) e passou a contribuir com 1,2%, a central de esterilização de materiais produzia 9,2% do total e reduziu para 3,1% e o mesmo comportamento pode ser observado para o posto de enfermagem da maternidade e a sala de gesso. Por outro lado, alguns setores aumentaram a sua contribuição relativa, como os postos de enfermagem dos leitos e dos ambulatórios, a sala de parto normal, o consultório de ginecologia e a sala de urgência. A redução ou aumento na participação dos setores do hospital em relação ao total dos RSS (A, B e E) são indicativos do grau de mobilização dos envolvidos em participar das etapas de manejo dos resíduos no hospital, não necessariamente representam condutas mais ou menos adequadas, pois setores que anteriormente não procediam a segregação e acondicionamento corretos podem ter passado a fazê-los de forma a resultar em maior parcela na geração total, o reverso também pode ser verdadeiro. No entanto, a 19
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Proporção de RSS (A, B e E) em relação ao total (% p/p)
contribuição relativa de cada setor permite identificar quais são os setores que devem ser priorizados no PGRSS.
Antes do PGRSS
Depois do PGRSS
35 29,1
30 23,9
25 20,1
20 15,015,5
15,2
15 10
13,3
7,2 5,4
5
11,9
9,2 5,3
4,0
3,1 1,2
1,8
1,3 1,0
1,3
3,8
3,7
3,4
3,0
0,5 0,4
0,3
0
Unidade Geradora
Figura 3. Perfil da geração de RSS (A, B e E em conjunto) nos pontos de atendimento do hospital.
A partir dos procedimentos descritos na metodologia de quantificação da geração de resíduos, foi possível obter os indicadores de produção de RSS no HMA, que serviram como diagnóstico da qualidade do gerenciamento praticado no hospital antes e após a implantação do PGRSS (Tabelas 1 e 2). Os resultados foram obtidos em kg.atendimento-1, para os atendimentos externos, ou kg.leito ocupado-1.d-1, em se tratando de atendimentos internos. Vale salientar que, como os resíduos dos grupos A, B e E eram caracterizados no abrigo de resíduos e também quantificados em seus respectivos grupos, mesmo esses estando acondicionados de forma incorreta. Com isso, foram calculados indicadores do valor bruto de geração de RSS, ou seja, aquele que representava a segregação e acondicionamento praticados no hospital, e indicadores do valor de geração de RSS após a abertura dos recipientes e reclassificação com base no que deveria ser feito de acordo com a RE ANVISA RDC 306/2004. Notou-se também que a soma das massas dos resíduos dos grupos A, B e E não era igual ao total, devido à presença de resíduos líquidos de origem e composição desconhecida, uma vez que poderiam ser constituídos de medicamentos e 20
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saneantes do Grupo B ou de líquidos corpóreos do Grupo A. Sendo assim, foram quantificados a parte como Líquidos Percolados.
Tabela 1. Indicadores de geração de RSS no atendimento interno do hospital TOTAL GRUPO A GRUPO B GRUPO E (A, B e E) ATENDIMENTO INTERNO - INTERNAÇÕES (kg.leito ocupado-1.d-1) antes do PGRSS sem 1,382 1,142 0,000 0,193 reclassificação antes do PGRSS com 1,382 0,876 0,044 0,292 reclassificação depois do PGRSS sem 1,265 1,000 0,066 0,147 reclassificação depois do PGRSS com 1,265 0,971 0,066 0,158 reclassificação ATENDIMENTO EXTERNO - CONSULTAS (kg.atendimento-1) antes do PGRSS sem 0,036 0,025 0,0000 0,0080 reclassificação antes do PGRSS com 0,036 0,022 0,0005 0,0130 reclassificação depois do PGRSS sem 0,026 0,020 0,0030 0,0030 reclassificação depois do PGRSS com 0,026 0,017 0,0005 0,0005 reclassificação
LÍQUIDOS PERCOLADOS*
0,047 0,170 0,052 0,070
0,003 0,000 0,000 0,008
*Líquidos percolados presentes nos recipientes de origem e composição desconhecida
Constata-se pela Tabela 1 que houve variações nos indicadores de geração de resíduos dos grupos A, B e E bruto e reclassificado, tanto nos atendimentos internos quanto nos externos. Essas diferenças comprovaram a segregação dos resíduos no HMA estava aquém do ideal. As gerações de resíduo bruto do Grupo B nos atendimentos interno e externo foram nulas antes da aplicação do PGRSS e deveriam ser de 0,044 kg.leito ocupado-1.d-1 para o atendimento interno e de 0,0005 kg.atendimento-1 para o atendimento externo. Os resíduos do grupo B não estavam sendo segregado e eram erroneamente acondicionados em conjunto com os resíduos do Grupo A. Os valores de geração média de RSS obtidos nas duas semanas de quantificação de resíduos foram praticamente uniformes, sem sinais de variações semanais no período analisado para os atendimentos interno e externo. Isso indica que o método de pesagem utilizado foi adequado. A proporção de produção de resíduos nos grupos A e B e a produção total se mantiveram constantes e de acordo com o esperado. Apenas no Grupo E houve uma variação relevante da 21
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primeira para a segunda semana, porque os recipientes de armazenamento para resíduos perfurocortantes e escarificantes não eram descartados diariamente por não atingirem o volume máximo de preenchimento de resíduos estabelecido. A Tabela 2 contém indicadores de produção dos resíduos do Grupo D. Esses resíduos também foram pesados durante duas semanas, sendo que os resíduos recicláveis foram quantificados separadamente. Não foram calculados indicadores análogos aos existentes na Tabela 1, pois a sua produção não estava associada apenas à presença dos pacientes, mas também a todos os funcionários e visitantes do hospital. Na primeira semana de quantificação anterior a aplicação do PGRSS, os resíduos recicláveis representaram apenas 3,3% do total de resíduos do Grupo D gerados, sendo que na segunda semana de avaliação essa proporção foi de 3,5%, indicando que o valor médio de 6,57 kg.semana-1 era representativo da produção média no período de avaliação inicial, comportamento que se repetiu na obtenção da geração média depois da aplicação do PGRSS. Nota-se também pelos valores da Tabela 2 que a produção de resíduos do Grupo D recicláveis, média de 6,57 kg.semana-1, era bastante inferior em relação aos de resíduos do Grupo D não recicláveis, produção por volta de 223,76 kg.semana-1, que indicaram a má segregação dos resíduos desse grupo.
Tabela 2. Geração de RSS do Grupo D antes e após a implantação do PGRSS Grupo D Grupo D - não Total recicláveis recicláveis -1 (kg.semana ) antes do PGRSS 6,57 223,76 230,33 depois do PGRSS 50,83 191,82 242,65
Recicláveis frente ao total (% p/p) 3 21
A comparação do indicador de geração total de RSS no atendimento interno antes da aplicação do PGRSS no HMA (1,382 kg.leito ocupado-1.d-1) com a média aritmética dos valores presentes na literatura (0,79 kg.leito ocupado-1.d-1) indicou que a produção de resíduos no hospital estava 75% acima da média e seria necessária a redução 43% na geração de RSS nas internações para se atingir à média. No PGRSS do HMA foram contemplados: dados gerais do estabelecimento, as responsabilidades dentro dos serviços realizados, dados pessoais dos responsáveis, a caracterização do estabelecimento. Em seguida, foi realizado um estudo de caso e propostas medidas de correções quanto ao gerenciamento dos RSS, abordando a geração, segregação, acondicionamento, coleta, armazenamento, transporte, tratamento e destinação final e efluentes gerados no HMA. Quanto às disposições das lixeiras nas salas de atendimento e em outras unidades foram determinados alguns pontos principais, analisando onde se tinha atendimento com geração de resíduos infectantes, químicos, perfurocortantes e escarificantes. 22
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As lixeiras foram dispostas de acordo com as tarefas exercidas em cada ponto de geração e localizadas de forma a facilitar a segregação. Outras medidas de correção propostas foram quanto à coleta, tratamento e disposição final dos resíduos e gerenciamento extraestabelecimento. O trabalho focou temas como segurança ocupacional e o uso de EPI para controle de riscos. A capacitação profissional foi descrita de forma a valorizar sua importância. Definiram-se os riscos oferecidos pelos resíduos, sendo então realizada uma avaliação preliminar dos riscos em que os profissionais estavam expostos em cada unidade do hospital. Após a elaboração do PGRSS, fez-se a capacitação dos funcionários envolvidos na assistência à saúde no HMA na forma de palestras, com o objetivo de divulgar o conteúdo do plano a ser implementado, permitir o seu aprimoramento, sobretudo na revisão das rotinas prédeterminadas, e informar sobre as más práticas identificadas na avaliação prévia. Além disso, durante as palestras também se buscou cooperação dos funcionários para o aperfeiçoamento do manejo dos resíduos no hospital. A primeira palestra foi proferida aos funcionários dos setores de limpeza, cozinha e lavanderia, já a segunda, aos funcionários envolvidos com os setores de enfermagem e de laboratório. O conteúdo foi detalhado e relacionado com a rotina diária de cada equipe. Foram abordados aspectos de classificação, de segregação, de acondicionamento, coleta interna e armazenamentos de RSS de forma detalhada. As condutas avaliadas como inadequadas no início do trabalho foram corrigidas, como por exemplo, o descarte correto de bolsas de infusão, de equipos de soro, agulhas e seringas, o armazenamento externo apropriado dos resíduos, além dos percursos e horários a serem seguidos para coleta interna. A coleta externa, o tratamento e a disposição final dos RSS também foram temas enfocados nas palestras. Enfatizou-se a necessidade de se alocar corretamente as lixeiras e recipientes de RSS nos diversos setores do hospital. Os principais tópicos contidos em um PGRSS foram descritos, como a segurança ocupacional, os indicadores de produção de RSS no HMA, a geração média de resíduos nos atendimentos interno e externo, a segregação de resíduos do Grupo D, as metas estipuladas para a minimização dos RSS e as responsabilidades envolvidas na aplicação do PGRSS. Terminada a capacitação, deu início à aplicação do PGRSS. Nessa etapa, notou-se a participação e o interesse dos funcionários do HMA no gerenciamento correto dos resíduos, que promoveram discussões que visaram ao aprimoramento das rotinas de trabalho. Passado esse período, foi dado início ao período de avaliação da implementação do PGRSS. O primeiro cumprimento dos itens relacionados no PGRSS foi a desinsetização do local.
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Os resíduos químicos gerados nos serviços de radiologia do HMA eram entregues a uma empresa que não tinha a documentação de identificação, certificado ou licença ambiental. Com a implementação do plano, o responsável legal pela empresa recuperadora de metais pesados foi notificado e apresentou a documentação necessária para o HMA. Algumas das recomendações estabelecidas no PGRSS não foram cumpridas. Os horários de coleta interna não estavam sendo cumpridos, os carros de coleta e desconectores de agulha não foram adquiridos. Os ralos do abrigo de resíduos não foram trocados por ralos com tampas, não foram colocadas as placas de identificação das salas e o uso de chaves não estava sendo feito. Porém, após reforma, houve uma melhoria no acesso ao abrigo e na armazenagem dos resíduos recicláveis. Os resíduos do Grupo B passaram a ser segregados e acondicionados corretamente, sobretudo nos setores vinculados ao atendimento interno no hospital, pois após a aplicação do PGRSS os indicadores de geração para os resíduos bruto e reclassificado foram coincidentes (0,066 kg.leito ocupado-1.d-1 na Tabela 1). Porém, a segregação desses nos atendimentos externos ainda deveria der aperfeiçoada, pois o indicador de geração desses resíduos sem reclassificação foi de 0,030 kg.atendimento-1 e deveria ser de 0,005 kg.atendimento-1 (Tabela 1). Os resíduos do Grupo D recicláveis representavam apenas 3% do total deste grupo antes da aplicação do PGRSS e passaram a compor 21% do total após a implementação do plano (Tabela 2). Esse aumento se deu principalmente em razão da adesão dos envolvidos nas áreas administrativas do HMA em segregar os recicláveis dos não-recicláveis. No entanto, esse envolvimento também foi percebido em outros setores do hospital. A relação entre os indicadores de geração de RSS de um mesmo grupo com e sem reclassificação pode servir para avaliar a qualidade da segregação realizada no HMA, isto é quanto mais próximo o quociente for de 1 kg de RSS com reclassificação por kg sem reclassificação, melhor será a qualidade da segregação praticada. Com base nos resultados da Tabela 1, a relação entre os indicadores do Grupo A para o atendimento interno era de 0,77 kg com reclassificação por kg sem reclassificação antes da aplicação do PGRSS e passou a ser de 0,97 kg.kg-1 após a implementação do plano, ou seja, houve uma melhora significativa na segregação do RSS desse grupo. Já para os resíduos do Grupo B produzidos nas internações, as relações eram respectivamente de ∞ kg com reclassificação por kg sem reclassificação antes do PGRSS e de 1,00 kg.kg-1 depois do plano, valores que também indicaram uma marcante melhoria na segregação dos RSS gerados no atendimento interno com a vigência do plano. No que diz respeito aos resíduos do Grupo E produzidos no atendimento interno, o quociente entre os indicadores com e sem reclassificação foram de 1,51 kg com reclassificação por kg sem reclassificação antes da aplicação do PGRSS e passou de 1,07 kg.kg-1 depois da implementação do plano. Ou seja, houve melhora significativa na segregação dos três tipos de RSS (A, B e E) produzidos no atendimento interno com a execução do PGRSS no HMA. 24
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A mesma análise aplicada à geração de RSS produzidos no atendimento interno (Tabela 1) fornece resultados menos favoráveis, pois a relação entre os indicadores de geração de RSS de um mesmo grupo com e sem reclassificação não estendeu a 1 kg de RSS com reclassificação por kg sem reclassificação. O quociente de produção de resíduos do grupo A antes da vigência do PGRSS foi de 0,88 kg com reclassificação por kg sem reclassificação e de 0,85 kg.kg -1 depois da aplicação do PGRSS. De mesmo modo para os resíduos do Grupo B, as relações foram de ∞ kg com reclassificação por kg sem reclassificação e de 0,17 kg.kg-1 depois da aplicação do plano. Enquanto que para os resíduos do Grupo E, as proporções foram de 1,63 kg com reclassificação por kg sem reclassificação antes do PGRSS e de 0,17 kg.kg -1 depois do plano. Valores que comprovam que há muito o que melhorar na segregação dos resíduos gerados no atendimento externo do hospital em estudo. A comparação dos indicadores de geração total de RSS produzidos no hospital que requerem manejo especial (A, B e E) antes e depois da execução do PGRSS (1,382 kg.leito ocupado-1.d-1 e 0,036 kg.atendimento-1 frente a 1,265 kg.leito ocupado-1.d-1 e 0,026 kg.atendimento-1, respectivamente) permitiu constatar que ocorreu a redução de apenas 8% no atendimento interno e de 28% no atendimento externo. Algumas mudanças nas rotinas e aquisições de materiais não foram notadas, talvez pela falta de iniciativa dos profissionais envolvidos ou pela falta de recursos financeiros, visto que a correta implantação de um plano exige empenho administrativo e dotação orçamentária. Quanto aos tratamentos e disposições finais dos RSS gerados no HMA, métodos ambientalmente corretos de destinação para esses resíduos foram adotados. Os resíduos do Grupo D – não recicláveis continuaram sendo recolhidos pelo serviço público municipal e destinados a aterro sanitário licenciado. Os resíduos do Grupo D - recicláveis, como no início do trabalho, têm sido recolhidos por uma associação de catadores de materiais recicláveis do município. Os resíduos dos grupos A, B e E têm sido também recolhidos por empresa especializada e conduzidos a tratamento e disposição final, sem ônus ao gerador, visto que a prefeitura não cobra pelo serviço prestado. Após a finalização da avaliação dos resultados obtidos com a implementação do PGRSS, o trabalho foi divulgado e discutido com o responsável técnico e com a coordenadora de execução.
Conclusões A realização do presente estudo permitiu concluir que: A metodologia possibilitou avaliar o impacto da implementação do PGRSS no hospital em estudo, no tocante à construção de indicadores para produção de RSS dos grupos A, B e E 25
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vinculada aos atendimentos interno e externo separadamente, determinar o perfil de produção de resíduos por setor do hospital, comparar a produção dos resíduos de manejo especial (grupos A, B e E) frente ao total, tanto antes quanto depois da aplicação do plano. A implementação do PGRSS no Hospital de Misericórdia de Altinópolis (SP) não alterou o
perfil de geração de RSS em relação aos setores que mais produziam resíduos dos grupos A, B e E (postos de enfermagem dos leitos e do ambulatório, seguidos pela sala de curativos), na proporção entre os resíduos de manejo especial (A, B e E, 20,5% p/p) em relação aos resíduos do Grupo D (79,5% p/p) e nas contribuições percentuais de produção dos RSS dos grupos A, B e E em conjunto referentes aos atendimentos externo (44 – 45% p/p) e interno (55 – 56% p/p). A comparação do indicador de geração de RSS no atendimento interno do HMA (1,382
kg.leito ocupado-1.d-1) com os obtidos na literatura citada permitiu constatar que a produção de resíduos estava acima do valor médio (0,79 kg.leito ocupado-1.d-1) em 75%. -1
-1
A parametrização dos indicadores de produção de RSS em kg.leito ocupado .d
e kg.atendimento respectivamente para os atendimentos internos e externos tornou possível quantificar a redução dos resíduos em períodos nos quais os números de atendidos eram distintos. Nesse sentido, a aplicação do PGRSS ocasionou a redução de 8% dos resíduos dos grupos A, B e E nas internações e de 28% nas consultas e procedimentos. -1
A relação entre os indicadores de produção de RSS com reclassificação e sem reclassificação
possibilitou criar um indicador secundário que avaliasse a qualidade da segregação praticada no hospital, cuja maior melhoria foi vinculada ao atendimento interno em relação ao externo, sobretudo no que diz respeito aos resíduos do Grupo B.
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. INFLUÊNCIA DA VARIAÇÃO DA RAZÃO MOLAR METANOL/ÓLEO E DO CATALISADOR NAS CONCENTRAÇÕES DE AMÔNIA E FÓSFORO DAS ÁGUAS DE LAVAGEM OBTIDAS NA ETAPA DE PURIFICAÇÃO DO BIODIESEL
* Erika de Almeida Sampaio Braga 1 Marisete Dantas de Aquino 1 Carlos Márcio Soares Rocha 1 1 Anne Kamyle Carneiro Leite
INFLUENCE OF VARIATION MOLAR RATIO METHANOL/OIL AND CATALYST IN AMMONIA CONCENTRATION AND PHOSPHORUS WASHING WATER OBTAINED FROM STEP PURIFICATION OF BIODIESEL Recibido el 17 de enero de 2012; Aceptado el 14 de mayo de 2012
Abstract Biodiesel is a fuel derived from renewable sources and can be obtained by different processes, but transesterification, which consists of a chemical reaction between vegetable oils or animal fats with an alcohol in the presence of a catalyst, is the most used. The parameters at 60 ° C and molar ratio of methanol / vegetable oil 6:1, has been defined as a standard condition for the reaction of methyl transesterification. This study aimed to observe the effect of varying the molar ratio between oil and alcohol and catalyst in concentrations of ammonia and phosphorus from the water washing step of the purification of biodiesel using feedstock crude oil from soybeans. After the reaction of formation of the separation of biodiesel and glycerin, the biodiesel produced was washed with distilled water three times to decrease the residual impurities from the transesterification reaction. Parameters were selected: total ammonia, total phosphorus, because they are constituents in the oil. Were also determined pH values. To perform the analysis followed the general guidelines of Standard Methods for Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). We observed that concentrations of ammonia and phosphorus in the washing water are influenced by varying the molar ratio of oil and alcohol, decreasing the 1st to the 3rd rinse water. Key Words: biodiesel, transesterification, washing water 1
Universidade Federal do Ceará
* Autor corresponsal: Avenida Humberto Monte S/N Campus do Pici Fortaleza-CE CEP 60451-970, Brasil. Email; andreierika@yahoo.com.br
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Resumo O biodiesel, é um combustível derivado de fontes renováveis e, pode ser obtido por diferentes processos, mas a transesterificação, que consiste de uma reação química entre óleos vegetais ou gorduras animais com um álcool na presença de um catalisador, é o processo mais utilizado. Os parâmetros, temperatura de 60ºC e razão molar metanol/óleo vegetal 6:1, tem se definido como uma condição padrão para a reação de transesterificação metílica. O presente estudo teve como objetivo observar a influência da variação da razão molar entre o óleo e o álcool e do catalisador nas concentrações de amônia e fósforo das águas de lavagem provenientes da etapa de purificação do biodiesel usando como matéria-prima o óleo bruto de soja. Depois da reação de formação do biodiesel e separação da glicerina, o biodiesel produzido foi lavado com água destilada três vezes, para diminuição dos residuais das impurezas provenientes da reação de transesterificação. Foram selecionados parâmetros: amônia total, fósforo total, por serem constituintes presentes no óleo. Também foram determinados os valores de pH. Para a realização das análises seguiram-se as diretrizes gerais do Standard Methods for Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). Observaram-se que as concentrações de amônia e fósforo nas águas de lavagem são influenciadas pela variação da razão molar óleo e álcool, decrescendo das 1ª para as 3ª águas de lavagem. Palavras Chave: águas de lavagem; biodiesel; transesterificação
Introdução O futuro energético mundial depende das fontes renováveis de energia face às prioridades dadas atualmente ao petróleo, o carvão e o gás (Cordeiro, 2003). O biodiesel, uma denominação genérica para combustíveis derivados de fontes renováveis, surge como uma alternativa. (Holanda, 2006). Para que o biodiesel seja produzido, óleos vegetais e gorduras animais são submetidos a uma reação química denominada transesterificação. Nesta reação, óleos vegetais e gordura animal reagem na presença de um catalisador com um álcool para produzir os ésteres metílicos da mistura de ácidos graxos (AG) que é encontrada no óleo vegetal ou na gordura animal de origem e como co-produto a glicerina, separados por decantação (Knothe et al., 2006). A reação de transesterificação é influenciada principalmente pela razão molar entre o álcool e o óleo tipo e percentagem do catalisador. A razão molar é a quantidade de moléculas de álcool necessária para reagir com uma molécula de óleo. A relação estequiométrica entre o álcool e o óleo é de 3:1, porém o caráter reversível da reação exige um excesso molar de álcool Quando se trabalha com metanol, recomenda-se uma razão molar de metanol/óleo (6:1) para obter-se uma máxima conversão a biodiesel. No processo catalítico alcalino é indicada uma relação de hidróxido de sódio ou de potássio de 0,4 a 2% da massa do óleo (Leung et al., 2006). Após a reação o biodiesel apresenta contaminantes, como catalisador, o álcool, sabão e o óleo que não reagiu, por isso torna-se necessário a etapa de purificação. A purificação do biodiesel ocorre através de lavagens com água. A amônia total é resultante da decomposição dos compostos orgânicos nitrogenados e o fósforo total origina-se dos poliálcool esterificados com ácidos graxos e ácido fosfórico, os fosfatídeos/fosfolipídeos, que fazem parte da composição do 29
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óleo vegetal, (Moretto y Fett, 1989). O valor pH é influenciado pelo uso do catalisador alcalino hidróxido de sódio (NaOH) e pela adição de ácido usado para neutralização do biodiesel. Neste contexto, o objetivo desta pesquisa, foi observar o efeito da variação da razão molar óleo/álcool e %NaOH nas concentrações dos parâmetros citados nas águas de lavagem provenientes do óleo de soja bruto.
Materiais e métodos As dez bateladas para produção do biodiesel e obtenção das águas de lavagem, foram realizadas no Laboratório de Referências em Biocombustíveis (LARBIO) da Fundação Núcleo de Tecnologia Industrial do Ceará (NUTEC) e identificadas como BT1, BT2, BT3, BT4, BT5, BT6, BT7, BT8, BT9 E BT10. Para cada batelada de biodíesel produzido, foram realizadas três lavagens consecutivas com água destilada. Em cada batelada foram obtidas uma 1ª, uma 2ª e uma 3ª água de lavagem. As reações de transesterificação foram realizadas em escala de laboratório, usando-se como matéria-prima óleo de soja bruto, hidróxido de sódio e metanol, sendo que, a diferença entre cada batelada foi a variação da razão molar do álcool e do percentual de catalisador (tabela 1).
Tabela 1. Descrição das características das bateladas Índice de Acidez do Número de Massa do óleo de óleo de soja Bateladas Soja (g) (mg KOH.g-1) 1 200 1,31 2 200 1,31 3 200 1,31 4 200 1,31 5 200 1,31 6 200 1,31 7 200 1,31 8 200 1,31 9 200 1,31 10 200 1,31
Razão Molar (Metanol/óleo)
NaOH (%)
6:1 8:1 4:1 4:1 3,2:1 6:1 6:1 8:1 6:1 8:1
0,45 0,6 0,3 0,6 0,45 0,662 0,455 0,45 0,237 0,3
Foram escolhidos os parâmetros amônia total, fósforo total e pH, que foram analisados conforme descritos em (APHA, 2005). O processo de lavagem em todas as bateladas ocorreu com a mesma proporção de 20% de água em relação ao biodiesel, sob forte agitação, para promover uma maior interação entre as fases oleosa e aquosa e remoção das impurezas que possuíam maior afinidade com a fase aquosa, e posterior separação destas fases por decantação. 30
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Resultados e discussão Os resultados médios das concentrações dos parâmetros analisados, amônia total, fósforo total e pH das águas de lavagem obtidas durante a etapa de purificação do biodiesel de soja bruto nas dez bateladas, são mostrados na tabela 2.
Tabela 2. Resultados médios dos parâmetros Bateladas/águas de Amônia Total (mgNlavagem NH3.L-1) BT 1 (1ª) 358,2 BT 1 (2ª) 109,5 BT 1 (3ª) 52,2 BT 2 (1ª) 101,2 BT 2 (2ª) 43,8 BT 2 (3ª) 27,5 BT 3 (1ª) 62,6 BT 3 (2ª) 59,8 BT 3 (3ª) 49,9 BT 4 (1ª) 54,1 BT 4 (2ª) 43,8 BT 4 (3ª) 37,5 BT 5 (1ª) 358,2 BT 5 (2ª) 194,6 BT 5 (3ª) 191,6 BT 6 (1ª) 68,1 BT 6 (2ª) 49,4 BT 6 (3ª) 36,3 BT 7 (1ª) 192,7 BT 7 (2ª) 14,7 BT 7 (3ª) 8,2 BT 8 (1ª) 176,2 BT 8 (2ª) 12,8 BT 8 (3ª) 11,1 BT 9 (1ª) 134,1 BT 9 (2ª) 14,4 BT 9 (3ª) 12,3 BT 10 (1ª) 74,6 BT 10 (2ª) 27,9 BT 10 (3ª) 20,5
Fósforo Total(mgP.L-1)
pH à 25ºC
352,6 105,1 5,0 5,8 5,0 4,3 294,2 123,1 45,6 220,6 141,1 35,4 204,2 172,80 129,8 94,9 27 9,7 279,4 132,4 50,2 106,8 80,2 77,9 205,2 138,2 35,0 48,2 36,3 15,6
4,04 4,20 4,32 4,35 4,85 5,04 3,79 3,80 6,47 4,08 5,56 7,23 2,81 3,26 3,40 3,59 5,52 6,35 3,82 5,55 6,88 3,63 5,47 5,60 4,40 4,45 5,42 2,63 4,37 4,45
Foi mantida a condição padrão para a transesterificação metílica alcalina, tempo de reação de 30 minutos e temperatura de 60ºC. Observando-se os resultados obtidos, verifica-se que as razões molares metanol/óleo de soja e %NaOH (6:1 e 0,662) e (6:1 e 0,45) correspondentes as, 6ª e 1ª bateladas respectivamente, apresentaram baixas concentrações de amônia total e 31
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fósforo total nas 3ª águas de lavagem. (Brandão et al., 2007) em seus estudos de otimização de produção de biodiesel, usando a razão molar metanol/óleo de (5,8 e 1% de KOH) obtiveram para o biodiesel metílico um rendimento de 97,15%. Este resultado pode corroborar com os encontrados no presente estudo, pois se o rendimento foi bom, significa dizer que a conversão do óleo de soja em biodiesel foi elevada e, portanto as águas de lavagem apresentarão menores concentrações de amônia e fósforo, já que a razão molar MeOH/óleo de 5,8:1 está muito próxima de 6:1. A justificativa para as diferentes quantidades e do tipo de catalisador entre as pesquisas, pode ser explicada devido ao valor do índice de acidez do óleo de soja usado como matéria-prima. A presença de amônia total (mgN-NH3.L-1) é devido à degradação dos aminoácidos, enquanto a de fósforo total está relacionada com os fosfolipídios/fosfatídeos (mgP.L-1) que compõem o óleo vegetal. Os resultados obtidos para os parâmetros analisados são bastantes elevados quando comparados com a Resolução 430/11 CONAMA, que estabelece a concentração máxima de 20,0 para amônia total e, apesar de não estabelecer limites de fósforo total em efluentes para lançamento em corpos de água, estabelece limites do parâmetro para as três categorias em que as águas são classificadas. Para águas doce classe 3, dependendo do ambiente, (0,050), (0,075) e (0,150). Para águas salinas classe 1 (0,062 e 0,093) e, para águas salobras classe 1 (0,124) e classe 2 (0,186). Dependendo da vazão do corpo receptor e considerando o volume de efluente gerado em uma usina de biodiesel, caso o efluente seja lançado em corpos de água sem tratamento, poderá alterar a qualidade da água. Tanto a amônia como o fósforo, quando lançados em quantidades elevadas, poderão acarretar crescimento do fitoplancton, provocando floração de algas (eutrofização). Os valores de pH menores nas 1ª e 2ª águas de lavagem foram influenciados pelo ácido usado para neutralização do biodiesel e o pequeno aumento dos valores de pH nas 3ª águas de lavagem, devido a neutralização do ácido pela presença do residual de catalisador nas águas de\lavagem. A citada Resolução fixa o valor do pH na faixa de 5,00 a 9,00, portanto a quase totalidade dos valores obtidos estão fora desta faixa. Dependendo do valor de pH, as águas podem, intervir na vida aquática. Pode-se observar também que as 3ª águas de lavagem apresentaram as menores concentrações dos parâmetros, o que era esperado, já que as 1ª e 2ª águas de lavagem já removeram os compostos contendo nitrogênio e fósforo que possuíam maior afinidade com a água que era adicionada. Em todas as variáveis estudadas foram feitas uma estatística descritiva e o teste One-Way ANOVA para auxiliar na avaliação da transesterificação. Quando se trabalha com metanol recomenda-se uma razão molar de MeOH:Óleo 6:1 para assegurar uma máxima conversão de triglicerídeos (óleo) a ésteres (biodiesel). Na tabela 2, foram observados que na terceira lavagem as variáveis analisadas apresentaram os menores valores para todas as proporções de metanol. Portanto, teoricamente, a 3ª água de lavagem, última da batelada, em condições próximas da recomendada, é para apresentar as menores concentrações. 32
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As figuras 1, 2, 3 e 4 mostram os limites máximos e mínimos e a média dos valores de cada variável analisada Amônia Total (NH3 + NH4+ representada por NH3,4), Fósforo Total (PT) e pH para as bateladas BT1, BT6, BT7 e BT9 e observamos que os valores para as concentrações de cada batelada analisada, que foram realizadas em triplicata, em cada experimento na proporção 6:1, apresentaram médias semelhantes consideradas estatisticamente significativas, caracterizando uma homogeneidade para as três bateladas.
140
80
NH34 PT pH
(mg/L)
100
(mg/L)
(mg/L)
400
(mg/L)
120
NH34 PT pH
600
60 40
200 20
0 NH34
PT
pH
Variáveis
Figu ra 0 1. -20 Con NH34 PT Variáveis cent rações dos parâmetros-batelada (BT1).
pH
Figura 2.
Concentrações dos parâmetros-batelada BT6)
400
400
200
(mg/L)
(mg/L)
300
300
(mg/L)
(mg/L)
NH34 PT pH
NH34 PT pH
200
100 100
0 0
NH34 NH34
PT
pH
Variáveis
Figura 3. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT7)
PT
pH
Variáveis
Figura 4. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT9) 33
Vol. 5, No. 2, 28 – 36 2 de agosto de 2012
As figuras 5, 6 e 7 mostra os limites máximos e mínimos e a média dos valores de cada variável analisada Amônia Total (NH3,4), Fósforo Total (PT) e pH para as bateladas BT3, BT8 e BT10 para as concentrações de cada batelada analisada, que foram realizadas em triplicata, apresentaram médias semelhantes consideradas estatisticamente significativas, caracterizando uma homogeneidade para as três bateladas.
140
(mg/L)
400
120
80
200
60
(mg/L)
100
(mg/L)
NH34 PT pH
NH34 PT pH
(mg/L)
100
300
40 20 0
0 NH34
PT
-20
pH
NH34
PT
Variáveis
pH
Variáveis
Figura 5. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT3)
Figura 6. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT8)
400
300
(mg/L)
(mg/L)
200
NH34 PT pH
100
0 NH34
PT
pH
Variáveis
Figura 7. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT10)
As figuras 8, 9 e 10 mostra os limites máximos e mínimos e a média dos valores de cada variável analisada Amônia Total (NH3,4), Fósforo Total (PT) e pH para as bateladas BT2, BT4 e BT5 e observamos que os valores apresentaram médias estatisticamente diferentes. Para a batelada BT2 as proporções tanto de metanol e de catalisador foram acima do ideal para um bom 34
Vol. 5, No. 2, 28 – 36 2 de agosto de 2012
rendimento; para a batelada BT4 a proporção do metanol foi abaixo do recomendado e catalisador acima do ideal e a batelada BT5 a proporção metanol foi abaixo do recomendado e do catalisador na condição ideal, mas não foi considerada estatisticamente ideal para ter um rendimento homogêneo. As linhas horizontais da caixa expressam os valores de 25, 50 e 75%. A barra de erro inclui os valores entre 5 e 95%; (x) os valores correspondentes a 1 e 99% e o sinal (-) os valores mínimo e máximo do conjunto de dados. A média aritmética corresponde ao dentro da caixa.
Figura 8. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT2)
Figura 9. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT4) 300
mg/L
200
(mg/L)
250
NH34 PT pH
NH34 PT pH
200
100
(mg/L)
150
100
50
mg/L
150
50 0
0 PT
pH
NH34
PT
Variávies
pH
Variáveis
500
NH34 PT pH
(mg/L)
400
(mg/L)
NH34
300
200
100
0 NH34
PT
pH
Variáveis
Figura 10. Concentrações dos parâmetros-batelada (BT5)
35
Vol. 5, No. 2, 28 – 36 2 de agosto de 2012
Conclusões De acordo com os resultados obtidos, observou-se que os parâmetros amônia total, fósforo total são influenciados pela variação tanto da razão molar álcool/óleo como do percentual do catalisador; A 3ª água de lavagem de todas as bateladas, conforme esperado, apresentou as menores concentrações dos parâmetros analisados; A maioria dos resultados obtidos para amônia total e fósforo total e, os valores de pH, apresentarm-se em não conformidade com a Legislação Brasileira, a Resolução nº 430/11 CONAMA, significando que o efluente não pode ser lançado em corpos de água sem serem tratados, pois sérios impactos ambientais poderão ocorrer..
Referências bibliográficas APHA. AWWA, WPCF, (2005) Standard Methods for the Examination of Water and wastewater. 21th edition, Washington, USA. Brandão, K., S. R.; Nascimento, U. M.; Moura, K. R. M.; Conceição, M. M.; Souza, A G.; Silva, F. C. (2007). Otimização do processo de biodiesel metílico e etílico de soja. Revista Biodiesel. Nº 19. 26-28. BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução nº 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes, complenta e altera a Resolução nº 357, de 17 de março de 2005. Cordeiro, C. S. (2003) Síntese e caracterização de biodiesel etílico para utilização em motores do ciclo-diesel. Dissertação (Mestrado em Engenharia Mecânica e Materiais) – Centro Federal de Educação Tecnológica do Paraná, Curitiba. Holanda, A. (2006) Biodiesel e inclusão social. Brasília: Câmara dos Deputados. (Série Cadernos de Altos Estudos, n.1). Knothe, G. et al. (2006) Manual de biodiesel. São Paulo: Blucher. Leung, D. Y. C.; Guo, Y. (2006) Transesterification of neat and used frying oil: optimization for biodiesel production. Fuel Processing Technology, v. 87, p. 883-890. Moretto, E.; Fett, R. (1989) Óleos e gorduras vegetais: processamento e análises. 2. ed. Florianópolis: UFSC.
36
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISE DE DESEMPENHO DO CARVÃO ATIVADO E ANÉIS DE POLIETILENO EM BIOFILTRO AERADO PARA O PÓSTRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO
1
* Patrícia Bilotta Ana Beatriz Barbosa Vinci Lima 2 Luiz Antonio Daniel 3
PERFORMANCE ANALYSIS OF ACTIVATED CARBON AND POLYETHYLENE RINGS IN AERATED BIOFILTER FOR THE POST-TREATMENT OF WASTEWATER Recibido el 16 de febrero de 2012; Aceptado el 15 de mayo de 2012
Abstract The study intend to evaluate the performance of the granular activated carbon and polyethylene rings as a means to support the establishment of the biomass in an aerated biofilter to remove suspended and dissolved solids in domestic sewage and to promote nitrification reactions. In the tests was used effluent from UASB reactor on an WTP. Polyethylene rings were obtained by cutting corrugated conduit (diameter 2.0 cm, length 2.5 cm). The monitoring parameters were: COD, total nitrogen, nitrate, pH and alkalinity. The results showed an average increase of 27.6% in the efficiency of COD reduction in the biological filter containing polyethylene rings in relation to granular activated carbon. This behaviour may be associated with more efficient distribution of the active biomass on the polyethylene rings, due to the greater surface area available as a result of its spatial conformation. The results also showed that the biological treatment promoted on the surface of the polyethylene rings allowed to minimize the COD peak variation in the period of the system monitoring and promoted increase superior to 100% in the efficiency in the nitrification of the secondary treatment. As post-treatment the results demonstrated the effective potentiality of the polyethylene rings as medium support to meet the limit concentration of biodegradable organic matter prior to its release into watercourse, according to guidelines established by brazilian legislation. Furthermore, the polyethylene rings allow the reduction of costs in relation to activated carbon and substantial reduction of the mass by area occupied inside the biofilter. Key Words: COT, nitrification, biological filter, biological treatment. 1
Laboratório de Análises Físico-Químicas, Embrapa Suínos e Aves TCRE Engenharia Ltda 3 Departamento de Hidráulica e Saneamento, Universidade de São Paulo
2
*Autor corresponsal: Laboratório de Análises Físico-Químicas, Embrapa Suínos e Aves. Santa Catarina/Brasil. Email: pb.bilotta@gmail.com
37
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Resumo Este estudo pretende comparar o desempenho do carvão ativado granular e anéis de polietileno como meio suporte para a fixação de biomassa em um biofiltro aerado para remover sólidos suspensos e dissolvidos em esgoto doméstico e para promover reações de nitrificação. Nos ensaios foi utilizado efluente de reator UASB instalado em uma ETE. Anéis de polietileno foram obtidos no corte de eletrodutos corrugados (diâmetro 2,0 cm, comprimento 2,5 cm). Os parâmetros monitorados foram: DQO, nitrogênio total, nitrato, pH e alcalinidade. Os resultados revelaram um incremento médio de 27,6% na eficiência de redução da DQO no filtro biológico contendo anéis de polietileno em relação ao carvão ativado granular. Esse comportamento pode estar associado à distribuição mais eficiente da biomassa sobre os anéis de polietileno, devido à maior área superficial disponível resultante de sua conformação espacial. Os resultados mostraram ainda que o tratamento biológico promovido na superfície dos anéis de polietileno possibilitou a minimização dos picos de variação da DQO no período de monitoramento do sistema e promoveu aumento superior a 100% na eficiência da nitrificação do efluente final. Como pós-tratamento, os resultados demonstraram a potencialidade efetiva dos anéis de polietileno como material suporte alternativo no tratamento secundário do esgoto para atingir o limite de concentração da matéria orgânica biodegradável previamente ao seu lançamento nos corpos d'água, conforme diretrizes da legislação brasileira. Além disso, os anéis de polietileno possibilitam a redução de custos, em relação ao carvão ativado, e redução substancial da massa por área ocupada no interior do biofiltro. Palavras chave: DQO, nitrificação, filtro biológico, tratamento biológico.
Introdução A manutenção e garantia da qualidade da água dos recursos hídricos superficiais e subterrâneos tem sido tema de grande interesse e crescente preocupação mundial. As fontes poluidoras, tais como esgoto sanitário, efluentes industriais, drenagem pluvial urbana e resíduos sólidos, são responsáveis pela alteração da qualidade da água que resultam no risco à saúde humana, no comprometimento da saúde ambiental e na restrição dos usos múltiplos previstos na legislação brasileira - Lei 9.433/97 (PNRH, 1997). O esgoto sanitário, em particular, é responsável pelo aumento considerável da concentração de matéria orgânica no corpo d'água (DBO) e, consequentemente, a redução da concentração de oxigênio dissolvido disponível para a manutenção da vida dos seres aquáticos. Além disso, o esgoto doméstico sem tratamento adequado favorece a ocorrência de fenômenos como a eutrofização (excesso de nutrientes N e P) e a contaminação da água por substâncias químicas, fármacos, hormônios, material em suspensão, microrganismos diversos, etc. A legislação brasileira, nas Resoluções CONAMA 357/2005 (CONAMA, 2005) e 430/2011 (CONAMA, 2011), estabelece limites máximos para os poluentes presentes em águas residuárias antes de seu descarte em corpos d'água. Portanto, as estações de tratamento de esgoto têm papel essencial no atendimento dessas determinações. Quanto à redução da carga orgânica do esgoto doméstico (DBO), o tratamento biológico é o método mais utilizado no Brasil, com destaque para os reatores anaeróbios (UASB, RALF, RAFA), 38
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as lagoas de estabilização (aeróbia, anaeróbia, mistura completa, australiana) e os filtros biológicos (alta taxa, baixa taxa, aeróbio, anaeróbio) (Tchobanoglous et. al., 2004). Filtros biológicos aeróbios associados a reatores anaeróbios têm sido uma alternativa bastante eficiente na remoção da DBO residual em estações de tratamento, garantindo concentrações aceitáveis de matéria orgânica biodegradável para o descarte do efluente final em corpos d'água. A eficiência desses sistemas se deve principalmente à capacidade de aderência da biomassa na superfície do meio filtrante (por exemplo: carvão ativado, pedra brita ou outro material inerte), o tempo de detenção hidráulica e a taxa de carga orgânica, dentre outros aspectos (PROSAB, 2001; PROSAB, 2006). Nesse contexto, surgiu o interesse no estudo de um meio filtrante alternativo em substituição ao carvão ativado convencional, devido principalmente ao seu elevado custo, capaz de proporcionar uma área superficial favorável ao desenvolvimento da biomassa ativa responsável pelo consumo da matéria orgânica residual em suspensão e solúvel. Pretendeu-se avaliar comparativamente o desempenho do tratamento secundário de esgoto sanitário em filtro biológico aerado submerso preenchido com carvão ativado granular e anéis de polietileno, para se verificar nos dois casos a degradação da matéria orgânica dissolvida e em suspensão, bem como a nitrificação do efluente secundário, visando à adequação do efluente final aos padrões de lançamento em corpos d'água estabelecidos pela legislação ambiental brasileira através das Resoluções CONAMA 357/2005 e 430/2011.
Metodologia A fase experimental da pesquisa consistiu na simulação piloto do biofiltro aerado submerso alimentado com esgoto sanitário efluente de uma estação de tratamento de esgoto composta de unidade preliminar (gradeamento, remoção de areia e gordura) e primária (reator UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket), cujo tempo de detenção hidráulica foi estimado em 12 horas. Os ensaios foram realizados em ambiente aeróbio (com fluxo contínuo ascendente do esgoto secundário proveniente do reator UASB) em instalação piloto projetada para a utilização simultânea dos dois meios suportes em biofiltros independentes, conforme ilustra a Figura 1 (Bilotta, 2006; Lima, 2006). O efluente primário proveniente do reator UASB era transportado por gravidade para os reservatórios de armazenamento (1) e, então, era bombeado para as duas colunas (3) por meio de bombas dosadoras ajustadas para 2,4 L/h. Para manter as condições de aeração estabelecidas nesta pesquisa foi utilizado ar comprimido introduzido na extremidade inferior das colunas com pressão de 50 kPa (Figura 1).
39
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Figura 1. Descrição simplificada da instalação piloto.
Como meio suporte para o biofiltro foi utilizado carvão ativado granular (53,5% de índice de vazios) e anéis de polietileno (diâmetro interno 2,0 cm, comprimento 2,5 cm, índice de vazios 94 a 95%, superfície específica 135,0 m2/m3), denominados comercialmente eletrodutos corrugados, ambos resistentes à degradação biológica. O carvão ativado (Carbomafra Carb) possuía diâmetro médio de 3,62 (±0,38) mm e massa específica 1,795 g/cm3. O comprimento dos anéis manteve a proporção 1:1 (em relação ao seu diâmetro) para assegurar aleatoriedade de posicionamento no interior da coluna, pois peças muito longas tendem a assumir posições semelhantes quando dispostas, restringindo o fluxo líquido. Desse modo, buscou-se estimular a fixação e crescimento da biomassa ativa na superfície do material suporte analisado e, consequentemente, favorecer a degradação biológica da matéria orgânica residual do reator anaeróbio, bem como promover a nitrificação do efluente secundário. O tempo de detenção hidráulica (TDH) no biofiltro foi calculado em 4,6 horas, a partir da vazão de efluente anaeróbio na coluna e do volume total por ele ocupado (somatória dos volumes do meio suporte e espaços vazios). A carga orgânica volumétrica foi estimada em 0,62 kg DQO/m3.d, utilizando o volume total do reator (meio suporte e vazios). Considerando o volume de vazios, o TDH no filtro com carvão foi de 2,5 horas e com anéis de polietileno 4,3 horas. 40
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O carvão ativado foi utilizado apenas como meio suporte, não sendo objeto de estudo avaliar sua capacidade absortiva, pois a superfície foi recoberta por filme biológico (biomassa). A carga volumétrica média de NTK aplicada ao reator foi de 0,23 kg NTK/m3.d, resultando na razão DQO/NTK de 2,7 o que caracteriza o processo como nitrificação em estágio separado (Metcalf & Eddy, 2003). Os experimentos foram desenvolvidos por 63 dias consecutivos com início após atingida a fase de estabilização do sistema piloto. Durante este período amostras semanais foram coletadas previamente à entrada do biofiltro e na saída superior das colunas para as seguintes análises físico-químicas, de acordo com os métodos descritos em APHA el al (1998): DQO (5220 D), concentração de nitrogênio total Kjeldahl - NTK (4500-N C), nitrato (4500-NO3-B), pH (4500 B) e alcalinidade (2320 B).
Resultados e Discussões Na Tabela 1 estão indicados os resultados obtidos nas análises físico-químicas das amostras semanais de efluente secundário proveniente das colunas preenchidas com carvão ativado e anéis de polietileno.
Tabela 1. Variação da DQO, concentração de NTK e nitrato no tratamento biológico. Efluente Reator UASB
[a]
Biofiltro c/ Carvão Ativado [a]
Biofiltro c/ Anéis de Polietileno [a]
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
NTK (mg/L)
Nitrato (mg/L)
DQO (mg/L)
NTK (mg/L)
Nitrato (mg/L)
DQO (mg/L)
NTK (mg/L)
Nitrato (mg/L)
0
117
45,4
0,8
31
40,2
0,5
24
6,4
15,2
7
168
38,2
1,0
62
41,3
1,8
07
1,3
17,6
14
113
40,4
1,4
74
30,0
3,2
31
23,8
6,5
21
99
50,5
0,7
48
32,0
17,2
23
10,5
19,4
28
103
51,5
0,8
78
32,0
7,6
33
19,7
20,7
35
113
52,5
1,3
102
32,0
15,7
46
30,0
21,1
42
104
53,6
1,7
22
33,1
24,9
11
40,2
9,3
49
140
50,5
1,3
39
31,8
5,2
39
26,4
16,0
56
192
46,8
1,3
78
28,6
3,3
40
13,6
19,7
63
112
43,5
3,0
59
21,1
27,8
14
22,2
24,3
Alimentação com efluente do reator UASB
41
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Pode-se verificar o aumento de 27,6% na eficiência de redução da DQO no biofiltro contendo anéis de polietileno em relação ao carvão ativado. Esse comportamento pode estar associado ao maior tempo de detenção hidráulica (em relação ao volume de vazios) do biofiltro com anéis de polietileno (4,3 horas) em relação ao carvão ativado granular (2,5 horas). A Figura 2 mostra a variação da DQO ao longo do período de monitoramento do sistema.
Figura 2. Variação da DQO com o tempo de monitoramento do filtro biológico
Do mesmo modo, as concentrações de NTK após o filtro biológico com anéis de polietileno se mostraram inferiores aos valores alcançados na presença do carvão ativado, demonstrando o favorecimento das reações de nitrificação na presença dos anéis de polietileno. Nesse caso, uma vez que a taxa de aeração foi mantida constante nas duas colunas (Figura 1), não havendo deficiência de oxigênio dissolvido (concentração média de 1,7 mg O2/L na saída do reator), o aumento na remoção de NTK pode estar relacionado à otimização da transferência de oxigênio para a biomassa aderida aos anéis e ao maior tempo de detenção hidráulica efetivo. As concentrações médias de NTK no tratamento biológico realizado com anéis de polietileno e carvão ativado foram 19,4 mg/L e 32,2 mg/L, respectivamente, enquanto no esgoto afluente à unidade piloto a concentração média foi de 44,2 mg NTK/L. O acréscimo na eficiência de conversão de nitrogênio total em nitrato pode ser confirmado na análise comparativa entre as concentrações de nitrato no efluente secundário proveniente dos biofiltros com anéis de polietileno e com carvão ativado (Tabela 1), para os quais foram obtidas concentrações médias de 17,0 mg NO3-/L e 10,7 mg NO3-/L, respectivamente, confirmando a maior eficiência dos anéis de polietileno nas reações de nitrificação do efluente secundário. A concentração de nitrito foi desprezível, ficando próxima ao limite de quantificação do método. 42
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No balanço de massa de nitrogênio total (NTK + nitrato) foram obtidas concentrações de 48,6 mg/L no efluente do reator UASB, 42,9 mg/L no efluente do biofiltro com carvão ativado e 36,4 mg/L no efluente do biofiltro com anéis de polietileno, confirmando a maior conversão de NTK a nitrato e a maior remoção de nitrogênio total no biofiltro com anéis de polietileno. Por fim, o monitoramento da unidade experimental no período de 63 dias de operação do sistema piloto resultou nos valores médios de pH e alcalinidade apresentados na Tabela 2. A redução do pH e o elevado consumo da alcalinidade disponível no afluente corroboram a tendência à nitrificação adicional no filtro biológico preenchido com anéis de polietileno.
Tabela 2. Variação média dos parâmetros pH e alcalinidade. Afluente [a] pH
6,5
Biofiltro c/ Carvão Ativado [b]
Biofiltro c/ Anéis de Polietileno [b]
6,4
4,5
Alcalinidade (mg CaCO3/l) 374,0 178,5 [b] Saída do reator UASB. Alimentação com efluente do filtro biológico
98,0
[a]
Conclusões Com base nos resultados obtidos, pode-se concluir a eficiência superior dos anéis de polietileno como meio suporte para fixação e crescimento de biomassa ativa no tratamento secundário de esgoto sanitário promovido em filtro biológico aeróbio. O biofiltro preenchido com anéis de polietileno atingiu incremento médio adicional de 27,6% na eficiência de remoção da matéria orgânica em termos da DQO, comparativamente ao uso de carvão ativado granular, para as mesmas condições de operação. Desempenho semelhante foi verificado durante a nitrificação do efluente secundário no biofiltro preenchido com anéis de polietileno, com 19,4 mg/L de NTK e 17,0 mg/L de nitrato contra 32,2 mg/L e 10,7 mg/L no procedimento com carvão ativado, respectivamente. No contexto do tratamento de esgoto sanitário, os resultados obtidos revelaram o potencial efetivo dos anéis de polietileno como material suporte alternativo no tratamento biológico do esgoto doméstico previamente ao seu descarte em corpos d'água. Além disso, sua utilização possibilita a redução de custos na aquisição do material, quando comparado ao carvão ativado, facilita a manutenção e controle da unidade de tratamento biológico, devido à conformação espacial e constituição dos anéis, e reduz substancialmente sua massa por área ocupada no interior do biofiltro.
43
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Agradecimentos Os autores deste trabalho agradecem o auxílio pesquisa concedido pela Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP), recurso este relativo ao processo n.00/00640-5.
Referências bibliográficas Aisse, M. M.; Lobato, M. B.; Bona, A.; Garbossa, L. H. P. (2000). Estudo comparativo do reator UASB e do reator anaeróbio compartimentado sequencial no tratamento de esgoto sanitário. XXVII Congresso Interamericano de Engenharia Sanitária e Ambiental. Associação Interamericana de Engenharia Sanitária e Ambiental, Porto Alegre/Rio Grande do Sul. APHA, AWWA, WEF (1998). American Public Health Association, American Water Works Association, Water Environment Federation. Standard methods for the examination of water and wastewater. New York, 19. ed. 1268p. Bilotta, P.; Daniel A. (2007) Influência de parâmetros físico-químicos na inativação de indicadores patogênicos em esgoto sanitário: ozônio em estudo de caso. XXIV Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Belo Horizonte, Minas Gerais. Bilotta, P.; Lima, A. B. B. V.; Daniel L. A. (2007). Uso combinado de ozônio e biofiltro aerado no pós-tratamento de esgoto sanitário. XVI Simpósio nacional de bioprocessos, Associação Brasileira de Engenharia Química, Curitiba, Paraná. CONAMA, Resolução 357 (2005). Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Ministério do Meio Ambiente, Conselho Nacional do Meio Ambiente, Brasília/Brasil. Disponível em: www.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf , acesso em: 16/02/2012. CONAMA, Resolução 430 (2011). Dispõe sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução n. 357 de 17 de março de 2005. Ministério do Meio Ambiente, Conselho Nacional do Meio Ambiente, Brasília/Brasil. Disponível em: www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=646 , acesso em: 16/02/2012. Lima, A. B. B. V. (2006). Pós-tratamento de efluente de reator anaeróbio em sistema sequencial constituído de ozonização em processo biológico aeróbio. Dissertação de mestrado, Universidade de São Paulo, Departamento de Hidráulica e Saneamento, São Carlos, São Paulo. Gadotti, R. F. (2003). Pós-tratamento de efluente de um reator anaeróbio compartimentado por oxidação com ozônio precedendo biofiltro aerado submerso: Estudo da viabilidade técnica e econômica para reuso de água residuária. Tese de doutorado, Universidade de São Paulo, Departamento de Hidráulica e Saneamento, São Carlos, São Paulo. METCALF & EDDY, Inc. Wastewater engineering: treatment and reuse. – 4° ed./revised by George Tchobanoglous, Franklin L. Burton, H. David Stensel. New York: McGraw-Hill, 2003. Tchobanoglous, G.; Burton, F. L.; Stensel, H. D. (2004). Wastewater engineering, treatment and reuse. ed. 4, Ed. Metcalf & Eddy, McGraw Hill, New York. PNRH, Política Nacional de Recursos Hídricos (1997). Institui a PNRH, cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, regulamenta o inciso XIX art. 21 da Constituição Federal, e altera o art. 1. Lei n. 8.001, de 13 de março de 1990, que modificou a Lei n. 7.990, de 28 de dezembro de 1989. Presidência da República. Disponível em: www.planalto.gov.br/ccivil_03/leis/L9433.htm , acesso em: 16/02/2012. PROSAB, Programa de Pesquisas em Saneamento Básico (2001). Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Coordenador: Prof. Carlos Augusto Lemos Chernicharo, Universidade Federal de Minas Gerais. PROSAB, Programa de Pesquisas em Saneamento Básico (2006). Tratamento e utilização de esgotos sanitários. Coordenadores: Lourdinha Florencio, Rafael Kopschitz Xavier Bastos, Miguel Mansur Aisse. Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental.
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ESTUDOS DE TRATABILIDADE DAS ÁGUAS DO RIO PARAÍBA DO SUL QUE ABASTECEM O MUNICÍPIO DE SÃO JOSÉ DOS CAMPOS/SP
Talita Natália Ferrari 1 *Marcelo De Julio 1 Tatiane Sakamoto De Julio 2 Wilson Cabral de Sousa Júnior 1
WATER TREATABILITY STUDIES OF PARAIBA DO SUL RIVER WHICH SUPLLY SÃO JOSÉ DOS CAMPOS/SP CITY Recibido el 6 de abril de 2012; Aceptado el 23 de mayo de 2012
Abstract This paper presents the results of a study on the behavior of two coagulants, aluminium sulfate and Fenton's reagent, on the water treatment in a medium sized city in Sao Paulo State, Brazil. The water sample was collected in two different seasonal periods: wet and dry. It was varied dosages and their respective coagulation pH values and the coagulation diagrams were stablished, in order to choose the most appropriate pair of values ‘coagulant dosage versus coagulation pH’ taking into account the turbidity removal. The results shown that the Fenton's reagent was more efficient in removing turbidity, during the analysis of the diagrams and after the addition of cationic polymer and filtration, and indeed, it has provided lower concentrations of trihalomethanes at the end of treatment. However, with aluminium sulfate all mesuared parameters were below the Brazilian drinking water standard. The comparison has pointed out that either aluminium sulfate or Fenton's reagent can be used to treat the water samples from Paraiba do Sul river.
Key Words: Coagulation diagrams, Fenton’s reagent, THM, treatability studies. 1
Departamento de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental, Divisão de Engenharia Civil, Instituto Tecnológico de Aeronáutica (ITA). 2 Departamento de Engenharia Civil, Universidade de Taubaté (UNITAU). *Autor corresponsal: CTA – ITA – IEI – Praça Marechal Eduardo Gomes, 50 - Vila das Acácias - São José dos Campos – SP – CEP 12.228-900 – Brasil. Email: dejulio@ita.br
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Resumo Este artigo apresenta os resultados de um estudo comparativo do comportamento de dois coagulantes, o sulfato de alumínio e o reagente de Fenton, no tratamento da água de abastecimento de um município de médio porte no estado de São Paulo, Brasil. As amostras de água foram coletadas em dois períodos sazonalmente distintos: o período seco e o chuvoso. Para a análise, foram variadas as dosagens e respectivos valores do pH de coagulação e elaborados os diagramas de coagulação que auxiliaram na escolha do par de valores ‘dosagem de coagulante versus pH de coagulação’ levando-se em consideração a remoção de turbidez da água. O reagente de Fenton durante o processo de análise dos diagramas se mostrou mais eficiente na remoção de turbidez, bem como após a adição de polímero catiônico e filtração, além de apresentar menores concentrações de trihalometanos na água final. Contudo, com o sulfato de alumínio todos os parâmetros medidos se encontraram abaixo do estabelecido pelo padrão de potabilidade brasileiro. Assim, para as águas estudadas, os resultados indicam que tanto o sulfato de alumínio como o reagente de Fenton podem ser empregados para o tratamento em ciclo completo da água oriunda do rio Paraíba do Sul. Palavras-chave: Diagramas de coagulação, estudos de tratabilidade, reagente de Fenton, THM.
Introdução As águas destinadas ao abastecimento humano devem passar por tratamentos específicos, para que se enquadrem no padrão de potabilidade atualmente vigente no Brasil (Portaria nº 2914/2011). De acordo com Di Bernardo e Dantas (2005), as tecnologias de tratamento de água podem ser resumidas em dois grupos: sem coagulação química e com coagulação química. Dentre as principais alternativas de tratamento de água, podem ser citadas a filtração em múltiplas estapas (FiME), filtração direta ascendente (FA), filtração direta descedente (FD) com ou sem pré-floculação, dupla filtração (DF), floto-filtração e tratamento em ciclo completo. A FiME é um exemplo de tecnologia de tratamento sem coagulação química e as demais com coagulação química. A qualidade da água bruta deve ser o fator decisivo na escolha da tecnologia de tratamento e cada uma implica em diferentes custos de produção. A FiME, por empregar reduzidas taxas de filtração, requer grandes áreas para sua implantação, o que geralmente restringe seu uso para pequenas vazões. Além disto, o fato de demandar água bruta de melhor qualidade reduz ainda mais as opções de aplicabilidade desta tecnologia, principalmente em função da intensificação da degradação dos mananciais, devido, principalmente, à industrialização e ao crescimento populacional nos centros urbanos. Desta forma, as tecnologias de tratamento que empregam a coagulação química são as mais utilizadas. Dentre estas, as tecnologias de filtração direta (FA, FD e DF) demandam menores áreas em planta em relação ao tratamento em ciclo completo (por dispensarem o uso de decantadores e floculadores; exceto a FD que pode requer pré-floculação) e por empregarem o mecanismo de coagulação de adsorção e neutralização de cargas, também requerem menores dosagens de coagulante, o que traz outra grande vantagem propiciando menor geração de lodo. Contudo, também requerem água de melhor qualidade em relação ao tratamento em ciclo completo. A floto-filtração, por apresentar maior índice de mecanização (como desumidificadores, compressores, bomba de recirculação e câmara de saturação), geralmente 46
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conduz a maiores custos de produção, sendo em geral recomendada para águas contendo grandes concentrações de algas e substâncias húmicas, em virtude dos flocos formados nestas condições possuírem menor massa específica. Diante do exposto, dentre as diferentes tecnologias de tratamento empregadas na potabilização da água, o tratamento em ciclo completo, composto por coagulação, floculação, decantação, filtração e desinfecção, é a tecnologia mais empregada no Brasil. As impurezas presentes na água, como partículas coloidais, substâncias húmicas e organismos em geral, apresentam carga superficial negativa, devendo ser desestabilizadas, o que geralmente é feito com a adição de um sal de ferro ou alumínio (coagulante), que por meio das espécies hidrolisadas formadas podem adsorver na superfície das impurezas neutralizando-as (adsorção e neutralização de cargas), propiciando a remoção por uma das tecnologias de filtração direta. Com a dosagem em excesso de coagulante e dependendo das características da água, pode ocorrer a formação de um hidróxido metálico (se empregados sais de alumínio ou ferro) que envolve as impurezas, conduzindo a formação de flocos de maiores dimensões e massa específica (em relação à adsorção e neutralização de cargas), os quais podem ser facilmente removidos por sedimentação (seguida de filtração), caracterizando o mecanismo de coagulação por varredura (Duan e Gregory, 2003), indicado para o tratamento em ciclo completo. No tratamento, a coagulação química é uma das primeiras etapas pelas quais a água passa. Assim, o bom funcionamento desta etapa está diretamente relacionado ao sucesso das etapas posteriores, sendo, de extrema importância para o tratamento da água (Arboleda Valencia, 2000; Di Bernardo e Dantas, 2005; Edzwald, 2011). Para que se atinja o desempenho esperado na etapa de coagulação, é necessária a correta seleção do coagulante e sua dosagem, bem como do pH apropriado para sua utilização. Para isso, são realizados estudos de tratabilidade em laboratório, nos quais se utiliza a água bruta que se pretende tratar, diferentes tipos e dosagens de coagulantes, alcalinizantes, acidificantes, polímeros, pré-oxidantes, dentre outros produtos (Qasim et al., 2000; Di Bernardo et al., 2011). Os resultados da variação das dosagens de coagulante em ampla faixa de pH, podem ser utilizados na elaboração de diagramas de coagulação, a partir dos quais diferentes curvas de isoeficiência são geradas, de acordo com o parâmetro de controle a ser estudado, como por exemplo, a turbidez remanescente. Assim, os diagramas auxiliam na escolha do mais apropriado coagulante e suas dosagens para a água em estudo e para o período em que foi coletada. Desta forma, foram realizados estudos de tratabilidade com a água que abastece o município de São José dos Campos (SJC), Estado de São Paulo, Brasil, e buscou-se simular o tratamento de água em bancada, sendo adotadas as etapas de tratamento atualmente utilizadas na estação de tratamento de água (ETA) de SJC, que emprega a tecnologia de tratamento em ciclo completo, tendo o sulfato de alumínio como coagulante, sendo realizada também a pré-oxidação com cloro gasoso e a adição de polímero catiônico como auxiliar de floculação. 47
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Portanto, este trabalho teve como objetivo geral realizar estudos de tratabilidade com a água bruta afluente à ETA de SJC, coletada em dois períodos distintos, empregando como coagulantes, o sulfato de alumínio e o reagente de Fenton. Por meio da variação das dosagens dos coagulantes e seus respectivos valores de pH de coagulação, foram elaborados diagramas de coagulação para a velocidade de sedimentação de 1,5 cm/min. Por meio destes diagramas, selecionaram-se pares de valores nos quais foram verificados os resultados mais satisfatórios para a remoção de turbidez da água e que, posteriormente, foram utilizados em ensaios para selecionar as dosagens mais apropriadas de hipoclorito de sódio (pré-oxidante; apenas para o sulfato de alumínio) e polímero catiônico. Por fim, para simular o tratamento em ciclo completo, foram acrescentadas as etapas de filtração e desinfecção, para avaliar principalmente a formação de trihalometanos (THMs) na água final.
Material e métodos As águas empregadas no estudo são provenientes do Rio Paraíba do Sul (23º11’21,28830” S e 45º55’10,42670” W), coletadas nos dias 01 de fevereiro e 04 de julho de 2011 e correspondem a águas com características distintas, sendo a primeira característica de um período chuvoso (Água Tipo 1) e a segunda de um período de estiagem (Água Tipo 2). A coleta foi realizada nas dependências da ETA do município de SJC, operada pela Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo (SABESP), antes da adição dos produtos químicos utilizados no tratamento da água. Neste trabalho foram empregados dois coagulantes, o reagente de Fenton (cloreto ferroso marca Bauminas, teor de Fe2O3 de 18,99%; peróxido de hidrogênio marca Manchester Chemical 27,5%) e o sulfato de alumínio isento de ferro (o mesmo empregado na ETA de SJC no período do estudo; marca Cimil com teor de Al2O3 de 8,84% para a Água Tipo 1 e 8,55% para a Água Tipo 2, marca Suall). Os estudos de tratabilidade foram realizados em equipamento jar test (Nova Ética), sendo as soluções utilizadas preparadas com concentração de 4 g/L para o cloreto ferroso e sulfato de alumínio, 0,1 M para o peróxido de hidrogênio e 0,1 N para o ácido sulfúrico (FMaia Gold 96%) e hidróxido de sódio em escamas (IQBC Produtos Químicos). Em todos os ensaios fixou-se a temperatura da água em 25 + 1ºC, sendo a água em estudo caracterizada nos laboratórios da SABESP de SJC de acordo com Eaton et al. (2005). A utilização do reagente de Fenton seguiu a metodologia proposta por De Julio et al. (2005; 2006), onde inicia-se dosando a solução de H2SO4 na água bruta sob constante agitação para que o pH baixe até a faixa entre 3,5 e 4,0. Passados 30 segundos adicionam-se ao mesmo tempo o cloreto ferroso e o peróxido de hidrogênio, iniciando assim a fase oxidativa. Para a medição do pH de oxidação foram coletadas amostras de água poucos segundos após o início da fase oxidativa e, passados 1 minuto e 30 segundos de mistura, adicionou-se a solução de NaOH, 48
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momento este em que se inicia a mistura rápida. Imediatamente após a mistura rápida (10 s), coletou-se novas amostras de água para medição do pH de coagulação. Foi utilizado o mesmo gradiente de velocidade médio para as fases de oxidação e coagulação (1000 s-1). Os demais parâmetros físicos utilizados nos ensaios encontram-se na Tabela 1. Já para a utilização do sulfato de alumínio, adotou-se a metodologia proposta por Di Bernardo et al. (2011), onde inicialmente adiciona-se o ácido ou a base em agitação de 125 s-1 (100 rpm) por 30 segundos. Em seguida, dosa-se o coagulante e inicia-se a mistura rápida (10 s), com agitação de 1000 s-1 (420 rpm). Terminada a mistura rápida coletam-se amostras dos jarros para a medição do pH de coagulação. Para as etapas de floculação e decantação, seguiram-se os valores apresentados na Tabela 1. Foram coletados dados para cor aparente e para as velocidades de sedimetação de 3,0 e 0,5 cm/min, contudo, devido à restrição do número de páginas, estes não serão apresentados.
Tabela 1. Parâmetros adotados para a construção dos diagramas de coagulação Parâmetro Valor Tempo de mistura rápida (Tmr) 10 s Gradiente de velocidade médio de mistura rápida (Gmr) 1000 s-1 Tempo de floculação (Tfl) 20 min Gradiente de velocidade médio de floculação (Gfl) 30 s-1 Velocidades de sedimentação (Vs) Vs = 1,5 cm/min
Os diagramas de coagulação, inicialmente propostos por Amirtharajah e Mills (1982) e intensamente empregados por Di Bernardo e Dantas (2005), foram construídos como conjuntos, onde as linhas delimitam a região que possuem valores de turbidez menor ou igual à indicada pela curva. De posse dos diagramas de coagulação, foram selecionados dois pares de valores para cada coagulante e por tipo de água, correspondendo cada um, a uma dosagem de coagulante e seu pH de coagulação. Nos diagramas de coagulação a notação PS significa ponto selecionado. Com os diagramas de coagulação finalizados foram realizados ensaios por tentativa para selecionar a dosagem inicial de hipoclorito de sódio (marca Carbocloro 12%), para se obter concentração de 0,8 mg/L de cloro residual na água decantada, valor este praticado na ETA de SJC. Para se medir a concentração de cloro residual foi utilizada a titulometria volumétrica. O hipoclorito de sódio, preparado com 0,72 g NaClO/L, foi dosado apenas para o sulfato de alumínio, pois o reagente de Fenton também realiza uma etapa oxidativa. O gradiente de velocidade da etapa de pré-oxidação com o hipoclorito de sódio foi de 125 s-1 (100 rpm), mantido por 15 s antes do início da coagulação.
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Foram testadas a adição (0,2; 0,4; 0,6; 0,8 e 1,0 mg/L) de uma solução de polímero catiônico (Poliacrilmida marca FLOERGER, mesmo empregado na ETA de SJC), preparada com concentração de 0,5 g/L, utilizada como auxiliar de floculação. Os ensaios realizados com a adição de polímero para o sulfato de alumínio foram feitos com a dosagem de cloro antes da mistura rápida, conforme procedimento da ETA de SJC. Encerradas as determinações das dosagens de coagulantes, acidificante, alcalinizante, cloro e polímero, foi selecionada uma combinação de dosagens de produtos químicos para cada coagulante e realizados os ensaios para seleção dos gradientes de velocidade médios e tempos de mistura rápida e floculação, além de testadas diferentes velocidades de sedimentação, resultados apresentados no trabalho de Ferrari et al. (2011). Com os parâmetros selecionados foram realizados ensaios simulando o tratamento em ciclo completo, onde a água decantada foi filtrada em areia (escala de bancada) e desinfetada, sendo que amostras da água final foram analisadas medindo-se cor aparente (Espectrofotômetro, HACH DR 2500), turbidez (Turbidímetro HACH 2100P), concentrações de ferro total e alumínio total (espectrofotômetro de emissão ótica com plasma acoplado indutivamente/ICP OES, modelo Optima 5300DV, do fabricante PerkinElmer, SMEWW-3120 B) e trihalometanos –THM (Extração Líquido/Líquido, cromatografia gasosa com captura de elétrons/CG ECD, SMEWW6232 B; modelo GC – 14B, marca Shimadzu, com limite de detecção de 0,001 mg/L). Para a realização das análises de THM, a água desinfetada foi armazenada em frascos plásticos de 1 L e mantida em local fechado sem a presença de luz. Após 30 min de armazenamento foram coletadas amostras de água, sendo estas armazenadas em frascos de vidro (10 mL) contendo ácido ascórbico em local refrigerado. O mesmo procedimento foi repetido passadas 8 h da adição do hipoclorito, por ser este o tempo médio de distribuição da água tratada nos pontos mais distantes da rede em SJC.
Resultados e discussão Tabela 2. Parâmetros analisados nas águas brutas Tipo 1 e Tipo 2 Parâmetro Água Tipo 1 Turbidez (NTU) 102 Cor Aparente (uH) 846 pH 6,9 Alumínio Total (mg/L) 0,11 Ferro Total (mg/L) 2,16 Temperatura (ºC) 25,8 THM (mg/L) < 0,001 Sólidos Suspensos Totais (mg/L) 59 Sólidos Dissolvidas Totais (mg/L) 106 Sólidos Totais (mg/L) 165
Água Tipo 2 20 226 6,43 < 0,05 0,65 17,0 0,005 15 87 102 50
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As águas brutas Tipo 1 e 2, logo após a coleta foram caracterizadas (Tabela 2). Em seguida deuse início aos estudos de tratabilidade para a elaboração dos diagramas de coagulação na Vs=1,5 cm/min.
a)
b)
Figura 1. Diagramas de coagulação contendo as curvas de mesma turbidez remanescente (NTU) em função da dosagem de Sulfato de Alumínio x pH de coagulação (Vs = 1,5 cm/min). a) Água Tipo 1. b) Água Tipo 2 51
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Observa-se na Figura 1(a), Água Tipo 1, curvas de isoeficiência com valores de turbidez remanescente abaixo de 17 NTU, sendo que a menor turbidez medida (7,7 NTU) corresponde a dosagem de sulfato de alumínio de 130 mg/L (6,09 mg Al+3/L) e pH de coagulação de 6,78, com adição de 24 mg NaOH/L. Pode-se dizer que esta alta dosagem de coagulante não é racional para a rotina operacional de uma ETA, tanto pelo alto custo de produção, devido à elevada dosagem de coagulante e alcalinizante requerida no tratamento, quanto à elevada produção de lodo. Já para a Figura 1(b), Água Tipo 2, observa-se valores de turbidez remanescente abaixo de 10 NTU, com destaque para a dosagem de coagulante de 50 mg/L (2,26 mg Al+3/L) e pH de coagulação de 6,60, que resultou em turbidez remanescente de 4,1 NTU, com a adição de 9 mg NaOH/L. Para a Água Tipo 1, o primeiro par de valores selecionado corresponde à dosagem de coagulante de 45 mg/L (2,1 mg Al+3/L) e pH de coagulação de 6,12. Este ponto está relacionado à menor dosagem de coagulante, na qual se obteve o menor valor de turbidez remanescente, sem a adição de alcalinizante ou acidificante. Esse mesmo critério de seleção foi utilizado na escolha de um dos pares de valores da Água Tipo 2 (ambos na Figura 1), sendo selecionada a dosagem de coagulante de 30 mg/L (1,35 mg Al+3/L) e pH de coagulação de 6,21. O segundo par de valores selecionado levou em consideração os resultados obtidos com a velocidade de sedimentação de 0,5 cm/min. Para a Água Tipo 1, o par de valores selecionado corresponde à menor dosagem de coagulante em que se obteve turbidez remanescente abaixo de 4 NTU, em pH semelhante ao da água bruta (6,8). Isto foi obtido com dosagem de 65 mg/L (3,04 mg Al+3/L) em pH de 6,79, com adição de 12 mg/L de alcalinizante, resultando em turbidez de 3,7 NTU. Já para a Água Tipo 2, o segundo par de valores selecionado, corresponde à menor dosagem de coagulante em que se obteve turbidez remanescente abaixo de 2 NTU (curva de isoeficiência para Vs = 0,5 cm/min), ou seja, dosagem de coagulante de 45 mg/L (1,81 mg Al+3/L), pH de coagulação de 6,53, com a adição de 9 mg NaOH/L. Observa-se na Figura 2(a), diagrama elaborado com o uso do reagente de Fenton, que a menor turbidez remanescente obtida para a Água Tipo 1 foi de 5,3 NTU. Já para a Água Tipo 2, Figura 2(b), o menor valor de turbidez medido foi de 1,2 NTU, com menor dosagem de produtos químicos, evidenciando as diferenças na tratabilidade das duas águas. Fato similar foi observado para o sulfato de alumínio (Figura 1).
52
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a)
b)
Figura 2. Diagramas de coagulação contendo as curvas de mesma turbidez remanescente (NTU) em função da dosagem de reagente de Fenton x pH de coagulação (Vs = 1,5 cm/min). a) Água Tipo 1. b) Água Tipo 2
Com a utilização do reagente de Fenton na Água Tipo 1, Figura 2(a), o primeiro ponto selecionado apresenta dosagem de 60 mg/L de cloreto ferroso (7,97 mg Fe +2/L) e 14,6 mg H2O2/L, 10 mg H2SO4/L para acidificação do meio e ocorrência da fase oxidativa (pH 3,69) e 20 mg NaOH/L para propiciar a ocorrência da coagulação (pH 6,09). O segundo ponto selecionado da Figura 2 a) apresenta dosagem de 70 mg/L de cloreto ferroso (9,29 mg Fe +2/L) e 17,0 mg H2O2/L, sendo adicionado 9 mg H2SO4/L, pH de oxidação de 3,66 e 22 mg NaOH/L, pH de coagulação de 6,35. Para o primeiro ponto selecionado adotou-se como critério a menor 53
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dosagem de coagulante em que se obteve turbidez abaixo de 10 NTU, enquanto o segundo ponto selecionado do reagente de Fenton para a Água Tipo 1 corresponde ao menor valor de turbidez remanescente medido (2,47 NTU, observado para a Vs = 0,5 cm/min). Já para a Água Tipo 2, Figura 2(b), os pontos selecionados correspondem à menor dosagem de coagulante em que se obteve turbidez abaixo de 5,0 NTU em pH próximo à 6, ou seja, 50 mg/L de cloreto ferroso (6,64 mg Fe+2/L), 12,1 mg H2O2/L, com a adição de 12 mg H2SO4/L (pH de oxidação de 3,82) e 9 mg NaOH/L (pH de coagulação de 5,86), e ao menor valor de turbidez medido (1,2 NTU) para a Vs=1,5 cm/min, 55 mg/L de cloreto ferroso (7,31 mg Fe+2/L), 13,3 mg H2O2/L, 11 mg H2SO4/L e NaOH/L, para um pH de oxidação de 3,81 e de coagulação de 6,36. Observa-se nos diagramas de coagulação (Figuras 1 e 2), a formação de duas regiões com eficiências de remoção de turbidez semelhantes, o que pode ser explicado por clássicas interpretações científicas, que mencionam a existência de dois mecanismos de coagulação predominantes envolvendo íons metálicos, o de ‘adsorção e neutralização de cargas’ e o da ‘varredura’. O primeiro mecanismo ocorre em valores de pH mais baixos, com o coagulante apresentando-se em sua forma catiônica, e o segundo mecanismo em valores de pH mais elevados e maiores dosagens de coagulante, o qual precipita como hidróxido metálico (Duan e Gregory, 2003). Dependendo da natureza da água e das propriedades dos colóides, o desempenho da coagulação poderá variar consideravelmente. Portanto, assume-se que o mecanismo de coagulação de adsorção e neutralização de cargas foi predominante na primeira região formada nos diagramas, ao passo que na segunda região o mecanismo da varredura predominou. Verifica-se nas Figuras 1 e 2 que a Água Tipo 1 requereu maiores dosagens de coagulante, devido principalmente às características iniciais da água bruta (típica de período chuvoso), que, conforme a Tabela 2, apresentou maiores valores de turbidez, cor aparente e sólidos (se comparado aos valores obtidos com a Água Tipo 2), o que acarretou em um maior número de partículas para serem desestabilizadas no processo de coagulação. Pode-se dizer que a Água Tipo 2 (característica do período de estiagem), além de requerer menores dosagens de coagulante, proporcionar menores valores de turbidez na água decantada, também apresentaria a vantagem de gerar menores volumes de lodo. Possivelmente a Água Tipo 2 poderia ser tratada por filtração direta, proporcionando reduções adicionais na dosagem de coagulante (mecanismo de coagulação de adsorção e neutralização de cargas) e na geração de lodo, podendo a ETA ser flexível para atender à grande variação observada na qualidade da água ao longo do ano. Ao analisar o tipo de coagulante, pode-se dizer que o reagente de Fenton, na etapa de elaboração dos diagramas, foi mais eficiente na remoção de turbidez da água em questão, nas condições nas quais os ensaios foram realizados. 54
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Depois de selecionados os dois pares de valores para cada coagulante, dosou-se a solução de NaClO, antes da adição do coagulante (apenas para o sulfato de alumínio), com a finalidade de se promover uma etapa pré-oxidativa, buscando-se um residual de cloro na água decantada de 0,8 mg/L, conforme ocorre na ETA de SJC. Em seguida, avaliou-se a influência do polímero como auxiliar de floculação na remoção de turbidez, sendo este dosado após 1/3 do início do tempo de floculação. Para o sulfato de alumínio, os ensaios com polímero ocorreram com a dosagem de cloro na etapa pré-oxidativa. Foi selecionada uma dosagem de polímero para cada coagulante e para cada tipo de água estudada (Tabela 3). O critério de seleção das dosagens de polímero foi a obtenção de turbidez na água decantada menor que 3 NTU (visando aumentar a duração das carreiras de filtração) e turbidez da água filtrada menor ou igual a 0,5 NTU, conforme padrão de potabilidade brasileiro (isto não foi alcançado apenas para a água Tipo 1 com o sulfato de alumínio, provavelmente por algum problema com a areia dos filtros, a qual foi substituída para os ensaios com a água Tipo 2). Buscou-se também empregar as menores dosagens de coagulantes (lembrando-se que para cada água de estudo foram selecionados dois pares de valores nos diagramas) e não selecionar as dosagens de polímero de 0,8 e 1,0 mg/L, pois estas proporcionaram excessiva sedimentação dos flocos na etapa de floculação. Selecionadas as dosagens de coagulante, NaClO (como pré-oxidante; apenas para o sulfato de alumínio) e polímero foram realizados estudos para a seleção dos parâmetros de mistura rápida, floculação e decantação. Em seguida foram realizados ensaios simulando o tratamento em ciclo completo, sendo apresentadas as médias aritméticas dos resultados seguidas dos desvios padrão (Tabela 3), ou seja, valores obtidos de turbidez e cor aparente da água decantada e filtrada. Observa-se na Tabela 3, que praticamente em todas as simulações do tratamento em ciclo completo, a turbidez remanescente média da água filtrada mostrou-se abaixo de 1,0 NTU, porém o novo padrão de potabilidade brasileiro, de dezembro de 2011 (Portaria nº 2914/2011), estabelece turbidez máxima de 0,5 NTU para água submetida à filtração rápida, destacando-se assim o reagente de Fenton, que para os dois tipos de águas estudadas apresentou turbidez média próxima a 0,5 NTU, conforme determina esta nova Portaria. É válido ressaltar que a menor turbidez obtida na água filtrada durante a realização dos ensaios em ciclo completo, 0,41 NTU (desvio padrão de 0,028), se deu com o uso do sulfato de alumínio na Água Tipo 2, adicionando-se apenas 0,2 mg/L de polímero, e que, possivelmente, ocorreu algum problema com a areia (dos filtros em escala de laboratório) para a Água Tipo 1, razão pela qual ela foi substituída para os ensaios com a Água Tipo 2. Quanto à cor aparente, os dois coagulantes estudados atenderam o padrão de potabilidade brasileiro, que estabelece 15 uH o valor máximo permitido na água final a ser distribuída, porém o sulfato de alumínio conduziu a menores valores, principalmente para a água Tipo 2. 55
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Tabela 3. Resultados dos ensaios simulando o tratamento da água em ciclo completo Turbidez (NTU) Dosagem Polímero Decantada Coagulante Água pH final (mg/L) (mg/L) Filtrada 1,5 cm/min 6,53 Tipo 1 45 0,6 3,10 +0,402 1,44 +0,012 Sulfato de +0,005 Alumínio 6,86 Tipo 2 30 0,2 1,078 +0,163 0,41 +0,028 +0,036 6,21 60 0,4 2,0 +0,285 0,51 +0,033 Tipo 1 +0,012 Reagente de Fenton 6,52 Tipo 2 55 0,4 0,89 +0,218 0,46 +0,029 +0,664
Cor Aparente (uH) Filtrada 11 1 12 13
Após a etapa de filtração, foi adicionado o NaClO (como desinfetante) para os dois coagulantes, sendo medida a concentração de ferro total (reagente de Fenton), alumínio total (sulfato de alumínio) e as concentrações de THM para as águas coletadas 30 min e 8 h após a desinfecção, sendo os resultados apresentados na Tabela 4.
Tabela 4. Resultado das análises realizadas na água final Coagulante
Água
Dosagem (mg/L)
Sulfato de Alumínio Reagente de Fenton
Tipo 1 Tipo 2 Tipo 1 Tipo 2
45 30 60 55
H2O2 (mg/L)
Ácido (mg/L)
Base (mg/L)
14,6 13,3
0 0 14 13
0 0 15 11
Ferro Total (mg/L) 0,36 0,335
Alumínio Total (mg/L) < 0,05 < 0,05 -
THM (mg/L) 30 8h min 0,015 0,026 0,010 0,023 0,007 0,009 0,005 0,010
Nota-se na Tabela 4, com relação ao parâmetro ferro total, que o reagente de Fenton apresentou valor máximo permitido (VMP) acima do estabelecido pelo padrão de potabilidade brasileiro (0,3 mg/L), diferentemente do que ocorre com a concentração do alumínio total, pois em todas as amostras ela se encontra bem abaixo do VMP (0,2 mg/L). Contudo, o novo padrão de potabilidade em vigência no Brasil (Portaria nº 2914/2011) permite concentração de ferro acima do VMP de 0,3 mg/L desde que o elemento ferro esteja complexado com produtos químicos comprovadamente de baixo risco à saúde, os VMPs dos demais parâmetros não sejam violados e a concentração de ferro não ultrapasse 2,4 mg/L. Desta forma, isto não se configura um empecílho ao emprego do reagente de Fenton para as águas em estudo. Para os resultados das medições das concentrações de THM (Tabela 4), pode-se afirmar que todos se encontram abaixo do valor máximo permitido pela Portaria nº 2914/2011 para a água de consumo humano (0,1 mg/L), com destaque para o reagente de Fenton. 56
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A estratégia para a seleção das dosagens dos produtos químicos foi realizada a partir da avaliação de uma variável por vez. Devido às interações entre as variáveis, este tipo de seleção não garante ter sido encontrada a melhor condição de operação para o processo. Um planejamento experimental do tipo fatorial e o emprego de superfícies de resposta poderiam conduzir a uma melhor aproximação da melhor condição de operação. Contudo, dependendo do tamanho da amostra, mesmo um planejamento experimental do tipo fatorial poderia não conduzir à melhor combinação de dosagens de produtos químicos. A metodologia empregada neste trabalho, proposta por Di Bernardo et at. (2011), vem sendo extensivamente empregada por pesquisadores, consultores e projetistas brasileiros há décadas, apresentando bons resultados na obtenção de condições apropriadas para o tratamento de diferentes tipos de água bruta em diferentes regiões do Brasil e mesmo de outros países. No entanto, salienta-se (independentemente da metodologia empregada nos estudos de tratabilidade) que a etapa de pré-operação da estação deve ser feita por técnicos qualificados, sendo o start up da ETA de suma importância para otimização e refinamentos na operação da ETA em escala real.
Conclusões e recomendações Na etapa de elaboração dos diagramas de coagulação (água decantada) e nos ensaios do tratamento de água em ciclo completo (água decantada e filtrada), pode-se dizer que, em geral, a utilização do reagente de Fenton se mostrou mais eficiente na remoção de turbidez da água, além de proporcionar os menores valores de THM medidos nas águas finais. O uso do sulfato de alumínio como coagulante para a Água Tipo 2 alcançou a menor turbidez média para esta etapa do estudo, 0,41 NTU na água filtrada, e, ao se analisar os resultados obtidos na água final, pode-se dizer que sua utilização se destacou com menores concentrações residuais de metais, ficando bem abaixo do valor máximo permitido para o alumínio, além de menores valores medidos de cor aparente. Portanto, conclui-se que, para as águas em estudo, nas condições em que os ensaios foram realizados, tanto o sulfato de alumínio como o reagente de Fenton podem ser empregados para o tratamento em ciclo completo da água oriunda do rio Paraíba do Sul.
Agradecimentos. – À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), à Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo (SABESP) e à empresa Nova Ética.
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Brasil.
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. APLICAÇÃO DO RESÍDUO ARGILOSO DO PÓLO GESSEIRO DO ARARIPE (PERNAMBUCO – BRASIL) COMO ADSORVENTE DE CORANTE TÊXTIL.
Victor Fernandes Bezerra de Mello 1 Juliana dos Prazeres Gama de Abreu 1 Joelma Morais Ferreira 1 José Fernando Thomé Jucá 2 *Maurício A. da Motta Sobrinho 1,2
APPLICATION OF THE WASTE CLAY PLASTER POLE OF ARARIPE (PERNAMBUCO - BRAZIL) AS ADSORBENT OF TEXTILE DYE Recibido el 29 de marzo de 2012; Aceptado el 26 de junio de 2012
Abstract The state of Pernambuco, northeastern Brazil, has a large deposit of gypsum, which made the Araripe region as one of the main centers of the country plasterers. Coupled with the economic development has been the generation of large volumes of waste generated from the extraction of ore. In this center of development within the state there is a textile center which accounts for 14% of national production of jeans. Joining these two poles, this study aims to use an inexpensive adsorbent, such as clays of the send-off of the Araripe, which is an environmental liability. Clays were tested fresh and heat treated at different temperatures, to optimize treatment of it. To the best condition, the residue was characterized by X-ray diffraction and BET. Then we performed a second design to optimize the adsorptive process. The results obtained, it was concluded that the best condition is for a smaller mass, higher and lower temperature stirring for both systems dye / clay with a removal of 99,82%. Key Words: adsorption, textile dye, residual clay, indigo 1
*Laboratório Interdisciplinar de Meio Ambiente (LIMA-UFPE) Grupo de Resíduos Sólidos (GRS-UFPE), Departamento de Engenharia Civil- CTG, Universidade Federal de Pernambuco Av. Acadêmico Hélio Ramos, s/n- CEP 50740-530 – Brasil 2
*Autor Corresponsal: Departamento de Engenharia Química, CTG, Universidade Federal de Pernambuco. Rua Prof. Arthur de Sá, s/n - Cidade Universitária – 50740-521. Recife, Pernambuco, Brasil. Email: mottas@ufpe.br.
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Resumo O estado de Pernambuco, nordeste do Brasil, possui uma grande jazida de gipsita, o que tornou a região do Araripe como um dos principais pólos gesseiros do país. Aliado ao desenvolvimento econômico, tem-se a geração de grande volumes de resíduos originados da extração deste minério. Além deste pólo de desenvolvimento, no interior do estado há um pólo têxtil que responde por 14% da produção nacional de jeans. Unindo estes dois pólos, este trabalho tem por objetivo utilizar um adsorvente barato, como é o caso das argilas do bota-fora do Araripe, que é um passivo ambiental. Foram testadas argilas in natura e tratadas termicamente a diferentes temperaturas, para se otimizar o tratamento da mesma. Para a melhor condição, o resíduo foi caracterizado por difração de raios X e por BET. Em seguida foi realizado um planejamento experimental fatorial para se otimizar o processo adsortivo. Através dos resultados obtidos, concluiu-se que a melhor condição é para uma menor massa, maior agitação e menor temperatura, para ambos os sistemas corante/argila com uma remoção de 99,82%. Palavras chave: adsorção; corante têxtil, resíduo argiloso; azul anil.
Introdução O município de Toritama encontra-se localizado no agreste setentrional de Pernambuco a 167 Km do Recife e a 36 Km de Caruaru. Apesar de ser um município pequeno, possui como principal atividade a indústria de confecções de roupas e lavanderias industriais, seu centro comercial é o parque das feiras. Os efluentes dessas indústrias causam destruição à vida aquática quando lançados nos rios sem tratamento adequado. Estima-se que pelo menos 20% dos corantes têxteis sejam descartados em efluentes, devido a perdas ocorridas durante o processo de fixação da tintura às fibras (CLAUSEN; TAKASHIMA, 2007). Efluentes com corantes são um dos efluentes mais difíceis de serem tratados devido a elevada concentração de matéria orgânica (expressa em termos de DBO e DQO), de sólidos suspensos e de compostos tóxicos, além da fácil identificação do descarte pela sua cor (WESEMBERG et al., 2003). Os corantes lançados no meio ambiente são tóxicos à vários organismos, e afeta o ecosistema principalmente pelo bloqueio da luz solar que causa uma redução na produção de oxigênio pela fotossíntese das algas e plantas presentes no corpo hídrico (AKSU, 2005). A molécula de corante é constituída por duas partes principais: o grupo cromóforo, que dá a cor ao composto, e grupos auxiliares (auxocromos), que facilitam a sua afinidade para o substrato e que são responsáveis pela fixação do corante à fibra, tecido, couro, cabelo, papel, entre outros, conferindo uma coloração resistente à luz e à lavagem (GUPTA & SUHAS, 2009). Pelo modo de fixação os principais são: ácidos, reativos, diretos, azóicos, dispersivos, à cuba e prémetalizados, dos quais os únicos que não se aplicam à industria têxtil são os pré-metalizados e os básicos (GUARATINE, 2000). Na literatura são encontrados diferentes métodos que são utilizados para tratar efluentes aquosos coloridos (LU et al., 2009; KHOUNI et al., 2011; AMAR et al., 2009). 60
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Não existe um método geral para descoloração de efluentes aquosos da indústria têxtil. A maior parte das indústrias realiza processos de tratamentos fundamentados na operação de precipitação/coagulação, seguida de ação biológica, principalmente com lodos ativados (BRUNO, 2008). As técnicas de tratamento fundamentadas em processo de coagulação seguida por flotação ou sedimentação apresentam elevada eficiência na remoção de material particulado, mas a remoção de cor e de compostos orgânicos dissolvidos é deficiente (CARVALHO, 2010). ÖZACAR et al. (2005), TAN et al. (2007) e AL-QODAH (2000) investigaram a remoção do corante reativo Azul Drim KBL em xisto retortado e concluíram que foi melhor representada pelo modelo de Langmuir, pois, além de exibir um coeficiente de correlação próximo de um, observou-se que o aumento da concentração fez com que a quantidade de corante retida no adsorvente tendesse a um valor máximo. SILVA (2008) estudou a adsorção do corante Solophenyl Turquesa BRLE em argilas esmectitas. A equação da isoterma de Langmuir foi a que melhor se ajustou aos dados da adsorção. A quantidade máxima de corante removida pode variar drasticamente e irá depender das características químicas e físicas dos adsorventes, pois tais propriedades estão diretamente relacionadas com os processos de quimissorção e fisissorção do adsorvato. As características de cada corante também não podem ser desprezadas no processo de adsorção. O tamanho destas moléculas possibilita uma difusão apenas parcial, principalmente em adsorventes com elevada microporosidade (HODA et al., 2006). Neste trabalho, procurou-se utilizar um adsorvente barato, como é o caso das argilas do bota-fora do Araripe, que é um passivo ambiental.
Materiais e Métodos Corante O corante utilizado (reativo) foi Azul Anil Op (Trilimp), cuja estrutura está representada na Figura 1.
Figura 1 - Estrutura do corante reativo Azul Anil fabricado pela Trilimp. (PRIGIONE, 2008) 61
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Inicialmente foi construída uma curva de calibração, no espectrofotômetro UV-Vis Genesis 10 da Thermo, para o corante. Para tanto foram preparadas soluções nas concentrações de: 0,1; 0,2; 0,5; 2; 5; 10 e 20 mg/L. As soluções foram preparadas diluindo-se o corante em pó em água destilada. Todos os ensaios foram realizados em duplicata. Foi construída também uma curva de calibração para o papel de filtro FMAIA quantitativo tarja azul, tendo em vista que após a adsorção o material foi filtrado. Esta curva foi obtida filtrandose cada uma das soluções nas mesmas concentrações utilizadas para curva de calibração e medindo-se o novo valor de absorbância no espectrofotômetro. A partir destes dados pôde-se calcular o fator de correção, possibilitando assim encontrar o valor real de concentração final. O Adsorvente As argilas foram coletadas em sua forma in natura contendo partes de todas as camadas do capeamento, que após mineração é denominado “bota-fora”, na frente de lavra da Mineradora São Jorge, localizada no município de Trindade-PE. A argila em sua forma in natura, foi posta em estufa a 60oC por 8 horas. Após secagem as argilas passaram por um Britador de mandíbulas, seguida por um moinho de rolos. Após o processo mecanizado de trituração, passou ainda por um processo manual com a utilização de um rolo de madeira, a fim de reduzir ainda mais sua granulometria. Em seguida foram submetidas a tamisação em peneiras para obtenção das granulometrias de 9 (2,19 mm), 14 (1,41 mm) e o passante de 20 mesh (0,841 mm). Tratamento da Argila Para cada uma das faixas granulométricas obtidas foi realizado um tratamento térmico a 200, 400 e 600ºC. A adsorção foi realizada a partir do Corante Reativo Azul Anil Op (Trilimp), na concentração de 10 mg/L. Utilizou-se em erlenmeyer de capacidade 125mL, o volume de 25mL de uma solução de concentração 10 mg/L de corante e 0,5g de argila tratada termicamente. A mistura foi submetida a agitação de 450 rpm durante 60 min. Em seguida, a solução foi filtrada utilizando funil de vidro e papel de filtro quantitativo tarja azul, para ser então realizada a quantificação da concentração do corante. A argila foi caracterizada por difração de Raios X e pela Medição da Área Superficial Específica (BET). Definida a melhor argila in natura ou termicamente tratada em suas diferentes granulometrias, foi elaborado um planejamento experimental fatorial completo 2³ seguido de 3 pontos centrais com auxílio do software Statistica versão 6.0. Para tanto foram definidas como variáveis de entrada a temperatura durante a adsorção, a massa da argila e a agitação e como variável de resposta a capacidade de adsorção da argila (q). Os valores máximos, mínimos e ponto central dos parâmetros experimentais estão dispostos na Tabela 1. O tempo de agitação foi de 120 minutos, valor obtido através de um experimento cinético preliminar com massas de 0,5 e 2,5 g.
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Tabela 1. Parâmetros empregados do planejamento experimental fatorial 23 Massa Agitação Temperatura (g) (rpm) (ºC) (-1) 0,5 50 30 0 1,5 150 50 (+1) 2,5 250 70
O valor de q foi obtido a partir da Equação 1 e da eficiência pela Equação 2.
q
C
i
C f .v
Equação (1)
m
E f (%)
C C .100 i
f
Equação (2)
Ci
Onde q: quantidade adsorvida (g de adsorvente/mg de adsorbato) Ci e Cf: concentração inicial e final da solução (ppm) v: volume da solução (L) m: massa do adsorvente (g)
A adsorção foi realizada nas condições estabelecidas pelo planejamento experimental em incubadora shaker de marca Marconi MA-420, com volumes de 50mL em erlenmayers de 250 mL com a concentração do corante de 10 mg/L. Após a realização dos ensaios de adsorção as amostras foram centrifugadas numa rotação de 5000 rpm durante 15 minutos para que fosse separado o material argiloso e o sobrenadante, o qual foi filtrado em papel de filtro faixa azul. A concentração final do filtrado foi determinada pelo espectrofotômetro UV-Vis.
Resultados Tratamento da argila Esta etapa teve por objetivo otimizar as propriedades de adsorção do material frente às características do corante, avaliando também a real necessidade do tratamento, uma vez que o mesmo irá aumentar os custos do tratamento.
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Utilizando-se 25 ml de uma solução aquosa de 11,26 mg/L do corante Azul Anil op, com 0,5 de argila, o experimento apresentou soluções com remoções (média das duplicatas de cada ensaio) variando entre 97,87 e 99,82% (Tabela 2) as concentrações finais oscilaram entre 0,0201 e 0,2398 ppm. Desta forma pode-se definir a utilização da argila in natura com granulometria 14 mesh como adsorvente para este trabalho. A remoção foi de 99,82%, com capacidade de adsorção de 0,56 mg/g. As concentrações finais obtidas foram corrigidas pelo fator de correção do papel de filtro obtido através da curva de calibração.
Tabela 2. Resultados finais da eficiência de remoção (%) cada temperatura e granulometria da argila para a solução do corante Reativo Azul Anil Op (Ci=11,26 ppm) In natura 9 mesh 14 mesh 20 mesh
99,26 99,82 99,65
Tratada a 200ºC 97,87 98,95 98,57
Tratada a 400ºC 99,03 99,31 99,38
Tratada a 600ºC 99,19 98,14 98,42
Caracterização das Argilas A análise dos difratogramas de raios X sugere variações estruturais dos argilominerais. A amostra in natura apresentou, quando glicolada, mudança do pico de 15 Å (d001) para 18 Å (d001). Esse comportamento é representativo dos minerais do grupo da esmectita. O referido deslocamento não revelou o surgimento de pico em torno de 14 Å atribuível à vermiculita ou clorita. A permanência do pico de 10 Å (d001) confirma a existência de mica ilita trioctaédrica, pela não destruição da estrutura mineral à temperatura de 600ºC. A essa mesma temperatura, o desaparecimento do pico de 7 Å indica que ele é representativo da caulinita (d001), que, pelo aquecimento, transforma-se em metacaulinita por desidroxilação e perda da estrutura por distorções dos íons-alumínio na camada octaédrica, segundo Souza Santos (1992). A análise dos difratogramas de raios X das amostras in natura (Figura 2A), apoiada na interpretação dos difratogramas das análises das amostras submetidas a tratamentos químico e térmico, indicou, portanto, a presença dos grupos minerais esmectita, caulinita e mica (ilita). Foi observada, ainda, a participação do mineral quartzo (d001 = 3,35 Å) no conjunto dos minerais presentes na argila. A Figura 2B mostra os difratogramas das análises da amostra in natura e nas diferentes condições de tratamento. A análise de BET demonstrou (Tabela 3) que o tratamento térmico provocou uma redução na área superficial de 13,3% . Todavia provocou um aumento no tamanho dos poros de 21,16%. Como alguns corantes apresentam a estrutura muito grande, o aumento da porosidade pode ter sido um dos fatores de contribuíram para a melhoria da adsorção de alguns corantes, como o
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Nylosan Azul brilhante. Todavia para o corante reativo Azul Anil Op, este aumento no tamanho dos poros não provocou aumento na adsorção deste corante.
(Q) 3,35
1400
a
2000
1000
Intensidade (cps)
1500
Intensidade (cps)
b
1200
1000 (E) 15,7 (I) 10,16
500
4,27 (C) 7,25
4,50
3,69
3,27 3,04
2,46 2,29
2,57
5,01
0
10
20
30
2 (graus)
____ Glicolada
(E) 18,4
600
____ Aquecida 600o C
(E) 15,7 (I) 10,16
400
(C) 7,25
1,82 2,13 1,98
200
1,67
2,25
0
____ In natura
800
40
0
50
60
0
2
4
6
8
10
12
14
16
2 (graus)
Figura 2. Difratograma da amostra da argila in natura evidenciando reflexões basais (d001) da esmectita (E), ilita (I), caulinita (C) e quartzo (Q) (a) e Difratogramas da argila revelando o deslocamento do pico representativo das reflexões basais (d001) da esmectita in natura, de 15 Å, para 18 Å, após glicolagem e o desaparecimento dos picos da esmectita e da caulinita, após aquecimento (b)
Tabela 3. Resultados da análise de área superficial e do diâmetro de poro para as argilas estudadas Área Superficial (m²/g) Diâmetro médio do poro (nm) Argila “in natura” 46,6764 2,7204 Argila Tratada a 600 oC 40,4701 3,2962
De acordo com Sing et al. (1985), a isotermas das argilas, tanto a bruta como a tratada termicamente (Figuras 3a e 3b), são do tipo IV. A histerese entre a adsorção e a dessorção é provocada por condensação capilar que ocorre nos mesoporos. A parte incial desta isoterma é atribuída a adsorção mono-multicamada, na parte não porosa ou mesoporosa do adsorvente. Ainda segundo este autor, as isotermas do tipo IV são características de adsorventes mesoporosos industriais. Sing et al. (1985) classifica os tamanhos de poros dos adsorventes como: macroporos, os que possuem diâmetros maiores que 50 nm (0,05 μm); os mesoporos entre 2 e 50 nm; e os microporos com diâmetros menores que 2 nm.
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a
b
Figura 3. Isotermas de adsorção de N2 (análise BET) para a argila in natura (a) e a argila calcinada a 600oC (b)
Otimização do Processo Adsortivo Uma vez definido o adsorvente, partiu-se para a otimização do processo adsortivo, analisando a influência dos parâmetros massa, agitação e temperatura na capacidade de adsorção (q) da argila. Foi utilizado um tempo de 120 min. Através da Tabela 4, verifica-se que a condição ótima de agitação, massa e temperatura utilizadas nos ensaios de adsorção a fim de se obter a maior concentração final de corante por g de adsorvente ocorreu nos experimentos 3 e 4 (valores médios das duplicatas). Como para o experimento 3 há a necessidade de se aquecer, o ponto ótimo foi então definido como o experimento 4, no qual a temperatura foi de 30ºC, a agitação de 250rpm, utilizando 0,5g da argila "in natura" 14 mesh (partículas entre 1,41 e 2,19 mm).
Tabela 4. Resultado do planejamento experimental (pH 7,5 ; tamanho de partículas entre 1,41 e 2,19 mm) Experimento 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Massa (g) 1 1 -1 -1 1 1 -1 -1 0 0 0
Agitação (rpm) 1 1 1 1 -1 -1 -1 -1 0 0 0
Temp. (ºC) 1 -1 1 -1 1 -1 1 -1 0 0 0
q médio (mg/g) 0,10381 0,10433 0,51639 0,51652 0,10208 0,10073 0,47097 0,46767 0,17194 0,17203 0,17129 66
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Os resultados obtidos a partir do planejamento experimental demonstraram remoção satisfatória de cor no ponto ótimo. Verificou-se que a eficiência máxima de remoção foi de 99,72% (obtida no experimento 2). Este valor está muito próximo ao obtido no ponto ótimo (experimento 4) no qual a eficiência foi de 98,75% com uma capacidade de adsorção de 0,5165 mg/g. Através do gráfico de Pareto (Figura 4a), pode-se avaliar a influência de cada variável, demonstrando sua significância. Constatou-se que a variável de maior significância foi a quantidade de adsorvente, seguido da agitação. Observou-se ainda como efeito significativo a interação massa e agitação.
Figura 4. Gráfico de Pareto do sistema corante azul anil/argila "in natura", apresentando os efeitos das variáveis no processo adsortivo (a) e Superfície de resposta para o efeito da agitação e da massa na capacidade de adsorção do corante azul anil na argila "in natura"(b)
Pode-se observar, através do gráfico de superfície de resposta (Figura 4b) com o decréscimo da quantidade de massa maior será a quantidade de corante adsorvida (Q). Por esta figura, podese ainda observar que a agitação influencia discretamente o processo (inclinação mais suave), fato que está de acordo com o gráfico de Pareto. Os ensaios cinéticos (t= 90 min. para a condição ótima), de equilíbrio e cálculos de ΔH e ΔS foram realizados e serão publicados.
Conclusões O resíduo da mineração da gipsita, mistura de argila e outros minerais, mostrou-se eficaz para a adsorção do corante reativo Azul anil Op. Verificou-se na etapa de tratamento do adsorvente, que neste caso, a ativação térmica não influenciou nos resultados finais e a granulometria entre 1,41 e 2,19mm foi que apresentou maior eficiência. A otimização do processo adsortivo pelo planejamento indicou que a melhor condição é para uma menor massa, maior agitação e menor temperatura, para ambos os sistemas corante/argila. 67
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRATAMIENTO ALCALINO DE LOS RESIDUOS AGROINDUSTRIALES DE LA PRODUCCIÓN DEL TEQUILA, PARA SU USO COMO COMPLEMENTO DE ALIMENTO DE RUMIANTES.
* Clementina Rita Ramírez Cortina 1 María de la Soledad Alonso Gutiérrez 2 Luc Rigal 2
AGROINDUSTRIAL RESIDUALS ALKALINE TREATMENT OF THE TEQUILA PRODUCTION, FOR ITS USE AS A RUMIANTS’ FOOD COMPLEMENT Recibido el 25 de julio de 2011; Aceptado el 29 de junio de 2012
Abstract In the Tequila production, an alcoholic beverage from Mexico, almost 0.8 Kg of agroindustrial residuals (agave bagasse) are generated for every tequila liter produced. These residuals are currently being deposited in confined places, without any treatment or utilization. The agave bagasse analysis resulted in: cellulose 42%, lignin 14%, hemicellulose 18.5%, total nitrogen 2.6%, pectine 0.8%, fats and oils 0.8%, total reducer sugars 5%, ashes 6.2%. In this research, the technical feasibility of the use of bagasse as ruminant fodder was studied. To be able to use the bagasse as fodder complement it is necessary to increase its digestibility, so bagasse alkaline treatments were carried out for this purpose. Sodium hydroxide, ammonium hydroxide and calcium hydroxide were used for the alkaline treatments. The process operating conditions were: temperature 30 and 50 °C; alkali concentration 2, 5 and 10 %, bagasse humidity 20 and 80%, reaction time 24 hours. The bagasse digestibility with treatment and without treatment was carried out by the in sacco method. The digestibility increase with alkali was as follows: with sodium hydroxide it was around 43%, with ammonium hydroxide it was 50% approximately and with calcium hydroxide it was about 54% without treatment the bagasse digestibility was of 36%. Key Words: Agave, alkaline treatment, bagasse, digestibility. 1 2
Departamento de Energía, Universidad Autónoma Metropolinana - Azcapotzalco. École Nationale Supérieure de Chimie de Toulouse de l´Institut National Polytechnique de Toulouse, France.
*Autor Corresponsal: Departamento de Energía, División de CBI, Universidad Autónoma Metropolitana – Azcapotzalco. San Pablo 180, Colonia Reynosa Tamaulipas, Delegación Azcapotzalco, CP 02200 México D. F., México. Email: crrc@correo.azc.uam.mx
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Resumen En la producción de tequila, bebida alcohólica originaria de México, se generan cerca de 0.8 Kg de residuo agroindustrial (bagazo de agave) por cada litro de tequila producido. Este residuo, actualmente es depositado en lugares confinados, sin ningún tratamiento ni utilización. El análisis del bagazo de agave dio como resultado: celulosa 42%, lignina 14%, hemicelulosas 18.5%, nitrógeno total 2.6%, pectinas 0.8%, grasas y aceites 0.8%, azúcares reductores totales 5%, y cenizas 6.2%. En esta investigación, se estudió la viabilidad técnica de usarlo como complemento alimenticio de rumiantes. Para usar el bagazo como alimento animal es necesario aumentar su digestibilidad, con tal fin se realizaron tratamientos alcalinos del bagazo. Para el tratamiento alcalino se usaron: hidróxido de sodio, hidróxido de amonio e hidróxido de calcio. Las condiciones de operación del proceso fueron: temperatura 30 y 50 °C; concentración del álcali 2, 5, 10%; humedad del bagazo 20 y 80%, tiempo de reacción 24 horas. La digestibilidad del bagazo con tratamiento y sin tratamiento se realizó por el método in sacco. El aumento de la digestibilidad con álcalis fue el siguiente: con hidróxido de sodio fue de alrededor de 43 %, con hidróxido de amonio fue de aproximadamente 50% y con hidróxido de calcio de alrededor de 54 %; sin tratamiento la digestibilidad del bagazo fue de 36%. Palabras clave: Digestibilidad, bagazo, agave, tratamiento alcalino.
Introducción. El agave tequilana Weber, variedad azul, se utiliza para la producción de tequila con denominación de origen. Este agave fue seleccionado por los productores de tequila a través del tiempo [Gentry 1982 ; Valenzuela 2003]. La transformación industrial del agave tequilana Weber, variedad azul, para la producción de tequila, genera dos productos principales: el jugo de azúcares que serán utilizados para la obtención del tequila y el bagazo de agave residuo sólido de la extracción. El bagazo de agave, residuo agroindustrial de las fábricas de tequila, es producido en una relación de 0.8 Kg de bagazo/litro de tequila fabricado. Actualmente es depositado en lugares específicos sin ningún tratamiento ni valorización. Este residuo está compuesto de material fibroso heterogéneo y de un material orgánico no fibroso en forma de partículas finas. El bagazo está compuesto de material lignocelulósico, azúcares y otros compuestos que por sus características físico-químicas puede ser utilizado para la elaboración de diversos productos de interés económico. Para aumentar la digestibilidad de los residuos lignocelulósicos se pueden emplear diversos tratamientos que pueden ser físicos, químicos (ácidos, alcalinos) y biológicos. En este estudio se eligieron los tratamientos alcalinos con hidróxido de sodio, hidróxido de calcio e hidróxido de amonio. Se eligieron estos tratamientos por ser los más económicos y de facilidad técnica. La hidrólisis de los residuos lignocelulósicos por medio de tratamientos químicos se basan en la reacción del compuesto químico principalmente con las ligninas. (Dubois, M.F., 1982, Alonso, 1993, Yokoé, Y., 1993, Ramírez C., 2008)
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En esta investigación se desarrolla una nueva valorización del bagazo de agave como complemento de forraje animal, aumentando su digestibilidad con tratamiento químico alcalino con hidróxido de sodio, hidróxido de amonio e hidróxido de calcio, con el propósito de reducir la lignina. El tratamiento del bagazo de agave con hidróxido de sodio va a saponificar las ceras y las cutículas, y según las condiciones experimentales va a solubilizar la lignina y las hemicelulosas y además va a propiciar el hinchamiento de la celulosa para tener mayor contacto con el rumen del estómago de los rumiantes. (Alonso, 1993, Alonso 2012, Dubois, 1982) El primer paso de esta investigación fue la caracterización física y química de este residuo agroindustrial, posteriormente se estudiaron las estrategias de diferentes protocolos de tratamiento químico variando el tipo de álcali, la concentración, la temperatura y la humedad. El bagazo después del tratamiento es sometido a pruebas de digestibilidad.
Metodología. Análisis químico En el bagazo de agave se analizaron sus componentes químicos por los métodos que se muestran en la Tabla 1. Tabla 1: Parámetros y técnicas de análisis para la caracterización del bagazo de Agave PARÁMETRO Técnica analítica Referencia Humedad Cenizas Celulosa Hemicelulosas Ligninas Nitrógeno total Grasas y aceites Azúcares reductores Pectinas
Gravimétrica Gravimétrica Van Soet y Wine (ADF-NDF) Van Soet y Wine (ADF-NDF) Van Soet y Wine (ADF-NDF) Kjieldahl Extracción con éter Fehling Extracción ácida y gravimétrico
E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 E.N.S.A.T,1992 Prat, 1993 Monties, 1982
Tratamiento químico En el tratamiento alcalino se usaron hidróxido de sodio, hidróxido de amonio e hidróxido de calcio, para aumentar la digestibilidad del bagazo de agave. El equipo utilizado en esta investigación fue un reactor de vidrio de 5 L, con doble pared para circulación de agua para el control de la temperatura de la reacción y con agitación mecánica. Las condiciones de operación fueron: concentración del hidróxido 2, 5 y 10%; temperatura: 30 y 50°C; humedad del bagazo: 20 y 80% y tiempo de reacción 24 horas. 71
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Digestibilidad Las pruebas de digestibilidad se realizaron con dos lotes de bagazo de agave de dos fábricas de tequila, tratadas con hidróxido de acuerdo a lo descrito anteriormente. La digestibilidad se determinó por el método “in sacco” en el rumen de una vaca con estómago fistulado. Las pruebas se hicieron durante 48 horas y después fueron analizadas y se calculó su digestibilidad.
Resultados. Los resultados de la caracterización química del bagazo se muestran en la Tabla 2. Tabla 2. Análisis químicos del bagazo de agave (con 5% de humedad) PARÁMETRO (%) Materia Seca Cenizas 6.2 Celulosa 42 Hemicelulosas 18.5 Ligninas 14 Nitrógeno total 2.6 Grasas y aceites 0.8 Azúcares reductores 5 Pectinas 0.8
El bagazo sin tratamiento dio una digestibilidad de 36 %, lo cual sirve de base para comparar los resultados de digestibilidad con los diferentes tratamientos alcalinos. Tabla 3: Condiciones de operación de los tratamientos químicos alcalinos del bagazo de agave y los resultados de digestibilidad en porciento de materia seca Digestibilidad (% MS) Humedad (%) 80 80
Concentración del reactivo (%)
Temperatura (°C)
NaOH
Ca(OH)2
NH4OH
2 5
50 50
39,0 42,4
46,0 47,6
44,5 46,8
80 80 80 80 20 20 20 20 20 20
10 2 5 10 2 5 10 2 5 10
50 30 30 30 50 50 50 30 30 30
43,6 36,8 39,6 42,7 36,6 39,2 40,8 35,5 37,1 40,3
54,5 41,0 43,2 51,8 40,0 41,6 49,7 38,0 40,5 47,1
50,5 40,0 42.8 46,3 39,0 41,6 42,5 37,6 40,0 43,0
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Las condiciones experimentales del tratamiento alcalino y los resultados de digestibilidad que se obtuvieron son presentados en la Tabla 3. En el tratamiento con hidróxido de sodio el aumento de la concentración de la sosa mejoró la digestibilidad del bagazo de agave, la mejor digestibilidad fue de 43.6%. En el caso del tratamiento con hidróxido de calcio, la ganancia de digestibilidad es más elevada que en el caso del tratamiento con la sosa, logrando un 54.5 % de digestibilidad. Por otra parte, el tratamiento con hidróxido de amonio dio como mejor resultado un 50 % de digestibilidad.
Análisis de resultados Tratamiento con hidróxido de sodio Los resultados obtenidos de la digestibilidad del bagazo de agave con tratamientos químico realizado con hidróxido de sodio a diferentes concentraciones (2, 5 y 10 %) se presentan gráficamente en la Figura 1 para mostrar la tendencia de los valores de digestibilidad, así se observa que el aumento en la concentración de NaOH aumenta la digestibilidad del bagazo. Asimismo la digestibilidad aumenta con el 80 % de humedad y 50 °C de temperatura; esto es coherente con el hecho de que al aumentar la humedad y la concentración de la solución de hidróxido de sodio en el tratamiento, la solubilización de las ligninas y de las hemicelulosas y la solvatación de la celulosa son más importantes. Es interesante remarcar que el efecto de una elevada temperatura no es más significante que la alta concentración de sosa. Esto pudiera estar ligado a la más fuerte degradación de los azúcares en tales condiciones, que tendrán un efecto negativo en la tasa de digestibilidad la cual sin embargo, sería compensada por una mejor accesibilidad a la celulosa. La digestibilidad mayor fue de 43.6%, siendo las otras menores a 43%. Al comparar las digestibilidades del bagazo a diferentes condiciones, podemos observar que aún cuando la mejor digestibilidad fue de 43.6 % con un tratamiento de 10% de hidróxido de sodio, 50°C y 80% de humedad, lo cual implica un costo mas elevado en sosa y energía para el calentamiento a 50°C, comparado con la digestibilidad de 42.7 % del bagazo tratado en condiciones experimentales de 10 % de hidróxido de sodio y 30°C, la diferencia entre las dos digestibilidades sería de 0.9%, lo cual no justificaría el aumento de costos para elevar la temperatura de 30°C a 50°C. Por otra parte, la digestibilidad del bagazo tratado con 5% de sosa, 50°C y 80 % de humedad, fue de 42.4%, lo cual nos indica que en este caso el ahorro económico sería en la menor cantidad de sosa (5%), y la disminución de la digestibilidad con respecto al mayor valor (43.6 %) sería solo de 1.2%, por lo que se debe tomar en cuenta el costo/beneficio del proceso de tratamiento químico para elegir las condiciones óptimas del tratamiento del bagazo con sosa.
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Figura 1. Digestibilidad del bagazo de agave tratado con NaOH
Tratamiento con hidróxido de calcio En el caso del hidróxido de calcio (Figura 2), el aumento de la digestibilidad se obtiene sistemáticamente con el aumento de la concentración de hidróxido de calcio, humedad, y temperatura, sin efectos de interacción negativa; la ganancia de digestibilidad es más elevada que la obtenida en el caso del hidróxido de sodio. En las mejores condiciones, la digestibilidad alcanza 54.5%, siendo una ganancia de digestibilidad del 50% respecto a la del bagazo no tratado (36%). La diferencia entre los tratamientos con NaOH y con Ca(OH)2 es debido al hecho de que a diferencia del NaOH, el hidróxido de calcio es una base menos fuerte, apta para proporcionar iones OH- para la solvatación de las uniones hidrógeno y la hidrólisis de las uniones esteres que asocian los constituyentes fibrosos, más que la relación Ca(OH)2/substrato, la relación sólido/líquido y la temperatura serán elevadas porque ellas aumentan la solubilidad del Ca(OH)2 en el agua. Pero el pH del medio es menos elevado, y el ion Ca ++ es conocido por proteger los azúcares de su degradación por los hidroxilos (OH-), debido a que forman complejos con los azúcares. También la degradación de los azúcares en ácidos polihidróxilados es menos rápida con Ca(OH)2 que con NaOH. [Dubois,1982]. Además la concentración de Ca(OH)2, en el tratamiento, nos proporciona un aporte de calcio bastante importante, lo que será benéfico para la composición de las raciones de alimento animal, que generalmente contienen de 4 a 5 % de materia mineral, con una relación de Ca++ / fósforo de 1.5 a 3. En el tratamiento del bagazo con hidróxido de calcio, se puede observar (Figura 2), que las condiciones del tratamiento marcan verdaderamente unas curvas bien separadas, mostrando la 74
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influencia de la humedad, concentración del álcali y la temperatura, lo cual no se tienen en el tratamiento con el hidróxido de sodio en el cual, las curvas casi se sobrepone unas con otras, habiendo poca diferencia entre los resultados de las digestibilidades del bagazo tratado con hidróxido de sodio a diferentes condiciones de temperatura, concentración del álcali y porcentaje de humedad.
Figura 2. Digestibilidad del bagazo de agave tratado con Ca(OH)2
La digestibilidad del bagazo tratado con hidróxido de calcio aumentó hasta 54.5%, lo cual la hace comparable a la digestibilidad de la alfalfa, con una digestibilidad de 60%, alimento de mayor consumido por los animales rumiantes (Ramírez C. 2008). Tratamiento con hidróxido de amonio Con el hidróxido de amonio, las tendencias debidas a la variación de la concentración del álcali, la humedad y la temperatura, son las mismas que con el hidróxido de calcio, pero con un efecto aún más remarcado respecto al contenido del agua a concentración y temperaturas más elevadas (Figura 3). En el agua, el NH4OH es una base suficientemente fuerte para debilitar y romper las uniones de hidrógeno intermoleculares, llevando a la solubilización de las hemicelulosas y al hinchamiento de la estructura cristalina de la celulosa [Yokoé et al. 1993]. Pero el aumento de la concentración y de la temperatura para los dos porcentajes de humedad investigados podrán también favorecer las reacciones de aminación de las funciones ester 75
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fenólicas y urónicas [Yokoè et al., 1993] afectando negativamente el hinchamiento de la celulosa. En las mejores condiciones de tratamiento, la digestibilidad llegó a 50%, siendo inferior a la obtenida con hidróxido de calcio. Respecto al bagazo sin tratamiento, con el hidróxido de amonio se obtuvo un aumento del 10 % en su digestibilidad, lo cual mejora las posibilidades de su uso para la producción de raciones alimenticias de animales rumiantes.
Figura 3. Digestibilidad del bagazo de agave tratado con NH4(OH)
Conclusiones Los resultados experimentales del tratamiento alcalino del bagazo de agave con hidróxido de sodio, hidróxido de calcio e hidróxido de amonio muestran que los tres procesos aumentan la digestibilidad del bagazo, cada uno bajo diferentes condiciones de concentración, temperatura y porcentaje de humedad. Sin embargo es importante considerar la relación costo/beneficio de cada proceso, tomando en cuenta el costo de los reactivos y la energía para mantener la temperatura adecuada, en este caso el hidróxido de calcio resulta el reactivo más económico y fácil de obtener. Las pruebas de tratamiento alcalino para aumentar la digestibilidad del bagazo de agave dieron los mejores resultados con hidróxido de calcio al lograr hasta un 54.5 % de digestibilidad. En este proceso los tres factores estudiados son importantes: la concentración de hidróxido, la temperatura y el porcentaje de humedad. Además con la ventaja de que la concentración de 76
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Ca(OH)2 en el tratamiento proporciona un aporte de calcio que será benéfico para la composición de las raciones de alimento animal. El tratamiento con hidróxido de calcio dio un aumento en la digestibilidad del bagazo de agave muy cercana a la de la alfalfa (60%), alimento muy utilizado en la alimentación de los animales rumiantes, lo cual nos indica que este residuo agroindustrial tratado con hidróxido de calcio pude ser utilizado en la fabricación de raciones alimenticias para los animales rumiantes.
Agradecimientos. A CONACYT por la beca de doctorado con registro 52333 y No. Orden 57759
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Vol. 5, No. 2, 78 – 92 2 de agosto de 2012
REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. MINIMIZAÇÃO DA POLUIÇÃO DA ÁGUA NO PROCESSO DE REFINO DO PETRÓLEO MINIMIZATION OF WATER POLLUTION IN THE PROCESS OF OIL REFINING
* Carlos Enrique de M. Jerônimo 1 Elias Andrade Braga 1 André Paulo Santos Novato 1 Carlos Eduardo Santos Costa 1 Fábio Merçon 2
Recibido el 7 de marzo de 2012; Aceptado el 29 de junio de 2012
Abstract In the current times of economy and globalization pollution, the word of order of the companies is the biggest productivity, with adequate use of the available water, reuses of effluent, more trustworthy industrial processes and reduction of impacts on the environment. In the industry of the oil refining it is not different, is large the necessity of a more efficient management of the water resources in view of the enormous amounts of water used and, for consequence, the great generation of effluent. In this work one searched to identify opportunity of cleaner production, by means of operational and managing improvements in the management of the water resources in Brazilian refineries of oil. These opportunity’s objectives is to eliminate, to reduce, to treat and to make use the effluent ones generated in the refineries. The diagnosis made in two refineries presented opportunities for the segregation and reuse of rainwater, reducing the load of pollutants in the effluents at source of generation and some interventions to reduce the waste of steam. This work demonstrates that the cost reduction in waste water is a viable strategy and impacting on the environmental point of view. Key Words: Characterization, Hospital, Management plan, Healthcare waste. 1
Engenheiro de Processamento da PETROBRAS S.A. Instituto de Química, Universidade do Estado do Rio de Janeiro. Rua São Francisco Xavier, nº 524, Pavilhão Haroldo Lisboa da Cunha, sala 306, Maracanã, Rio de Janeiro, RJ, CEP 20550-013. 2
*Autor Corresponsal: Instituto de Química, Universidade do Estado do Rio de Janeiro. Rua São Francisco Xavier, nº 524, Pavilhão Haroldo Lisboa da Cunha, sala 306, Maracanã, Rio de Janeiro, RJ, CEP 20550-013. Email: c_enrique@hotmail.com
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Resumo Nos tempos atuais de economia e de poluição globalizada, a palavra de ordem das empresas é a maior produtividade, com uso adequado da água disponível, reuso de efluentes, processos industriais mais confiáveis e redução de impactos sobre o meio ambiente. Na indústria do refino de petróleo não é diferente. É cada vez maior a necessidade de um gerenciamento mais eficiente dos recursos hídricos tendo em vista as enormes quantidades de água utilizadas e, por conseqüência, a grande geração de efluentes. Neste trabalho buscou-se identificar oportunidades de produção mais limpa, mediante melhorias operacionais e comportamentais no gerenciamento dos recursos hídricos em refinarias de petróleo brasileiras. Essas oportunidades buscam eliminar, reduzir, tratar e dispor os efluentes gerados nas refinarias. O diagnóstico realizado em duas refinarias brasileiras apresentou oportunidades para o reaproveitamento e a segregação de águas pluviais, redução na carga de poluentes nos efluentes na sua fonte de geração e algumas intervenções para redução do desperdício de vapor. O trabalho demonstra que economicamente a redução nos desperdícios de água é uma estratégia viável e impactante sob o ponto de vista ambiental. Keywords: Clean Production, water and oil refining.
Introdução No processo produtivo de refino do petróleo o uso da água é um fator de extrema importância e dependência, estando ligada intrinsecamente a qualidade e eficiência dos processos envolvidos, Nacheva (2007) descreve tal preocupação. Segundo Mariano (2005), as principais funções das águas nas refinarias de petróleo são: resfriamento, geração de vapor para transferência térmica e emprego direto na remoção de constituintes químicos e consumo direto pelos colaboradores da unidade, que na grande maioria dos casos se constitui de uma população considerável. Entretanto, é de domínio público que o consumo de água na maioria das atividades industriais é excessivo e compromete a sustentabilidade das atividades e da garantia da distribuição de água aos populares. Além disso, frente a questões relativas às leis de oferta e procura, acaba-se por elevar o valor cobrado por tal recurso, conforme descrevem Machado; Reis (2012) em termos das limitações da Petrobras (principal empresa do segmento petrolífero da América Latina). Diante desse quadro, diversas ferramentas de gestão surgem para auxiliar nesse processo de contornar e aperfeiçoar as formas de utilização desses recursos naturais. Entre elas, a “Produção Mais Limpa”, daqui por diante denominada de P+L, cujo objetivo é a incorporação de conceitos de uso sustentável de todos os recursos para a produção máxima dos bens almejados pelo processo produtivo. A P+L é uma ferramenta difundida pela ONU, e no Brasil fica a cargo do Centro Nacional de Tecnologias Limpas (CNTL) sua multiplicação, no formato de núcleos regionais. Neste trabalho, pretende-se apresentar os resultados de uma análise realizada em refinarias de petróleo, a fim de levantar oportunidades para a eliminação ou redução do consumo de 79
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recursos hídricos envolvidos, a partir de simples modificações nas práticas operacionais ou investimentos de simples complexidade. O conceito de tecnologia limpa foi desenvolvido pelo programa das nações unidas para o meio ambiente (PNUMA) em 1989, sendo introduzido como uma inovadora abordagem para a conservação dos recursos e gestão ambiental, com o objetivo imediato de incrementar o conhecimento sobre o conceito e promover sua adoção pela indústria (PNUMA, 2006). No Brasil a P+L foi iniciada através do Centro Nacional de Tecnologia Limpas, instalado na federação das indústrias do estado do Rio Grande do Sul, em 1995, apoiado financeiramente pela UNIDO/UNEP como parte do programa de implantação dos 10 primeiros centros distribuídos por vários países em desenvolvimento (CNTL, 2000). O objetivo da P+L é atender a necessidade de produtos de forma sustentável, isto é, usando com eficiência materiais e energias renováveis, não nocivos, conservando ao mesmo tempo a biodiversidade. Assim, utilizando a menor quantidade de matéria-prima, menos água e energia, gerando a menor quantidade de resíduos, como também a minimização dos custos de produção. Tem uma abordagem multidisciplinar e integrada para questões ambientais centradas no produto. Adotar uma tecnologia limpa são significa dizer, entretanto, que as instalações de uma indústria existente tenham que ser inteiramente substituídas e sucateadas. Modificações localizadas, introduzidas em alguns setores críticos das instalações, quase sempre são soluções suficientes para a maioria das indústrias já implantadas são pontos que destacam Do Valle (1996) e Diógenes et al (2012). A minimização do uso de matérias-primas já permite, por si, reduzir a massa de resíduos gerados, em razão da maior eficiência do processo e das técnicas de produção empregadas. Essa maior eficiência resulta, naturalmente, em menores desperdícios materiais e, conseqüentemente, em menor geração de resíduos. Tais aspectos são descritos por Barbosa et al (2012) como elementos críticos no atual cenário do licenciamento ambiental brasileiro. Os processos produtivos utilizados passam por uma reavaliação e podem sofrer modificações que resultam:
Segregação, na origem, dos resíduos perigosos e não-perigosos; Promoção e estímulo ao re-processamento e à reciclagem interna; Integração do processo produtivo em um ciclo que também inclua as alternativas para a destruição dos resíduos e a maximização futura do reaproveitamento dos produtos; Melhoria da eficiência dos processos, através da diminuição dos custos com a água e energia e eliminação de vazamentos e perdas, dos custos de matérias-primas e de 80
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pressões sobre as fontes naturais renováveis e dos custos com o tratamento dos efluentes; Redução do consumo (e conseqüentemente do custo) de matérias-primas, através do uso de materiais simples e renováveis, de menor consumo material e energético, com o aproveitamento de materiais reciclados; Redução da quantidade de resíduos gerados, ao invés do seu tratamento e contenção para assegurar a conformidade com os limites das regulamentações ambientais locais; Redução do potencial poluente de determinados processos ou produtos; Melhoria das condições de trabalho na indústria, em conformidade com as exigências legais e medidas pró-ativas (antecipadas), envolvendo aspectos de segurança e saúde no trabalho e a prevenção de riscos em cada operação unitária e no processo produtivo, como um todo; Redução dos custos de tratamento dos resíduos, através de modificações no processo e fechamento de ciclos nas diferentes operações.
As intervenções previstas num processo de implantação do programa de P+L contemplam aspectos gerenciais e tecnológicos e podem incluir desde melhorias nas práticas de gestão e manutenção, até modificações nos processos e produtos e inovações tecnológicas de diferentes graus de complexidade (Marinho, 2001). Através da Produção mais Limpa é possível observar a maneira como um processo de produção está sendo realizado, e detectar em quais etapas deste processo as matérias-primas estão sendo desperdiçadas, o que permite melhorar o seu aproveitamento e diminuir ou impedir a geração do resíduo. Isto faz com que produzir de forma mais limpa seja, basicamente, uma ação econômica e lucrativa, um instrumento importante para conquistar o Desenvolvimento Sustentável e manter-se compatível com a vigente Legislação Ambiental. Logo, pretende-se como objetivo, neste trabalho, levantar oportunidades de melhorias operacionais e gerenciais dos recursos hídricos em refinarias de petróleo de forma sustentável do ponto de vista econômico, técnico e ambiental, auxiliando na priorização das melhorias a serem implementadas.
Metodologia O estudo foi realizado em duas refinarias brasileiras e com casos extremos para a disponibilidade de água bruta para o processo (alta e baixa disponibilidade). A capacidade de processamento de petróleo somada perfaz cerca de 56.000 m3/d, correspondendo a aproximadamente 18 % da capacidade de processamento no Brasil, conforme calculado com base em dados descritos em Mariano (2005).
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As unidades de refino possuem no seu ciclo produtivo o perfil básico de processo, com unidades de destilação, craqueamento e utilidades, sendo utilizados apenas tais esquemas como objeto da análise, não sendo contemplados processos específicos, tais como: hidrotratamento, produção de enxofre, coqueamento, produção de óleos lubrificantes, parafina etc. Para o levantamento dos dados e observação dos processos produtivos, quatro pesquisadores, engenheiros químicos e com atuação na indústria ou detentores de conhecimentos na temática ambiental, permaneceram durante 70 dias, em regime de imersão de 8 horas diárias, acompanhando as rotinas operacionais das refinarias, a fim de levantar as oportunidades de P+L para os recursos hídricos do processo de refino. Na metodologia P+L o levantamento de oportunidades, tradicionalmente, começa pelo balanço de massa e energia do processo. Neste trabalho esta etapa foi simplificada, utilizando algumas informações disponíveis na refinaria. A principal aplicação do P+L foi no estabelecimento de critérios de priorização das oportunidades e na busca das soluções das mesmas. Sendo utilizada, basicamente, sua filosofia e não sua estrutura metodológica rígida. E seguem metodologias semelhantes as adotadas por Maria et al (2010), Milan; Graziottin (2012) e Diógenes et al (2012). A fim de demandar casos pensados pelos colaboradores das refinarias foram realizadas palestras curtas, com um período máximo de 15 minutos, para boa parte dos colaboradores (operadores, engenheiros, coordenadores e gerentes das plantas industriais), com a finalidade de sensibilizar os colaboradores das refinarias e se obter dados (oportunidades) para a exploração na temática do trabalho. Essas palestras eram orientadas após as reuniões diárias apresentadas para a troca de turno das refinarias. Além das orientações enviadas pelo corpo operacional de colaboradores das refinarias, periodicamente foram feitas visitas técnicas às áreas de processo, a fim de acompanhar o fluxograma de processo, em especial, nos pontos de consumo de água e geração de efluentes. Alguns dados de oportunidades foram extrapolados para valores globais com a finalidade de se obter dados mais expressivos, mesmo sabendo que não existe uniformidade nas refinarias, podendo assim incutir um erro devido esta extrapolação. Existem outras oportunidades que é particular das refinarias estudadas.
Resultados e discussões Após as visitas técnicas e avaliações nas áreas produtivas dos empreendimentos estudados, foram levantadas inúmeras oportunidades de melhorias na temática dos recursos hídricos, entretanto, para discussão nesse artigo serão apresentados seis desses estudos. 82
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É feita a apresentação dos casos (oportunidades) e na seqüência, a orientação para os ganhos econômicos, técnicos e ambientais. Na Tabela 1 são apresentadas as oportunidades que serão discutidas neste trabalho, bem como uma identificação numérica para cada uma delas, classificando-as quanto ao tipo da oportunidade (redução, eliminação...) e a área de abrangência. Na seqüência são apresentados os descritivos para os seis casos, em questão.
Tabela 1. Lista e classificação de oportunidades levantadas Numeração Oportunidade
Classificação da Oportunidade Redução e/ou eliminação do consumo Redução e/ou eliminação do consumo
1
Vazamento de vapor
2
Vazamento em válvulas e hidrantes
3
Água de dessalgação
Alterações de processo
4
Consumo desnecessário de vapor no processo
Alterações de processo
5
Concentração de fenóis nos efluentes
Alterar forma de tratamento
6
Controle no consumo excessivo de água
Alterar forma de tratamento
Área de Abrangência Manutenção Manutenção Novos empreendimento s Novos empreendimento s Gestão e Controle Controle
Vazamentos de vapor O processo de refino do petróleo faz uso de montantes consideráveis de água na forma de vapor, cuja relação está na faixa de 4 a 6 quilogramas de vapor por metro cúbico de petróleo processado, segundo dados de Mariano (2005). Essa utilidade é, sobretudo, uma corrente de alto valor agregado, não apenas pela incorporação energética que é feita para a mudança de estado físico, mas, pelo rígido tratamento recebido para remoção de sais e outros componentes degradantes ao processo de evaporação nas caldeiras. Logo, o custo com resinas, aditivos, processos específicos de desaeração compõe esse alto valor. Apesar de todo esse custo envolvido, identificou-se nas refinarias estudadas a oportunidade de implantar uma sistemática para inspeção nas tubulações de vapor, bem como, manutenção preventiva a fim de eliminar possíveis pontos de desperdício, principalmente nas junções de tubulações e furos. Um dos casos mais crítico, dos evidenciados, no período de avaliação consistiu na permanência em cerca de 30 dias, de um vazamento com 7,2 cm de diâmetro (valor exorbitante e visualmente impactante), cujo desperdício se dava de forma ininterrupta. Esse exemplo é 83
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apenas pontual, tendo sido constatados outros vazamentos em toda a extensão da linha de abastecimento de vapor, desde a sua geração aos pontos de consumo. E conforme os registros de consumo no processo e levantamentos técnicos das próprias refinarias subsidiaram o levantamento para as estimativas dos índices de desperdício. Analisando-se de uma forma ampla toda a rede de distribuição e os controles operacionais feitos, estima-se a partir de dados de refinarias que cerca de 5 % do vapor é dissipado pelos vazamentos. Isso corresponde em média a 0,32 kg de vapor por metro cúbico de petróleo processado. O que se estimado pela capacidade brasileira de refino, repercute em índices da ordem de 96 toneladas de vapor por dia que são desperdiçados com os vazamentos. Isso representa que cerca de 15.000 m3 de petróleo poderiam ser processados com esse vapor. A solução para tal problema parte de medidas simples do ponto de vista operacional, com a inclusão de colaboradores aptos e capacitados para realizar a inspeção e a manutenção preventiva e corretiva das tubulações chamados de “corredores”. Esses “corredores”, assim chamados, em unidades de transferência de petróleo em áreas de riscos, tornar-se-iam uma alternativa de empregabilidade, e cujo retorno do investimento feito com os salários e o material utilizado na manutenção seriam equiparados ao desperdício que se tem. Alem disso, os ganhos ambientais e sociais advindos são incalculáveis. No diagrama da Figura 1 é feito um descritivo econômico do sistema idealizado.
Vapor Desperdiçado: 2,880 ton/mês Custo do Vapor: US$ 30,00/ton 13 refinarias
Salário Base: US$ 850,00 (c/impostos) 40 operadores
Receita: US$ 86.400,00
Custo Operacional: US$ 34.000,00
Figura 1. Diagrama econômico do sistema idealizado.
Para o cenário do refino brasileiro, estima-se (a partir de informações de refinarias) que 40 operadores sejam suficientes para realizar o processo de vistoria continua nas refinarias, a fim de eliminar os possíveis vazamentos que ocorrem durante as campanhas operacionais, aqui 84
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estimados com base na capacidade produtiva instalado, com uma média de um operador para cada 7.500 m3 de petróleo processado por mês. O salário base deste colaborador “contratado” seria em torno de US$ 450,00, tendo-se um custo mensal inserido os encargos em torno de US$ 850,00. O que custaria de uma forma global, US$ 34.000,00 por mês, tendo-se ainda os custos com as soldagens e manutenções, que foram estimados em cerca de US$ 40.000,00. Para isso, tem-se neste sistema uma margem de segurança de cerca US$ 12.400,00. Todo esse cálculo, não contabiliza as taxas pelo uso de águas captadas por mananciais, tendo-se uma previsão para seu aumento de forma efetiva. A inclusão desse procedimento de reparo no sistema de gestão das refinarias impacta, ainda, na redução da carga de efluentes, visto que a maioria da vazão descartada cai na superfície, e acaba por ser impregnada de óleo da área industrial, sendo assim, direcionada para as valas que captam os efluentes oleosos. Incorporando, um novo custo, que é o de seu tratamento. Vazamentos em válvulas e hidrantes Da mesma forma que o caso anterior, não se detectou um procedimento para inspeção das válvulas e hidrantes que contém a água bruta de abastecimento do processo e redes de combate a incêndio. Sendo evidenciados vazamentos substanciais, ao longo de todas as áreas visitadas. Segundo informações coletadas frente às refinarias, tem-se que o índice de vazamento nas mesmas é da ordem de 0,04 metro cúbico de água vazada pelas válvulas e hidrantes por metro cúbico de petróleo processado. A partir deste índice encontra-se, para o cenário brasileiro, que cerca de 12.000 m3 de água bruta é desperdiçada por dia. Considerando que o consumo diário médio de água por habitante é da ordem de 0,2 m3 (ABNT, 2002), conclui-se que tal montante de água desperdiçada seria suficiente para abastecer uma população de 60.000 habitantes. Esse desperdício, por não ter um valor agregado significativo, nem sempre é priorizado como alvo de otimização nas refinarias. Entretanto, uma simples solução é a adoção de procedimentos de inspeção e controle. Atualmente, visto pelo aspecto econômico estes procedimentos não é atrativo, porém, com as medidas futuras de cobrança de água e as limitações nas outorgas de uso, esses índices podem-se tornar bem mais atraentes. Daí, a importância na severidade dos requisitos estabelecidos nas políticas de gerenciamento de recursos hídricos, e a visão holística e futurista a ser considerada nos procedimentos de otimização de qualquer processo produtivo. Processo de Dessalgação do Petróleo Em uma das unidades de processo pesquisadas o processo de dessalgação não foi projetado para recircular a água do segundo estágio para o primeiro, prática usual na maioria das unidades em funcionamento no Brasil. Para os casos observados com a ausência desse tipo de 85
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procedimento, tem-se um consumo de água fresca (água de diluição) da ordem de 0,16 m3 de água por m3 de petróleo processado. Tomando-se por base uma unidade que processe 2.800 m3/d, tem-se uma distribuição de 50% para cada estágio conforme o esquema da Figura 2.
Água de diluição Petróleo não tratado
Petróleo dessalgado
1° estágio
2° estágio
Corrente 1 Corrente 2
Y
Y
Figura 2. Esquema de dessalgação sem reciclo de água para o primeiro estágio
Diante desse quadro, uma simples alteração processual, de forma que a água efluente do segundo estágio seja redirecionada para o primeiro conforme esquematizado na Figura 3, evitaria o consumo excessivo e traria uma redução direta no consumo em 50% do montante utilizado. Isso representaria uma economia anual em cerca de 81.760 m3 de água, ou seja, um equivalente populacional de 408.000 habitantes durante um dia de consumo. Segundo Faria (2004) o reuso das correntes de efluentes aquosos é, atualmente, uma importante prática que vem a cada dia tornando-se mais freqüente no setor industrial. As refinarias de petróleo mostram-se com inúmeras possibilidades de reuso destes efluentes e estão em busca de soluções eficazes para este fim, tendo-se no caso da dessalgação apenas uma dessas possibilidades. Água de diluição Petróleo não tratado
Petróleo dessalgado
1° estágio
2° estágio
Corrente 1
Y Corrente 2 Figura 3. Esquema de dessalgação com reciclo de água para o primeiro estágio 86
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Os investimentos necessários para tal melhoria consistiriam no novo alinhamento (direcionamento do fluxo), bem como na instalação de eventuais tanques pulmões para um melhor controle operacional. As estimativas feitas com base nos custos de pequenos projetos na refinaria indicam um investimento da ordem de US$ 20.000,00, a instalação de pequeno trecho de linha soluciona tal questão. Para um valor da água em cerca de US$ 0,30/m³ captado (Azevedo, 1999), representa anualmente um retorno de cerca de US$ 25.000,00. Logo, o investimento feito seria pago em pouco menos de um ano. Lembrando, que não foram levados em consideração os custos de tratamento dos efluentes, o que provavelmente reduziria ainda mais o tempo de retorno do investimento. Cenário semelhante também é descrito por Amorim (2005), para um caso na refinaria da cidade de Paulínia, REPLAN. Consumo desnecessário de vapor no processo No processo de refino é comum uma etapa chamada de “stripping” de frações com vapor d’água, para agregar valor e/ou garantir os padrões de qualidade de determinados produtos. Esse processo consiste na retirada de componentes mais leves (devido ao abaixamento da pressão parcial dos componentes com a injeção de vapor) que compõe uma determinada fração para certo produto, como por exemplo, nas frações de querosene para especificação do ponto de fulgor. Esta operação também é chamada de “retificação”. No caso das unidades de refino pesquisadas, observou-se um desses casos, onde, numa determinada região do processo produtivo, utiliza-se o vapor para a retificação de frações de querosene processada. Nesta seção da coluna de destilação o refluxo circulante externo (RC) da coluna de é retirado após a retificação da corrente total (reciclo circulante + corrente de produto que segue para tanque). Isto leva a um consumo excessivo de vapor (água) uma vez que a vazão de querosene circulante é retificada, mas retorna para coluna ficando assim em circuito fechado. Na Figura 4 mostra-se o esquema do processo atual, e na Figura 5 a configuração proposta, com as melhorias de redução na fonte da carga a ser retificada. Pelas estimativas preliminares, mantendo-se a mesma relação querosene/vapor, ter-se-ia como reduzir em 79 % o consumo de vapor nesta unidade, com os ajustes para que a retirada do reciclo seja realizada antes da retificação. Para viabilizar tal melhoria, faz-se necessário o alinhamento do sistema e a substituição de alguns acessórios, o que custaria em torno de US$ 50.000,00, com base nos custos de pequenos projetos na refinaria para instalação de pequenos trechos de linhas. Para o consumo atual de vapor, este valor representa uma economia anual em torno de 2.190 toneladas, ou seja, cerca de US$ 65.700,00. O que viabiliza o investimento, com um retorno em pouco mais de 280 dias. 87
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Torre Atmosférica
Torre Retificadora
vapor querosene produto
Carga Refluxo circulante externo para bateria de pré-aquecimento da carga
Figura 4. Esquema de retificação do querosene na configuração atual
Torre Atmosférica
Torre Retificadora
vapor querosene produto
Carga Refluxo circulante externo para bateria de pré-aquecimento da carga
Figura 5. Esquema de retificação do querosene na configuração proposto.
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Fenóis Um ponto, ambientalmente complexo, é o caso da concentração de fenóis na saída da estação de tratamento de despejos industriais (ETDI). Na grande maioria das refinarias este contaminante se torna um problema operacional significativo, frente ao atendimento do limite máximo de emissões de 5 mg/L para lançamento em corpos receptores superficiais (CONAMA 357/2005). Esse mesmo padrão foi mantido com a alteração recente na legislação brasileira para o CONAMA 430/2011. Para as refinarias pesquisadas, comumente as análises desse componente apresentam concentrações superiores ao limite estabelecido, tendo-se registros inclusive de valores superiores a 10 mg/L. Entretanto, o maior entrave é observado pelo não estabelecimento de um padrão de levantamento de dados satisfatório nessas unidades, bem como, ao não atendimento a um procedimento padrão de controle. Ou seja, a maioria das evidências observadas é decorrente do lançamento indevido de determinadas correntes pontuais do processo produtivo, fora da carga que as ETDI (Estação de Tratamento de Despejos Industriais) se comportam, o que acaba por aumentar a complexidade para todo o sistema de tratamento, visto que com uma carga superior a planejada toda a estação é afetada. Logo, para minimizar tais questões um procedimento simples poderia ser adotado para que a comunicação interna e o controle das vazões de águas oleosas e contaminadas sejam seguidos, de tal forma que a carga a ser tratada seja homogênea, e que os critérios operacionais sejam estabelecidos. Observa-se que neste caso não há necessidade de investimentos, basicamente o que se observa é a ausência de um sistema de controle, que interligue os diferentes setores operacionais das refinarias. Em termos de impactos, na Figura 6 podem-se observar esses eventos, com a ultrapassagem dos limites dispostos pelas legislações e estabelecidos como metas ambientais dos indicadores das refinarias. Nesta figura, observa-se, ainda, a ocorrência de alguns de eventos, ao longo de um ano de atividades, que direcionam a impactos significativos e advindos pelo lançamento irregular de fenóis. Inclusive, sendo uma questão passível de multas pelos órgãos reguladores. Sendo necessário, o estabelecimento de uma estratégia para minimizar tais ocorrências, já que para não causar danos ambientais, quando detectados tais ultrapassagens dos limites, custos adicionais de contenção e tratamento químico são estabelecidos. Sendo esses problemas facilmente resolvidos pelo estabelecimento de padrões preventivos nos despejos efetuados pelo processo produtivo.
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No caso da adoção de técnicas avançadas de tratamento existem inúmeras possibilidades, segundo Santaella (2009) que desenvolveu um processo de degradação dos efluentes do refino de petróleo por fungos, o tratamento oxidativo químico e a combinação com o biológico adaptado torna-se uma possibilidade. Entretanto, tais autores afirmam que mais estudos precisam ser realizados para se encontrar a concentração ideal de fonte primária de carbono que favoreça a remoção de DQO e fenóis totais, sem provocar crescimento excessivo do fungo. Além disso, outras pesquisas, tais como sugere Wieczorek et al (2007), devem ser desenvolvidas para que se conheça mais detalhadamente a influência e as inter-relações das concentrações de oxigênio e pH do meio, através de técnicas de respirometria. Finalmente, outros fungos poderiam ser estudados para degradação dos compostos recalcitrantes, tais como aqueles presentes na própria água residuária.
20
15
Entrada Saída
10
5
0 2/1
12/1
22/1
1/2
11/2
21/2
3/3
13/3
23/3
2/4
12/4
22/4
2/5
12/5
22/5
1/6
11/6
21/6
Figura 6. Série temporal de monitoramento da concentração de fenóis, na entrada e saída da ETDI de uma das refinarias pesquisadas
Controle do consumo de água Nas refinarias pesquisadas foi observada a ausência de indicadores de consumo de água no processo. Desta forma não se tem sensibilidade na interpretação e identificação de vazamentos, nem se a quantidade de água consumida no processo está condizente com a carga processada. Esse aspecto de controle auxilia a prevenir possíveis cargas excessivas, ajuda na detecção de problemas operacionais, apropriam de forma eficaz os custos advindos pelo consumo de água no processo, dentre outros.
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Para isso, uma melhoria pode ser conseguida a partir da instalação de diversos hidrômetros ao longo de todo o processo produtivo. Após tais medidas, pode-se estabelecer indicadores de processo que possam ser vinculados a carga processada e auxiliem na redução de água, pela eliminação de possíveis focos de desperdício. Tais medidas de controle são pontos de destaque nas orientações descritas por Ramos et al (2007) para o caso das novas refinarias que vem sendo instaladas no Brasil.
Conclusões De acordo com os resultados obtidos no presente trabalho é possível concluir que: Foi realizado o diagnóstico de duas refinarias, tendo-se obtido um detalhamento técnicoeconômico-ambiental para oportunidades de melhoria na gestão dos recursos hídricos e a execução das palestras garantiu o início de um ciclo de sensibilização dos colaboradores das refinarias para a temática, resultados esses monitorados pela participação e colaboração dada ao desenvolvimento do projeto. É possível reduzir o consumo de água e a geração de efluentes em uma refinaria de petróleo a partir de medidas simples, muitas vezes com apenas ajustes operacionais e mudança na postura frente a abordagem ambiental dada pelos empreendimentos. As medidas apresentadas, neste estudo, possibilitam conciliar os interesses empresariais envolvidos no processo de refino do petróleo com a preservação dos recursos naturais, ou seja, demonstra-se que pode ser um bom negócio investir na economia de água. É importante salientar que a simples taxação na captação de água e descarte de efluentes não é o principal motivador para a redução na geração de efluentes, e sim os ganhos advindos com a redução dos custos com a captação, clarificação, desmineralização e despejos de efluentes. Portanto, o tratamento e reutilização de efluentes se justificam pelo custo de tratamento de água e, principalmente, de efluentes. Logo, se possível, tratar e reutilizar efluentes antes que os mesmos sejam tratados na ETDI, é a melhor forma, visto que o custo do tratamento proposto tem valor inferior.
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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. Cianobacterias y Cianotoxinas en el Lago de Pátzcuaro, Michoacán, México
* Ana Cecilia Tomasini-Ortiz 1 Gabriela Moeller-Chávez 1 José Javier Sánchez Chávez 1 Luis Alberto Bravo Inclán 1
Cyanobacteria and Cyanotoxins in Lake Patzcuaro, Michoacan, Mexico Recibido el 20 de abril de 2012; Aceptado el 4 de julio de 2012
Abstract One of the most common features in eutrophic water bodies is the presence of cyanobacteria which can produce cianotoxins. In several states of Mexico, many events of cyanobacteria blooms have been reported, as well as in different urban water bodies in Mexico City. From 2009 to 2011, cyanobacteria blooms have also been observed in Pátzcuaro Lake, and in six stations, data of Mycrocistin-LR toxin, chlorophyll and the quantification of cyanobacteria were obtained. This information helped to determine the lake’s health risk, according to the World Health Organization (WHO) Guide. In 2009 and according to the WHO Guide, Embarcadero, Espíritu and Quiroga stations and secondly Pacanda station, presented a very high probability of health risk; and in 2010, Quiroga, Espíritu and Pacanda, also showed a high health risk; lastly, in 2011, all stations showed an increased health risk in the month September, except in Napízaro station. It is highly recommended to have a comprehensive and effective plan to treat domestic sewage discharges and reduce diffuse pollution sources in the affected water bodies. In the case of drinking water supply and for the removal of toxins and source cyanobacteria control, the treatment process needs an appropriate and strategic design. Finally, it is vital to inform the surface water users of the implications and health risks of using water with a clear and / or persistent presence of toxic cyanobacteria. Key Words: Cyanobacteria, Cyanotoxin, Eutrophication, Blooms, Health Risk.
1
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua.
*Autor Corresponsal: Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Paseo Cuauhnáhuac 8532, Col. Progreso, Jiutepec, Morelos. 62550. México. Email: atomasini@tlaloc.imta.mx
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Resumen Uno de los fenómenos más frecuentes en los cuerpos de agua eutróficos, es la presencia de cianobacterias capaceas de producir cianotoxinas. En México, se han reportado florecimientos de cianobacterias en varios estados de la República Mexicana, así como en diferentes cuerpos de agua en la Ciudad de México. En el lago de Pátzcuaro, se han observado florecimientos de cianobacterias, por lo que, desde el 2009 a 2011, se obtuvieron las concentraciones de Microcistina- LR, clorofila a y cuantificación de cianobacterias en seis estaciones en el lago, determinándose el riesgo a la salud, de acuerdo a la guía de la Organización Mundial de la Salud (OMS). Siguiendo esta guía, en el 2009, las estaciones de Embarcadero, Espíritu, Quiroga y un poco Pacanda, presentaron una probabilidad de riesgo a la salud muy alta. Para el 2010, Quiroga, Espíritu y Pacanda, fueron las que presentaron un riesgo a la salud muy alta. En el 2011, todas las estaciones presentaron un riesgo a la salud alta a partir de septiembre, excepto la estación de Napízaro. Por lo que se requiere contar con un plan integral y efectivo para tratar las descargas residuales domésticas y disminuir las fuentes de contaminación difusa en los cuerpos de agua. En el tratamiento de agua potable, diseñar estrategias adecuadas de remoción de toxinas y control de cianobacterias. Finalmente, se debe informar al público usuario de los cuerpos de agua, sobre los riesgos que implica el hacer uso del agua con evidente presencia de cianobacterias tóxicas. Palabras clave: Cianobacterias, Cianotoxinas, Eutroficación, Florecimientos, Riesgo a la salud.
Introducción Cianobacterias Las cianobacterias son consideradas una liga entre procariotas y eucariontes fotosintéticos con capacidad de sintetizar clorofila y, con ello, aprovechar la luz del sol. Generalmente son unicelulares, como Chroococus sp., coloniales cubiertas por una capa mucilaginosa, como Microcystis sp., o formando filamentos, como Anabaena sp. (Quesada-Corral et al., 2006). Presentan particularidades que las hace únicas entre las bacterias y entre las algas, tales como: metabolismo aeróbico y carácter fotoautótrofo, esto es, que realizan la fotosíntesis con liberación de oxígeno, presentan clorofila a y ficobiliproteínas que les confiere el color característico que ha dado lugar a la denominación de algas verde-azules o cianofíceas. Algunas cianobacterias tienen la capacidad de moverse en un campo de luz por medio de vacuolas de gas que regulan su posición en una columna de agua. Así, las cianobacterias filamentosas pueden migrar a diferentes niveles en respuesta a la intensidad de la luz; lo que les da una clara ventaja sobre otras especies de fitoplancton (Pérez et al., 2008). Cianotoxinas Las cianobacterias presentan la capacidad de producir toxinas o cianotoxinas. Las cuales pertenecen a diversos grupos de sustancias químicas, cada una de ellas muestran mecanismos concretos de toxicidad. Algunas son neurotoxinas (anatoxina, saxitoxina), otras son tóxicas para el hígado (microcistina, nodularina y cylindrospermopsina), y aún otras (lipopolisacáridos) parecen causar problemas de gastroenteritis.
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Eutroficación y florecimientos En la actualidad muchos cuerpos de agua están eutróficos o hipereutróficos, con la presencia de cambios evidentes relacionados con el aspecto y la calidad del agua. Tales alteraciones están asociadas principalmente con la alta concentración de nutrientes, como el fósforo y el nitrógeno. Cuando estos cuerpos de agua se tornan eutróficos, la diversidad del fitoplancton disminuye, lo que conduce a que las cianobacterias prevalezcan (Ramírez-García et al., 2004). En épocas de primavera o verano y bajo determinadas condiciones ambientales de temperatura, de poco viento y la presencia de nutrientes, particularmente fósforo y nitrógeno, las cianobacterias pueden desarrollarse en grandes masas denominadas florecimientos (blooms) (Campos et al., 2005). Efectos en los ecosistemas acuáticos La presencia de florecimientos afectan a nivel ecológico un cuerpo de agua, lo más importante es la disminución de la biodiversidad, y la falta de oxígeno disuelto. La presencia de toxina a nivel de ecosistema también tiene gran importancia, porque puede suponer una variación en las especies de zooplancton, ya que muchas son sensibles a dichas toxinas, permaneciendo aquellas que no lo son, pero que pueden tener diferente valor nutricional para los peces que se alimentan de ellos, o incluso pueden no servir de alimento para dichos peces, por lo que la estructura trófica del ecosistema quedaría desequilibrada. Se ha comprobado que además hay acumulación de las toxinas en los tejidos de algunos animales que las ingieren, tanto invertebrados como vertebrados. Recientemente se han atribuido mortandades de animales de interés humano como puede ser el ganado y las mascotas, por el efecto directo de las cianotoxinas. Además de estos problemas, la presencia masiva de cianobacterias conlleva otra serie de problemas, como son la modificación de la calidad del agua y los problemas estéticos (olor, color y sabor) que demerita las actividades recreativas y/o turísticas (Quesada-Corral et al., 2006). Cianobacterias y cianotoxinas en México En México, se han reportado muchos eventos de florecimientos de cianobacterias en varios estados de la República Mexicana, como: Jalisco, Michoacán, Veracruz, San Luis Potosí, Querétaro, Guanajuato, Puebla, Oaxaca, Hidalgo y en el Estado de México; así como en diferentes cuerpos de agua en la Ciudad de México, como el lago de Chapultepec, los canales de Xochimilco y Cuemanco. Donde la concentración total de Microcistina-LR (MC-LR) varió de los 4.9 a 78 µg/L (Arzate-Cárdenas et al., 2010, Vasconcelos et al., 2010, Oliva-MArtínez et al., 2008). La presencia de MC-LR en fuentes de abastecimiento de agua para consumo humano, se ha reportado en Valle de Bravo, Estado de México. En 1999, en el mes de junio con valores de 2,551 mg/kg, peso en base seca. En el 2001, en julio fue de 3,761 µg/g. (Ramírez-García et al., 2004). En el lago de Pátzcuaro, la detección de MC-LR tanto en charales (zooplanctivoros), en el pez completo se detectó 18.5 ± 1.92 ng/g. En hígado y músculo de carpas (omnívoros) se encontró 95
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93.6 ± 45.1 y 4.99 ± 2.14 ng/g respectivamente. En vísceras y músculo de especies de Goodea sp. (Fitoplanctivoros) 867 ± 315 y 157 ± 61.5ng/g, es particularmente relevante, ya que estas especies son consumidos en su totalidad, incluyendo vísceras (por ejemplo, hígados) conocidas por acumular MC-LR (Barry et al., 2011). Durante del proyecto de “Monitoreo de la calidad de agua del lago de Pátzcuaro y de las descargas” (Sánchez-Chávez et al., 2011), se ha observado una gran presencia de florecimientos cianobacterias, por lo que, desde septiembre del 2009 a noviembre del 2011, se planteó el objetivo de obtener las concentraciones de MC-LR soluble, clorofila a y cuantificación de cianobacterias en seis estaciones en el lago de Pátzcuaro y determinar el riesgo a la salud, de acuerdo con los lineamientos de la guía de la Organización Mundial de la Salud (OMS).
Metodología En la tabla 1, se muestra la ubicación de las seis estaciones seleccionadas para su monitoreo dentro del lago. Dichas estaciones se presentan en la figura 1.
Tabla 1. Localización de las estaciones dentro de lago Coordenadas Clave de la Nombre de la estación estación Latitud norte Latitud oeste E-1 Quiroga 19° 39’ 13” 101° 34’ 13” E-2 Espíritu 19° 38’ 13” 101° 37’ 47” E-3 Napízaro 19° 35’ 23” 101° 40’ 07” E-4 Janitzio Sur 19° 33’ 29” 101° 38’ 53” E-5 Pacanda 19° 33’ 29” 101° 38’ 54” E-6 Embarcadero 19° 32’ 55” 101° 37’ 13” Figura 1. Ubicación de los puntos de muestreo en el lago de Pátzcuaro
En cada una de las estaciones se tomaron muestras para el análisis de clorofila a, por el método de manguera, hasta la doble profundidad de lo que marcó el disco de Sechi. La clorofila a se analizó de acuerdo con el Métodos Estándar (APHA, 2005) y con la técnica de acetona al 90% y lectura por medio de espectrofotómetro. En cada punto se hizo un arrastre de uno a tres minutos, con una red de plancton, dependiendo de la concentración del mismo y se fijó con formol al 4%, para la identificación y conteo del 96
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plancton. A partir de septiembre del 2009, se empezó con arrastres simultáneos al anterior, con un frasco de 1 L para el análisis de MC-LR, las muestras se trasladaron a 4 °C y lejos de la luz. En el laboratorio se realizó la observación al microscopio de luz, a un aumento de 40x. Se colocó 1 mL de muestra en una celda Sedgwick-Rafter y se procedió a la identificación y conteo, realizándose tres lecturas por cada control. Se obtuvo el promedio dividiendo el número de organismos contados entre el número total de lecturas y se aplicó la fórmula de Lackey reportando los resultados como células/mL de acuerdo con el Métodos Estándar (APHA, 2005). La determinación de MC-LR, fue por medio de la prueba de ELISA con un kit de Abraxis ®, ADDA ELISA, con un control y seis estándares de 0.0, 0.15, 0.4, 1.0, 2.0 y 5.0 µg. A partir de las muestras de febrero a noviembre del 2011, se realizaron diluciones.
Resultados Se observó dentro del plancton florecimientos de cianobacterias, siendo las más representativas: Aphanizomenon gracile, rebasando los millones de células por mililitro (células/mL), seguida de Microcystis aeruginosa, Microcystis pulvera y Anabaena affinis rebasando los miles de células/mL. Las medianas anuales de las cianobacterias obtenidas desde el 2006 al 2011, fueron 274,390; 290,268; 443,366; 7, 374,310; 4, 094,187 y 15, 531,636 células/mL respectivamente. Teniendo un repunte muy importante el conteo de células a partir del 2009, alcanzando los millones de células/mL, las cuales decrecen un poco en el 2010, pero en el 2011 se incrementaron fuertemente, obteniendo que para el 2009, 2010 y 2011, el 75% de las muestras estuvieron por arriba de la mediana (Figura 2).
Año 2006 3,266 Valor mínimo Cuartil bajo 238,693 Mediana 274,390 Cuartil alto 638,885 Valor máximo 2,363,227
2007 4,868 77,044 290,268 688,411 2,329,840
2008 33,017 242,507 443,898 495,366 1,253,867
2009 43,399 4,830,771 7,374,310 12,092,098 21,245,997
2010 86,799 2,471,536 4,094,187 9,126,418 42,413,213
2011 939,225 6,925,420 15,531,636 28,961,103 48,248,101
Figura 2. BOXPLOT anual de las cianobacterias en el Lago de Pátzcuaro
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La Organización Mundial de la Salud (OMS) ha determinado valores guía para cianobacterias y concentraciones de MC-LR y clorofila a en aguas destinadas a la producción de agua para consumo humano y en aguas de recreación (Tabla 2). Al mismo tiempo la OMS ha decretado un límite máximo de detección (LMD) de MC-LR para agua potable de 1 µg/L.
Tabla 2. Valores guía de la OMS para la probabilidad relativa de efectos agudos para la salud, durante la exposición a cianobacterias y MC-LR en aguas destinadas para el consumo humano y en aguas de recreación Probabilidad relativa de MC-LR Clorofila α efectos agudos a la Cianobacterias (Células/Ml) (µg/L) (µg/L) salud Baja < 20,000 <10 < 10 Moderada 20,000 – 100,000 10 – 20 10 – 50 Alta 100,000 – 10,000,000 20 – 2,000 50 – 5,000 Muy alta > 10,000,000 > 2,000 > 5,000 Fuente: Chorus y Bartram, 1999
De acuerdo a las guías de la OMS, dependiendo del conteo de células/mL de las cianobacterias en cada una de las estaciones del lago de Pátzcuaro, por debajo de la línea punteada, quiere decir que es una probabilidad relativa de efectos agudos a la salud alta (100,000 a 10, 000,000 células/mL de cianobacterias) y por arriba de la línea punteada es una probabilidad relativa de efectos agudos a la salud muy alta (>10,000,000 células/mL). De acuerdo a esto, el reporte por meses de muestreo, por año, por estación, a partir del 2009 las estaciones de Quiroga E-1, Espíritu E-2, Embarcadero E-6 y un poco Pacanda E-5, presentaron una probabilidad de riesgo a la salud muy alta. Para el 2010, Quiroga E-1, Espíritu E-2 y Pacanda E-5, fueron las que presentaron un riesgo a la salud muy alto. Para el 2011, todas las estaciones presentaron un incremento a partir de septiembre, siendo el riesgo a la salud muy alta, excepto en la estación de Napízaro E-3 (Figura 3).
6.0E+07
5.0E+07
Quiroga E-1 Espíritu E-2
Células/mL
4.0E+07
Pacanda E-5 Napízaro E-3
3.0E+07
Janítzio Sur E-4 2.0E+07
Embarcadero E-6 MUY ALTA
1.0E+07
2006
2008
2010
DIC
SEP
NOV
JUL
ABR
DIC
FEB
SEP
OCT
JUN
ABR
DIC
MAR
SEP
2009
NOV
JUN
ABR
DIC
FEB
SEP
OCT
JUN
SEP
OCT
JUL
2007
AGO
MAY
ENE
NOV
SEP
OCT
AGO
0.0E+00
MAR
ALTA
2011
Figura 3. Concentración de cianobacterias para cada una de las estaciones del Lago de Pátzcuaro 98
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A continuación, en la Tabla 3, se puede observar que durante el mes de septiembre en los años del 2009, 2010 y 2011, las concentraciones de MC-LR fueron los más altos, esto puede deberse a la temporada de lluvias en la región, aportando una mayor cantidad de nutrientes al sistema que incrementa el crecimiento de las cianobacterias. Del 2009 al 2010, las concentraciones más bajas se presentaron en el mes de diciembre. Para el 2011, a partir de las muestras de febrero, se hicieron los análisis con diluciones para así obtener mejores resultados, donde se observa que en el mes de julio decreció considerablemente la concentración de MC-LR en todas las estaciones, repuntando en el mes de septiembre, igual que en otros años. Por estación vemos, que para Quiroga E-1, desde el 2009, ha estado con un riesgo a la salud alta, alcanzando en abril y septiembre del 2011, un riesgo a la salud muy alta. La estación de Espíritu E-2, presentó un riesgo a la salud entre moderada y alta los años de 2009 y 2010, siendo para el 2011, un riesgo a la salud de alta a muy alta. Las estaciones de Pacanda E-5 y Napízaro E3, durante los tres años de muestreo presentaron un riesgo a la salud de moderada a alta. La estación de Janitzio Sur E-4 presentó, en general, un riesgo a la salud de baja a alta. Por último la estación Embarcadero E-6, durante los años de 2009 y 2010, presentó un riesgo a la salud de moderada a alta, siendo durante el 2011, el riesgo a la salud fue de alta a muy alta.
Tabla 3. Concentración mensual de MC-LR µg/L en cada una de las estaciones Muestreos E-1 E-2 E-5 E-3 Sep-09 100 100 100 100 Nov-09 100 100 100 40 Dic-09 100 19 10 7 Mar-10 100 18 9 11 Abr-10 100 100 30 7 Jun-10 40 15 16 41 Sep-10 100 100 100 69 Oct-10 100 16 100 2 Dic-10 7 6 11 5 Feb-11 1,851 1,839 7 3 Abr-11 2,453 283 377 94 Jul-11 539 82 16 0 Sep-11 3,320 3,500 980 3,080 Nov-11 869 6,520 652 690 Baja < 10 µg/L Moderada 10 – 20 µg/L Alta 20 – 2,000 µg/L Muy alta >2,000 µg/L
E-4 100 4 4 8 7 7 100 3 3 5 0 0 230 330
E-6 100 34 9 9 43 5 28 35 4 2,792 4,038 5 1,580 320
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En la figura 4, se muestra cual sería el estado de alerta, de acuerdo a las guías de la OMS, dependiendo de la concentración de clorofila a para cada una de las estaciones del lago. Por debajo de la línea punteada, quiere decir que es una probabilidad relativa de efectos agudos a la salud moderada (10 - 50 µg/L de clorofila a), por arriba de la línea punteada es una probabilidad relativa de efectos agudos a la salud alta (50 – 5,000 µg/L de clorofila a). Presentándose una probabilidad relativa de efectos a la salud alta en las estaciones de Quiroga E-1 (2006-2011), Espíritu E-2 (2006-2007, 2011), Pacanda E-5 (2006-2007), Janitzio Sur E-4 (2007 y 2010) y Embarcadero E-6 (2010-2011), y una probabilidad relativa de efectos a la salud moderada en las estaciones de Napízaro E-3 (2006-2011), Janitzio Sur E-4 (2006-2011) y Pacanda E-5 (2008 2011).
250
Clorofila a µg/L
200
E-1 Quiroga
E-2 Espíritu
E-5 Pacanda
E-3 Napízaro
E-4 Janitzio Sur
E-6 Embarcadero
150
100
ALTA 50
MODERADA
2007
2008
2009
2010
Dic
Nov
Jul
Sep
Abr
Dic
Feb
Oct
Nov
Sep
Abr
Jun
Dic
Mar
Sep
Nov
Abr
Jun
Dic
Feb
Oct
Jun
Sep
Oct
Nov
Sep
Jul
Ago
Mar
May
Ene
Oct
2006
Nov
Sep
Ago
0
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Figura 4. Presencia de clorofila a, en las estaciones del lago de Pátzcuaro
Conclusiones Por el número de células/mL de cianobacterias y concentración de MC-LR, el agua del lago siempre estuvo con una probabilidad relativa de efectos agudos a la salud alta desde el 2006 al 2008, pasando a muy alta de diciembre del 2008 a diciembre del 2011. Siendo las estaciones de, Quiroga, Pacanda, Espíritu y Embarcadero las zonas más afectadas. Por la concentración de clorofila a, la probabilidad relativa de efectos agudos a la salud fue de moderada a alta.
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De acuerdo con la OMS, el límite máximo de detección de MC-LR en que el agua es apta para consumo humano es de 1 µg/L, y el valor más bajo detectado de esta toxina en el agua del lago, fue de 2 µg/L, por lo que esta agua no sería apta para beber, ni para recreación. Se requiere contar con un plan integral y efectivo para tratar las descargas residuales domésticas y disminuir las fuentes de contaminación difusa en los cuerpos de agua. En el caso del tratamiento de agua potable, se deben diseñar estrategias adecuadas de remoción de toxinas y control de cianobacterias. Finalmente, se debe informar al público usuario de los cuerpos de agua, sobre los riesgos que implica el hacer uso del agua con evidente presencia de cianobacterias tóxicas.
Agradecimientos. El presente estudio fue realizado como parte del proyecto titulado “Monitoreo de la calidad del agua de las descargas” (Sánchez-Chávez et al., 2011) realizado por el Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (proyecto No. TC-0847), y amablemente financiado por la Fundación Gonzalo Río Arronte.
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