Vol6 no3 2013 by Revista AIDIS

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. http://www.journals.unam.mx/index.php/aidis/index

Vol. 6, No. 3 6 de diciembre de 2013 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: María Neftalí Rojas Valencia Residuos de la construcción

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. Temática y alcance La Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales. Investigación, desarrollo y práctica, es una publicación electrónica cuatrimestral, coeditada por AIDIS y el Instituto de Ingeniería UNAM, que publica contribuciones evaluadas por pares originales, de calidad y actualidad, dentro de su área de competencia. De esta forma se presentan trabajos que abarcan aspectos relacionados con el conocimiento científico y práctico, tanto tecnológico como de gestión, dentro del área de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental en Latinoamérica. El enfoque es interdisciplinario buscando contribuir en forma directa a la generación de conocimiento, al desarrollo de tecnologías y a un mejor desempeño profesional. Entre los temas cubiertos por la revista están los siguientes: agua potable, calidad de agua, aguas residuales, residuos sólidos, energía, contaminación, reciclaje, cambio climático, salud ambiental, nuevas tecnologías, ética, legislación y política ambiental, gestión ambiental, gestión de empresas de servicios de saneamiento, sustentabilidad y participación social, entre otros. Cada edición muestra los trabajos que derivan del arbitraje académico de carácter internacional. También se publican números especiales de trabajos destacados que fueron presentados en los diversos Congresos Interamericanos realizados por la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS) y que en forma adicional fueron sometidos al proceso de revisión interno de la Revista AIDIS. La Revista AIDIS está indizada en Latindex 2006 y en Periódica (DGB-UNAM). Editor en Jefe de la revista Dr. Germán Buitrón Méndez Investigador Instituto de Ingeniería-UNAM revista_aidis@pumas.iingen.unam.mx revista.aidis@gmail.com Entidad editora Instituto de Ingeniería, UNAM Ciudad Universitaria, Coyoacán, México D.F.; C.P. 04360 Teléfono: (52) (55) 56-23-36-00; Fax: (52) (55) 56-16-28-94 Información Legal La Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales. Investigación, desarrollo y práctica es una publicación electrónica cuatrimestral, editada en el Instituto de Ingeniería, UNAM. Editor responsable: Germán Buitrón Mendez. Reservas de derechos al uso exclusivo 04-2011-011413271800-203

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Vol. 6, No. 3 6 de diciembre de 2013

Tabla de Contenido Vol. 6, No 3. 1.-

DESENVOLVIMENTO DE UMA METODOLOGIA FUZZY PARA ESTUDAR INCERTEZAS NA PROPAGAÇÃO DE UMA ONDA DE CHEIA, USANDO DADOS DO RIO POTENGI, RIO GRANDE DE NORTE – BRASIL, COMO ESTUDO DE CASO DEVELOPMENT OF A FUZZY METHODOLOGY TO STUDY UNCERTAINTIES IN THE PROPAGATION OF A FLOOD WAVE, USING DATA OF THE POTENGI RIVER, RIO GRANDE DE NORTE- BRAZIL, AS STUDY OF CASE

1 - 10

Raquel Jucá de Moraes Sales, Juliana Alencar Firmo de Araújo, Raimundo Oliveira de Souza

2.-

MODELO DE APOIO À DECISÃO PARA ALTERNATIVAS TECNOLÓGICAS DE TRATAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS NA REGIÃO NORDESTE DO BRASIL A DECISION SUPPORT MODEL FOR ALTERNATIVE TECHNOLOGY OF MUNICIPAL SOLID WASTE TREATMENT IN REGION NORTHEAST OF BRAZIL

11 - 28

José Dantas de Lima, José Fernando Thomé Jucá, Claudia Coutinho Nóbrega, Maria Odete de Holanda Mariano, Francisco Humberto de Carvalho Junior, Maria Tereza Campelo D. de Lima

3.-

TOXICIDADE DE ESPÉCIES DE ENXOFRE EM REATOR ANAERÓBIO TRATANDO ESGOTOS DOMÉSTICOS TOXICITY OF SPECIES OF SULPHUR IN ANAEROBIC REACTOR TREATING DOMESTIC WASTEWATER

29 - 41

Glennya Rodrigues Carvalho, Giulliano Guimarães Silva, Sérgio Carlos Bernardo Queiroz, Sylvia Salla Setubal, Telma de Matos Guimarães, Marcelo Mendes Pedroza

4.-

REGRESIÓN PONDERADA GEOGRÁFICAMENTE PARA EL ESTUDIO DE LA TEMPERATURA SUPERFICIAL EN MEDELLÍN, COLOMBIA GEOGRAPHICALLY WEIGHTED REGRESSION TO ANALYZE THE LAND SURFACE TEMPERATURE OVER MEDELLIN, COLOMBIA

42 - 53

Engelberth Soto Estrada

5.-

ANÁLISE DO MARCO LEGAL DA REGULAÇÃO DOS SERVIÇOS DE SANEAMENTO EM CASOS LATINO-AMERICANOS ANALYSIS OF THE LEGAL FRAMEWORK OF THE REGULATION OF SANITATION SERVICES IN LATIN AMERICAN CASES João Gilberto de Souza Ribeiro, Sonaly Rezende

54 - 75

Vol. 6, No. 3 6 de diciembre de 2013

6.-

DEGRADAÇÃO DO CORANTE REMAZOL VERMELHO RB POR H2O2/UV DEGRADATION OF DYE RED REMAZOL RB BY UV/H2O2

76 - 86

Jefferson Pereira Ribeiro, Juliene Tomé de Oliveira, André Gadelha de Oliveira, Eliezer Fares Abdala Neto, André Bezerra dos Santos, Ronaldo Ferreira do Nascimento

7.-

PROCESSO FÍSICO-QUÍMICO E BIOLÓGICO PARA TRATAR EFLUENTE CONTAMINADO POR CIANETO PHYSICAL-CHEMICAL AND BIOLOGICAL PROCESS TO TREAT CONTAMINATED EFFLUENT BY CYANIDE

87 - 98

Jaqueline Neris Barbosa Coutinho, Patrícia Bilotta

8.-

ANÁLISE DO RISCO DE FALHA NA DISPERSÃO DOS POLUENTES ATMOSFÉRICOS, UTILIZANDO A TEORIA FUZZY RISK ANALYSIS OF THE DISPERSION OF AIR POLLUTANTS USING FUZZY THEORY

99 - 109

Heloisa Beatriz Cordeiro Moreira, Raimundo de Oliveira Souza

9.-

INTRODUCCIÓN A LA INGENIERÍA AMBIENTAL Y DE SALUD PÚBLICA: UN COMPONENTE CURRICULAR PARA LOS RECIÉN INGRESADOS EN EL CURSO DE GRADO EN INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL DE LA UNIVERSIDAD FEDERAL DE BAHÍA, BRASIL INTRODUCTION TO ENVIRONMENTAL ENGINEERING AND PUBLIC HEALTH: A CURRICULAR COMPONENT FOR NEW ARRIVALS IN UNDERGRADUATE COURSE IN SANITARY AND ENVIRONMENTAL ENGINEERING OF THE FEDERAL UNIVERSITY OF BAHIA, BRAZIL

110 - 119

Luiz Roberto Santos Moraes

10.-

TALLERES DE IMPLEMENTACION TECNOLÓGICA: UNA OPCIÓN TRANSVERSAL PARA EL CURRICULUM DEL INGENIERO AMBIENTAL EN LA UNIVERSIDAD DEL MAR, MÉXICO TECHNOLOGICAL IMPLEMENTATION WORKSHOPS: A CROSS-CURRICULAR OPTION FOR THE ENVIRONMENTAL ENGINEER IN THE UNIVERSIDAD DEL MAR, MEXICO

120 - 130

R. Enríquez, J. Amador-Hernández, D. Jiménez, H. López-Arjona, M.-R. Gutiérrez, G. Anaya

11.-

Lista de Revisores 2013

131

Vol. 6, No. 3, 1 – 10 6 de diciembre de 2013

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. DESENVOLVIMENTO DE UMA METODOLOGIA FUZZY PARA ESTUDAR INCERTEZAS NA PROPAGAÇÃO DE UMA ONDA DE CHEIA, USANDO DADOS DO RIO POTENGI, RIO GRANDE DE NORTE – BRASIL, COMO ESTUDO DE CASO

*Raquel Jucá de Moraes Sales1 Juliana Alencar Firmo de Araújo1 Raimundo Oliveira de Souza2

DEVELOPMENT OF A FUZZY METHODOLOGY TO STUDY UNCERTAINTIES IN THE PROPAGATION OF A FLOOD WAVE, USING DATA OF THE POTENGI RIVER, RIO GRANDE DE NORTE- BRAZIL, AS STUDY OF CASE Recibido el 22 de enero de 2013; Aceptado el 26 de agosto de 2013

Abstract This research analyzes the flood wave propagation, checking how it can be used to evaluate uncertainties from the mathematical models, and input data. In such way, a mathematical model was formulated based on the hydrodynamic equations, jointly with the fuzzy set theory. The model developed is capable to evaluate the behavior of the control variables, as membership functions. To find the solution of the partial differential equations contained in the model, the Finite Differences Method was used. In order to get the solution of the nonlinear algebraic equations system, the Newton-Raphson Iterative Method was applied. From the results it can be observed that the use of the fuzzy set theory, in the hydrodynamic models, can become a viable alternative to evaluate uncertainties and, with that, to determine the risk of flood occurrences, in areas susceptive to flood waves propagation. Key words: Fuzzy Set Theory; Hydrodynamic Model; Flood wave control. 1 Universidade

Federal do Ceará, Brasil de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Campus do Pici, Centro de Tecnologia, Brasil

2 Departamento

*Autor corresponsal: Universidade Federal do Ceará e bolsista do CNPq. Campos do Pici, CEP- 60445-760. Bloco 713. Fortaleza – Ceará, Brasil. Email: raqueljuca@gmail.com

Vol. 6, No. 3, 1 – 10 6 de diciembre de 2013

Resumo Esta pesquisa tem como objetivo analisar a propagação de uma onda de cheia, verificando de que forma podem-se avaliar incertezas presentes nos modelos matemáticos, e conjuntos de dados empregados. Para tanto, formulou-se um modelo matemático baseado nas equações da hidrodinâmica, conjuntamente com a teoria fuzzy. O modelo desenvolvido no estudo é capaz de avaliar o comportamento das diferentes variáveis de controle, na forma de funções de pertinência. Para encontrar a solução das equações diferenciais parciais contidas no modelo, foi utilizado o Método das Diferenças Finitas, usando um esquema implícito. Para a solução do sistema de equações algébricas não lineares resultantes, utilizou-se o Método Iterativo de Newton–Raphson. A partir dos resultados se observa que o uso da teoria fuzzy, nos modelos hidrodonâmicos, pode se tornar uma alternativa viável para a avaliação de incertezas e, com isso, determinar o risco da ocorrência de inundações em regiões susceptíveis a propagação de ondas de cheias. Palavras chave: Teoria Fuzzy; Modelo Hidrodinâmico; Controle de Ondas de Cheia.

Introdução O crescente aumento da urbanização nas cidades, agregado a falta de planejamento, vem provocando diferentes impactos nos regime dos cursos de água, tais como: aumento da vazão máxima e do escoamento superficial, redução do tempo de pico e aumento da frequência da inundação nas cheias pequenas e médias. Neste contexto, há necessidade de se estudar formas de planejamento urbano, de modo que estas ocupações sejam estruturadas e, consequentemente, sejam reduzidos os riscos de enchentes em áreas utilizadas, principalmente, para habitação. Para iniciar o estudo das formas de planejamento urbano, nas proximidades de um sistema hídrico qualquer, é necessário conhecer a dinâmica do rio. Em outras palavras, procura-se saber como o rio responde a uma enchente, considerando que a propagação de uma onda de cheia, no espaço e no tempo, é um problema complexo. Normalmente, os modelos matemáticos que descrevem o escoamento não permanente em canais abertos, são compostos pelas equações da quantidade de movimento e da continuidade, desenvolvidas por Saint Venant, que são equações diferenciais parciais, fortemente não lineares, cuja solução pode ser obtida usando o modelo da onda dinâmica. Neste estudo, o modelo matemático a ser empregado é baseado nas equações de Saint Venant, e resolvido pelo método das diferenças finitas. O sistema de equações lineares resultante é resolvido pelo método iterativo de Newton–Raphson. Entretanto, como este estudo é pertinente a uma análise de incertezas, há necessidade de uma transformação nas equações que compõe o modelo clássico de Saint Venant através de uma “fuzzyficação” de suas equações. Isto é feito com a introdução da teoria fuzzy, cuja principal vantagem é não necessitar de grandes conjuntos de dados para atingir seus principais objetivos. 2

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Desta maneira, esta pesquisa tem, por objetivo, desenvolver o estudo da propagação de uma onde de cheia, no Rio Potengi, Rio Grande do Norte, verificando de que forma se podem avaliar as incertezas presentes nos modelos matemáticos, e nos conjuntos de dados empregados. O estudo resolve as equações do modelo na forma fuzzy, calculando campos de vazão, ao longo do referido rio, em uma estrutura fuzzy, onde as vazões são apresentadas na forma de função de pertinência.

Metodologia As equações básicas, utilizadas para a modelagem matemática dos escoamentos superficiais, são obtidas pela aplicação da lei da conservação da massa e da segunda lei de Newton a um volume de controle representativo do escoamento. Em geral, essas equações são expressas na forma diferencial e, com o emprego de métodos numéricos de resolução, as equações diferenciais são discretizadas, aproximando-se as derivadas por diferenças finitas (Chow, 1988). Equação da Continuidade A Q  0 t x

Equação (1)

Equação da Quantidade de Movimento





Q  Q 2 / A y   gA( )  gAS 0  gAS f  0 t x x

Equação (2)

Onde: Q é a vazão (m 3 /s); x é a distância longitudinal ao longo do canal (m); t é o tempo (s); A é a área da seção transversal do escoamento (m 2 ); y é a profundidade da água no canal (m); S0 é a declividade de fundo do canal (m/m);

S f é a declividade de linha de energia; e g é a aceleração da gravidade (m/s2).

Amein e Fang (1970) e Amein e Chu (1975) recomendaram resolver o sistema de equações algébricas, resultante da representação numérica das equações de Saint Venant pelo método das diferenças finitas, através da aplicação do método iterativo de Newton–Raphson. A equação governante do processo iterativo pode ser representada na seguinte forma:

J ( x k )( x k 1 - x k )  - f ( x k )

Equação (3)

Vol. 6, No. 3, 1 – 10 6 de diciembre de 2013 k

Onde o sistema de equações lineares envolve J ( x ) , que é o Jacobiano, representando a matriz dos coeficientes k

formada pelas derivadas parciais de f(x) em relação a A e a Q, e envolve, também,  f ( x ) , que é o vetor dos valores negativos dos resíduos na equação governante. Este sistema é resolvido para ( x estimativa melhorada da solução

k 1

- x k )  x k , e a

x k 1 é determinada sabendo-se do valor de x k . O processo é repetido até que

( x k 1 - x k ) seja menor que certa tolerância especificada.

Aspectos fuzzy Os conjuntos fuzzy e a lógica fuzzy provêm a base para a geração de técnicas poderosas para a solução de problemas, com uma vasta aplicabilidade, especialmente nas áreas de controle e tomada de decisão. A força da lógica fuzzy deriva da sua habilidade em inferir conclusões e gerar respostas baseadas em informações vagas, ambíguas e qualitativamente incompletas e imprecisas. Seu comportamento é representado de maneira muito simples e natural, levando à construção de sistemas compreensíveis e de fácil manutenção (Vieira, 2005). Uma parte desta pesquisa está vinculada à teoria de risco, onde este risco é calculado tendo como base a teoria fuzzy. Para tal, é necessário a “fuzzyficação” do modelo. Esta “fuzzyficação” é feita através da transformação das equações do modelo e de suas condições de contorno em equações fuzzys. Neste caso, no lugar da da variável de controle obtida na solução, serão obtidas funções de pertinência para cada variável de controle, em função do tempo e do espaço. Essas funções de pertinência, do ponto de vista de fuzzy, são definidas como = , ( ) ∈ ; ( ) ∈ [0,1] . Assim, as equações do modelo podem ser reescritas da seguinte maneira (Chagas, 2005, 2010): Equação da continuidade: A Q  0 t x

Equação (4)

Equação da quantidade de movimento: ~ ~ 1 Q 1   Q 2  ~ y ~ ~  ~  g S0  S f  0 ~ ~  g  x A t A x  A 





Equação (5)

~ Onde: A é a função de pertinência para a área transversal do canal do rio; Q é a função de pertinência para a vazão; ~ y é a função de pertinência para a profundidade; q~ é a função de pertinência para o escoamento lateral;

~ S~0 é a função de pertinência para a declividade do fundo; e S f é a função de pertinência para a declividade da linha de energia. 4

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Além dessas formulações, tem-se, ainda, para completar o modelo, as correspondentes condições de contorno e condições iniciais: Equação de resistência: ~ 1 ~ ~ ~ 1/ 2 Q  ~ AR 2 / 3 S f n

Equação (6)

Onde: R representa o raio Hidráulico e n o coeficiente de rugosidade.

Igualmente, no processo de solução, a metodologia descrita anteriormente, pertinente ao processo de Newton–Raphson, terá de ser alterada, tendo em vista as peculiaridades do novo modelo. Assim, a representação matricial pode ser transformada em uma equação matricial fuzzy da seguinte forma (Andrade, 2006, 2010):

J~ d~x   R~ 

Equação (7)

Onde: J~ representa o Jacobiano em forma de função de pertinência; d ~ x representa solução do modelo na forma ~ de função de pertinência, e R representa o vetor residual na forma de função de pertinência.

As funções de pertinência que representam dados de entrada do modelo são definidas conforme a Equação 8. = =

− − − −

≤

≤ Equação (8)

≤

Onde e representam as variáveis com menor grau de pertinência e representa a variável com maior grau de pertinência. Neste caso, representa 1,25 de , enquanto que representa 0,75.

Para determinar a solução do modelo, foi utilizada uma solução numérica com base no método das diferenças finitas. Para a obtenção da variável de controle na sua forma fuzzy, foi aplicado o principio da extensão da teoría fuzzy, que representa o recurso apropriado para resolver equações diferenciáis fuzzy (Ganoulis 1994). Em seguida, foi desenvolvido um programa computacional, em linguagem FORTRAN, que permitiu a realização de algumas simulações utilizando os dados do Rio Potengi, Rio Grande do Norte. 5

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Maiores detalhes, relacionados ao proceso de solução das equações da onda de cheia, tanto na sua forma determinística, como na sua forma fuzzy, podem ser encontrados em Chow (1988), Andrade (2006) e Ganoulis (1994).

Resultados e discussões A partir dos resultados, obtidos através do programa computacional, foi possível fazer algumas análises com respeito do comportamento da propagação de uma onda de cheia, onde a vazão é calculada na forma de funções de pertinência. Os dados do rio Potengi, utilizados nas simulações seguintes, são: comprimento do canal 50 km, temperatura da água 30ºC e largura do canal 37 m. As funções de pertinência do coeficiente de rugosidade e declividade do canal são [0.0075; 0.01; 0.0125] e [0.00003; 0.00004; 0.00005] m/m, respectivamente. As simulações foram realizadas para uma situação mais favorável, onde foi considerada uma vazão de 14.5 m3/s. Nestas simulações, a amplitude da onda tem vazão de pico três vezes maior do que a vazão em regime uniforme. Já com relação o tempo de base, considerou-se para este parâmetros um tempo de 2 horas. Não foram considerados os efeitos de marés.

Figura 1. Funções de pertinência para 10 km da origem, para diferentes tempos

A Figura 1 mostra as funções de pertinência da vazão, para os tempos de 2, 4 e 6 horas. Pelos resultados, observa-se, de forma bem definida, a dinâmica da propagação de uma onda de cheia. Como podem ser verificados, os níveis de pertinência mudam para diferentes tempos, na seção considerada. Por exemplo, para um tempo de 2 horas, a vazão com maior nível de pertinência, em 10 km, é, aproximadamente, 30 m3/s, cujo grau é igual a 1. Isto quer dizer que, para esta situação, este valor é o mais provável valor que a vazão pode ter, na seção de 10 km da origem. Já para os tempos de 4 e 6 horas, a vazão com maior grau de pertinência é, aproximadamente, de 18 m3/s. Uma outra observação que pode ser feita é de que esta metodologia permite que se calcule, para diferentes níveis de pertinências, um conjunto fuzzy 6

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de vazões, onde as incertezas poderão ser estudadas. Esta é a essência da teoria fuzzy, e seu emprego no cálculo do risco em engenharia.

Figura 2. Funções de Pertinência para a 50 km da origem, para diferentes tempos

A Figura 2 ilustra as funções de pertinência para uma seção a 50 km da origem. Neste caso, pelos resultados, a vazão com maior grau de pertinência, para todos os tempos, está próxima de 15 m3/s. A base do conjunto fuzzy está no intervalo aproximado entre 10 e 20 m3/s, o qual representa um importante elemento na determinação do risco fuzzy. Como pode ser visto, o comportamento das funções de pertinência está relacionado com a passagem da onda em cada seção, mostrando, assim, que há uma relação direta entre a propagação da onda, e comportamento das incertezas presentes nas funções de pertinência. Este fato é de fundamental importância nas análises de risco de enchentes, a partir da teoria fuzzy. A Figura 3 ilustra a propagação da onda, em função da distância, para um tempo de uma hora, para diferentes graus de pertinência. Neste caso, as linhas superiores e inferiores representam vazões com grau de pertinência de 0.5. Isto implica dizer que entre essas duas linhas, qualquer vazão tem grau de pertinência superior a 0.5, mostrando uma possibilidade maior de ocorrência. De acordo com esta figura, as diferentes linhas que definem os graus de pertinência estão muito próximas uma das outras, mostrando, portanto, que, para este tempo, a base do conjunto dos números fuzzy, formada por um conjunto de valores de vazão, é muito pequena. Isto implica dizer que o conjunto de valores da vazão, para o rio Potengi, considerando os dados usados, tem uma base estreita de possibilidades, no início da propagação da onda.

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Figura 3. Propagação da onda para diferentes graus de pertinência para um tempo de 1 hora

Figura 4. Propagação da onda para diferentes graus de pertinência para um tempo de 4 horas

Já a Figura 4, ilustra a propagação da onda com a distancia ao longo do canal, para diferentes graus de pertinência, em um tempo de 4 horas. A partir dos resultados vê-se que, para esta simulação, o pico da onda se encontra a 15 km da origem. A figura permite observar ainda que houve um distanciamento das linhas de grau de pertinencia zero. Em outras palavras, na região limitada pelas linhas inferior e superior da Figura 4, se encontra o conjunto de vazões possíveis para o rio Potengi, de acordo com os dados usados para esta simulação. Ainda, de acordo com a figura é possível ver que, quanto mais próximo da linha central da figura, maior é o grau de pertinência para a vazão, atingindo o valor 1 em cima da linha fm. Isto quer dizer que quando mais próximo da região definida pela linha fm, maior é a possibilidade de se encontrar um valor para a vazão no rio Potengi.

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Figura 5. Propagação da onda para diferentes graus de pertinência para um tempo de 6 horas

Observando a Figura 5, verifica-se o mesmo resultado anterior, mas considerando agora um tempo de 6 horas. Como pode ser observado, o pico da onda se encontra em uma seção, aproximadamente 20 km da origem, o que mostra que, em uma hora, o pico da onda deslocou a uma distância de 5 km, aproximadamente. Uma outra observação importante é a de que a região entre as linhas de menor grau de pertinência ficaram mais afastadas, isto quer dizer que houve um aumento na base do conjunto dos números fuzzy, ou seja, que mais valores para a vazão pertencem a este conjunto e, assim, mais valores de vazão estarão situados dentro do conjunto que representa a possibilidade de ocorrencia do escoamento no rio Potengi, considerando os dados usados para a simulação.

Conclusões Após a realização de um conjunto de simulações, com auxilio de um programa computacional desenvolvido para esta pesquisa, alguns resultados foram obtidos e analisados. O modelo foi aplicado no rio Potengi, onde se buscou analisar as possibilidades de se aplicar este tipo de metodologia para a determinação de campos de risco de enchente quando da passagem de uma onda de cheia no referido rio. Após a análise dos resultados obtidos, algumas conclusões puderam ser feitas. A transformação dos modelos hidrodinâmicos clássicos em modelos hidrodinâmicos fuzzy mostrou-se viável no estudo das incertezas em escoamento em rios sujeitos a propagação de uma onda de cheia. Isto implica dizer que é possível determinar, a partir desta metodologia, o risco de enchentes para uma determinada área próxima das margens de um rio qualquer. A partir dos resultados, pode-se dizer que a determinação da vazão em cada seção do rio, na forma de funções de pertinência, permite avaliar os conjuntos de números fuzzy para diferentes

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níveis de pertinência, o que garante uma possibilidade real para a avaliação e quantificação das incertezas presentes no processo de escoamento. Por fim, pelos resultados verifica-se que as funções de pertinência de vazões se deslocam tanto para a direita quanto para a esquerda, de acordo com a passagem da onda em cada seção do canal, alterando, assim, o comportamento das incertezas e, em consequência, alterando o comportamento do risco de enchente para o referido rio. Conclui-se, portanto, que os modelos hidrodinâmicos fuzzy se apresentam como uma alternativa viável para a quantificação das incertezas inerentes aos processos de formulação e soluções dos modelos matemáticos, permitindo, por sua vez, que se desenvolvam metodologias para a determinação do risco de enchentes em planícies de inundação.

Referências bibliográficas Amein, M., Chu, H.L. (1975) Implicit numerical modeling of unsteady flows. Proceedings of the American Society of Civil Engineers, Journal of the Hydraulics Division, USA, 101(HY6), 1083–1117. Amein, M., Fang, C.S. (1970) Implicit flood routing in natural channels, Proceedings of the American Society of Civil Engineers, Journal of the Hydraulics Division, USA, 96(HY12), 2481–2518. Andrade, C.F. (2006) Estudo de Planicies de Inundação através da Análise dos Parâmetros Hidráulicos do Canal Principal e sua Influência na Avaliação do Risco Fuzzy de Enchentes, Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambienal, Universidade Federal do Ceará, Fortaleza, p. 212. Andrade, C.F., Ueta, V., Chagas, P.F., Santos, S.H. (2010) Flood Risk Analysis of Cocó Urban River in Fortaleza, Brazil, Proceedings of Hydrology Days 2010, March 22-24, Fort Collins, Co., p. 128-134. Chagas, P.F. (2005) Perspectivas da aplicação da teoria Fuzzy para cálculo de risco em sistemas hidrodinâmicos. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Fortaleza, p. 190. Chagas, P.F., Santos, S.H., Andrade, C.F., Ueta, V. (2010) Application of Mathematical Modeling to Study Flood Wave Behavior in Natural Rivers as Function of Hydraulic and Hydrological Parameters of the Basin, Proceedings of Hydrology Days 2010, March 22-24, Fort Collins, Co., p. 114-120. Chow, V.T. (1988) Applied Hydrology. McGraw–Hill, New York, N. Y., 572 pp. Ganoulis, J.G, (1994) Engineering risk analysis of water pollution: Probabilities and Fuzzy sets. VCH publishers Inc. Weinheim; New York; Basel; Tokyo, 307 pp. Vieira, V.P.P.B. (2005) Análise de risco em recursos hídricos: fundamentos e aplicações. Porto Alegre: ABRH, 361 pp.

Vol. 6, No. 3, 11 – 28 6 de diciembre de 2013

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. MODELO DE APOIO À DECISÃO PARA ALTERNATIVAS TECNOLÓGICAS DE TRATAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS NA REGIÃO NORDESTE DO BRASIL

*José Dantas de Lima1 José Fernando Thomé Jucá2 Claudia Coutinho Nóbrega3 Maria Odete de Holanda Mariano4 Francisco Humberto de Carvalho Junior5 Maria Tereza Campelo D. de Lima6

A DECISION SUPPORT MODEL FOR ALTERNATIVE TECHNOLOGY OF MUNICIPAL SOLID WASTE TREATMENT IN REGION NORTHEAST OF BRAZIL Recibido el 18 de marzo de 2013; Aceptado el 29 de noviembre de 2013

Abstract The study of models for decision support technology alternatives for treating municipal solid waste for the Northeast Region of Brazil aimed to propose alternative treatment in the form of technological arrangements, criteria based on environmental, social, economic and political. To this end, we used two models for decision support, model Analytic Hierarchy Process - AHP and Preference Ranking Organization Method for Enrichment Evaluations – PROMETHEE II(V), so depending on their relevance, was proposed a way of ranking the identified technologies for the treatment of the waste in the region. The ranking produced as the final result a set of technologies that have become analyzed technological arrangements for the treatment of solid wastes in northeastern Brazil, given that determines National Policy on Solid Waste - PNRS. The results showed that the models used were found to be a suitable tool for the proposition of alternative waste treatment technology and can be applied in isolated situations or in public consortia. Keywords: decision support model, management and waste treatment technologies. 1

Autarquia Especial Municipal de Limpeza Urbana de João Pessoa-PB, Brasil Universidade Federal de Pernambuco, Brasil 3 Universidade Federal da Paraíba, Brasil 4 Universidade Federal de Pernambuco – Centro Acadêmico do Agreste, Brasil 5 Instituto Federal de Educação do Estado do Ceará, Brasil 6 Consultoria em Saneamento Ambiental, Brasil 2

*Autor corresponsal: Rua Ciro Trócolli, 1180 – Colibris – João Pessoa-PB E-mail: dantast@terra.com.br

Vol. 6, No. 3, 11 – 28 6 de diciembre de 2013

Resumo O estudo de modelos de apoio à decisão para alternativas tecnológicas de tratamento de resíduos sólidos urbanos, para a Região Nordeste do Brasil, teve como objetivo propor alternativas de tratamento em forma de arranjos tecnológicos, baseados em critérios ambientais, sociais, econômicos e políticos. Para tanto, utilizou-se de dois modelos de apoio à decisão, o modelo Analytic Hierarchy Process - AHP e o Preference Ranking Organization Method for Enrichment Evaluations - Promethee II(V), para que em função da sua relevância, fosse proposta uma forma de hierarquização das tecnologias identificadas para o tratamento dos resíduos sólidos na região. A hierarquização produziu como resultado final um conjunto de tecnologias que analisadas se tornaram arranjos tecnológicos para o tratamento de resíduos sólidos na região Nordeste do Brasil, atendendo ao que determina a Política Nacional de Resíduos Sólidos - PNRS. Os resultados obtidos mostraram que os modelos utilizados apresentaram-se como uma ferramenta adequada para a proposição de alternativas tecnológicas de tratamento de resíduos e pode ser aplicada em situações isoladas ou em consórcios públicos. Palavras Chave: gestão, tecnologias de tratamento de resíduos, modelo de apoio à decisão.

Introdução A região Nordeste do Brasil é constituída por nove (09) estados e a Ilha de Fernando de Noronha, totalizando uma população de 53.081.510 habitantes (IBGE, 2010), ocupando uma área de 1.558.156 Km2 e representa 27,83% da população Brasileira. A Figura 1 mostra a localização da região Nordeste do Brasil.

Figura 1. Mapa da Região Nordeste do Brasil

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O produto interno bruto (PIB) per capita médio da região é de R$ 10379.55 (IBGE, 2013) e o IDH médio de 0.699 (PNUD, 2010). Segundo a Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos Especiais - ABRELPE (2012) esta região produz 51689 t/dia, possui uma geração per capita de 1.309 Kg/hab/dia de resíduos sólidos urbanos (RSU), dos quais coletam apenas 40021 t/dia com índice de coleta de RSU de 77.43%. Ainda de acordo com a ABRELPE (2012) os resíduos sólidos gerados na região, 35.40% são dispostos em aterros sanitários e 64.60% são dispostos inadequadamente em aterros controlados e lixões, necessitando-se urgentemente de alternativas tecnológicas de tratamento para os resíduos sólidos urbanos (RSU) adequados que modifiquem o atual cenário com relação aos impactos ambientais, sociais e econômicos. O tratamento e a destinação final adequada dos resíduos gerados em qualquer municipalidade dependem sempre de alguma alternativa tecnológica, ou seja, de tecnologias, sejam elas, mais simplificadas, sejam elas, mais evoluídas tecnologicamente. Para a sua adoção deve se levar em consideração uma série de aspectos, como: • Os aspectos técnicos, considerando-se aqui a geração dos resíduos, características dos resíduos, seus aspectos qualitativos e quantitativos, geografia da região, geomorfologia, pluviometria, urbanização, distância do centro gerador, aspectos de localização e aspectos urbanísticos. • Os aspectos ambientais, considerando-se que as tecnologias devem atender ao que determina toda legislação ambiental. • Os aspectos econômicos, considerando-se a capacidade financeira de investimentos e a capacidade de operação e manutenção das tecnologias e os aspectos políticos, que no Brasil são demasiadamente importantes em função da descontinuidade administrativa após a mudança de gestor, que tem trazido cenários negativos na consolidação de tecnologias de tratamento e disposição final de resíduos sólidos urbanos, tornando-se uma das maiores anti-políticas públicas existentes no Brasil. • Sociais: geração de emprego e renda e sua relação com a tecnologia a ser utilizada. Em alguns casos, os aspectos políticos, ambientais e sociais podem apontar para o uso de uma tecnologia, como a reciclagem de materiais coletados convencionalmente, isto é, sem separação prévia. Por outro lado, os indicadores técnicos e econômicos para tal prática podem apresentar valores que apontam para uma tecnologia não viável econômica e tecnicamente. Em geral, os problemas de decisão envolvem múltiplos objetivos e critérios muitas vezes contraditórios entre si, em que a contribuição de um critério quase sempre apresenta um prejuízo em outro. Nos dias atuais, a problemática da tomada de decisão é caracterizada por um número crescente de alternativas e critérios, posto que os decisores necessitam selecionar, ordenar, classificar ou ainda descrever com detalhes as alternativas tecnológicas disponíveis, considerando múltiplos critérios.

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Assim, a tomada de decisão requer um grande esforço para resolver o dilema dos objetivos conflitantes que impede a existência da “solução ótima” e conduz para a “solução de melhor acordo”, e por ser uma questão de elevada complexidade, requer um tratamento qualificado e justifica a utilização de métodos de apoio à decisão em diversas circunstâncias. Esses métodos são comumente aplicados em diversas áreas da engenharia, recursos hídricos, urbanismo, gestão de bacias hidrográficas, engenharia de transportes e na gestão e tratamento de resíduos sólidos. Em função dessa complexidade, os métodos multicritérios de apoio à decisão são ferramentas importantes para auxiliar os tomadores de decisão a resolver problemas com objetivos conflitantes, e também dar suporte em toda a análise de escolha de forma mais direta envolvendo todos os elementos e consequências das ações potenciais (Almeida, 2009). Dentre os métodos multicritérios de apoio à decisão, tem-se os métodos da teoria da utilidade multiatributo e o método da sobreclassificação (Vincke, 1986), aqui estudados utilizando o Analytic Hierarchy Process (AHP) e o PROMETHEE II (Preference Ranking Organization Method for Enrichment Evaluations), respectivamente. A teoria da utilidade multiatributo tem como princípio o conceito de agregação de diferentes critérios em uma única função-utilidade. A formulação desta teoria pode ser visualizada em Keeney & Raiffa (1976), envolvendo a apresentação da terminologia, identificação das condições de independência, desenvolvimento das funções de utilidade condicionais, determinação das constantes de escala e a realização de testes de consistências. O AHP foi um dos primeiros métodos de tomada de decisão do tipo multiatributo (Saaty, 1980), apesar de sua formulação matemática ter sido bastante aprimorada ao longo do tempo (Saaty, 1991; Gomes, 2007). Fundamenta-se na comparação de alternativas de escolha por pares, questionando os elementos que satisfazem a análise e o quanto satisfazem. Tem como propósito organizar os objetivos ou critérios em uma hierarquia representada pela preferência dos decisores, com base na determinação de peso dos critérios por meio de pesquisa direta com especialistas da área (Grandzol, 2005). Segundo Iañes & Cunha (2006) e Azeredo et al. (2009), a aplicação do método AHP consiste em seguir ao menos quatro etapas, a saber: a) Estruturar os objetivos, atributos e alternativas em hierarquias; b) Obter os dados do julgamento comparativo de cada par dos fatores de decisão em um determinado nível do grupo, verificando a consistência do julgamento atribuído; c) Determinar as prioridades relativas do peso dos atributos de decisão em cada nível ou grupo; 14

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d) Consolidar todos os pesos, propagando o efeito desses pesos na estrutura até o nível das alternativas. A recomendação da decisão é dada pela classificação das alternativas de decisão, ordenadas relativamente ao objetivo global. A vantagem do método AHP consiste em permitir ao decisor a atribuição de pesos relativos para as múltiplas alternativas e, concomitantemente, realizar uma comparação par a par. Sob a ótica do processo decisório, Freitas et al. (1997) argumentam que este método pode ser utilizado para: (a) auxiliar nas fases de concepção em que os tomadores de decisão analisam os dados; (b) determinar e esclarecer questionamentos; (c) refinar os critérios de avaliação; (d) definir as alternativas, já que permite comparar elementos de decisão quantitativos e qualitativos; (e) na fase de escolha, permitir a verificação do impacto dos fatores não quantificáveis e (f) selecionar as alternativas mais adequadas. Roper-Lowe & Sharp (1990) destacam ainda a capacidade do modelo AHP em realizar a análise de sensibilidade e monitorar a inconsistência com a qual os tomadores de decisão fazem seus julgamentos. Para este modelo, a análise de sensibilidade é realizada por meio do índice de inconsistência, que deve ser menor que 0.10, isto é, a consistência do modelo apresentado deve ser superior a 90%. Este método pode ser aplicado em diversas áreas, como no planejamento de recursos hídricos (Zuffo, 1998), auxílio à decisão para adoção de política de compras por empresas do ramo automobilístico (Salomon, 2002) e na avaliação de impactos ambientais (Lucena, 2004). O PROMETHEE II é um método de sobreclassificação de apoio à decisão que subsidia a realização e a comparação de várias alternativas de decisão, a partir de critérios classificatórios, no intuito de contribuir para a escolha das melhores alternativas dentre aquelas consideradas. Segundo Brans & Mareschal (1994), as principais características deste método são a simplicidade, clareza, estabilidade e flexibilidade. O ponto de partida deste método é uma matriz de avaliação de alternativas em relação aos critérios. Para cada critério j, deve ser definida uma função de preferência Pj, que assume valores entre 0 e 1. A metodologia de cálculo e formulação deste método pode ser visualizada em Brans & Vincke (1985), Brans et al. (1986) e Beynon & Well (2008). Segundo Brans et al. (1986), o método PROMETHEE II sugere seis formas diferentes para a função preferência: usual tipo I, forma U, forma V, com níveis, linear e gaussiano.

Este método prevê também uma ordenação das alternativas com base na intensidade de preferência e de pesos atribuídos a cada um dos critérios estabelecidos pelos decisores. Brans & 15

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Vincke (1985) citam que a intensidade de preferência é determinada em todos os critérios para cada par de alternativas. A partir das intensidades de preferência e dos pesos atribuídos é possível calcular o índice de preferência. Este índice é um parâmetro que mede a intensidade de preferência de uma alternativa sobre outra levando em consideração todos os critérios. Define uma relação de preferência valorada que pode ser utilizada na ordenação de alternativas. Depois de calculado o índice de preferência, são calculados o fluxo positivo de sobreclassificação, Phi+(a), e o fluxo negativo de sobreclassificação, Phi-(a), conforme Belton & Stewart (2002). O fluxo positivo representa a intensidade de preferência de uma alternativa sobre todas as outras, isto é, o quanto uma alternativa sobreclassifica as demais. Quanto maior Phi+(a), melhor a alternativa. O fluxo negativo representa a intensidade de preferência de todas as alternativas sobre uma alternativa, ou seja, o quanto uma determinada alternativa é sobreclassificada pelas demais. Quanto menor Phi-(a), melhor a alternativa. No PROMETHEE II, uma pré-ordem das alternativas é derivada de um fluxo líquido calculado para cada alternativa, sendo dado pela diferença entre o fluxo positivo e o fluxo negativo. Assim, uma alternativa a irá sobreclassificar uma alternativa b se o fluxo líquido da primeira for maior que o fluxo líquido da última, ou seja, Phi(a)>Phi(b). Uma alternativa a será indiferente a uma alternativa b se seus fluxos líquidos forem iguais, ou seja, Phi (a)=Phi (b). A partir da informação dos fluxos líquidos, obtêm-se os rankings de cada alternativa, ordenando-as de acordo com a ordem decrescente dos respectivos fluxos líquidos. O PROMETHEE II permite ainda analisar o grau de complexidade do problema a ser estudado, por meio de um procedimento gráfico denominado Geometrical Analysis for Interative Aid (GAIA). Com este procedimento é possível verificar a maior ou menor influência do peso dos critérios no resultado final (Brans & Mareschal, 2002). Com relação ao índice de inconsistência, o valor máximo para este modelo é de 0,20, isto é, o modelo deve apresentar uma consistência superior a 80% (PROMETHEE, 2012). Vários autores têm utilizado este método, como Souza et al. (2001) para a análise tecnológica de alternativas pós-tratamento de reatores anaeróbios; Macedo (2008) para estabelecimento de indicadores de sustentabilidade; e Campos (2011) na decisão multicritério para priorização de projetos de saneamento.

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Neste contexto, o objetivo geral deste artigo é propor alternativas tecnológicas adequadas para o tratamento dos resíduos sólidos urbanos, para a região nordeste do Brasil, em forma de arranjos tecnológicos utilizando-se de dois métodos de apoio à decisão.

Metodologia A metodologia utilizada nessa pesquisa foi concebida em seis etapas: 1a Etapa. Realização de diagnóstico da situação atual do tratamento de resíduos, na Região Nordeste do Brasil e, identificar o estado da arte das alternativas tecnológicas disponíveis para o tratamento dos resíduos sólidos domiciliares nesta região. a 2 Etapa. Proposição de critérios ambientais, sociais e econômicos, aliados aos critérios políticos para a seleção hierárquica das alternativas tecnológicas para o tratamento dos resíduos sólidos urbanos. a 3 Etapa. Elaboração de questionário específico para a área de resíduos sólidos e aplicá-lo com especialistas (profissionais, órgãos ambientais e instituições representativas do setor). Os resultados foram compilados de maneira a se obter um resultado da região, e não respostas individuais. 4a Etapa. Aplicação dos modelos de apoio a decisão AHP e o PROMETHEE II (V) utilizando os critérios e hierarquias definidos, anteriormente, para a obtenção de arranjos tecnológicos para a região Nordeste do Brasil. 5a Etapa. Análise dos resultados fornecidos pelos dois modelos de apoio à decisão para o tratamento de resíduos sólidos, para a região Nordeste do Brasil, definindo uma escala hierárquica de arranjos tecnológicos. 6a Etapa. Proposição de arranjos tecnológicos para a região Nordeste do Brasil, referente as possíveis alternativas tecnológicas em formas de cenários regionais. A Figura 2 mostra o resumo destas etapas metodológicas, com os critérios ambientais, sociais, econômicos e políticos, adotados nesta pesquisa, para a hierarquização das alternativas tecnológicas disponíveis para o tratamento do RSU. Ao aplicar o modelo AHP, seguiram-se os seguintes passos: Estruturou-se o problema de forma hierárquica, mostrando os elementos-chave e os relacionamentos entre critérios, subcritérios e as alternativas definindo-se quatro (04) critérios e dezessete (17) subcritérios e oito (08) alternativas tecnológicas. A Figura 3 mostra os critérios destacados em amarelo e os subcritérios utilizados destacados em azul.

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Figura 2. Esquema das etapas metodológicas

CRITÉRIOS

Hierarquização do modelo

Critérios Ambientais Percentual de redução de resíduos pós-tratamento

SUB-CRITÉRIOS

Poluentes emitidos a atmosfera Quantidade de resíduos que vai para a destinação final pós-tratamento

Critérios Sociais

Critérios Econômicos

Número de empregos gerados pela tecnologia

PIB Local/ Regional

IDH Local/ Regional

Custo total de investimento na tecnologia

Custo de operação e manutenção da tecnologia

Tempo médio de implantação da tecnologia

Uso de energia renovável na tecnologia

Custo médio de encerramento da tecnologia

Densidade demográfica

Custo de pósmonitoramento

Critérios Políticos

Retorno politico Aceitabilidade político da tecnologia

Adoção de solução consorciada

Área útil da tecnologia

Figura 3. Hierarquização do Modelo AHP – Critérios e subcritérios utilizados

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1. Definiram-se as tecnologias que poderiam ser selecionadas para a região. A saber:

2. 3. 4.

5. 6.

reciclagem, compostagem, aterro sanitário com e sem geração de energia, tratamento mecânico-biológico - TMB, digestão anaeróbia (D.A), incineração com geração de energia e em ciclo combinado (CHP). Organizaram-se os critérios e subcritérios em matrizes para comparação par a par. Calcularam-se os pesos das alternativas e dos critérios e subcritérios dentro da hierarquia estabelecida. Compararam-se as alternativas de modo consistente, usando o conhecimento sobre o tema, de forma a obter-se resultados consistentes. Adequou-se então a escala de comparação elaborada por Saaty (SAATY,1991). Calculou-se a relação de consistência para avaliar se o julgamento feito pelo tomador de decisão é coerente e não levará a uma decisão equivocada. Sumarizaram-se os resultados e foi elaborada a escala final de valores com as alternativas ordenadas em ordem de preferência.

Ao aplicar o Promethee II(V) um aspecto muito importante considerado foi o fato de que para a tomada de decisão em grupo, os decisores impõem seus critérios individuais, os quais podem ser comuns aos outros decisores ou não e, os avaliam de acordo com seus próprios sistemas de valores, atribuindo pesos, escolhendo as funções de preferência e definindo os limiares, o que proporciona uma maior liberdade ao decisor em expor o seu ponto de vista. Assim, todos os decisores passam a ter uma visão melhor do problema e a partir daí, é realizada a agregação das preferências, gerando a decisão em grupo. Deste modo, o Promethee II(V) se apresentou mais adequado no contexto da aplicação do modelo, no qual são considerados vários agentes decisores e cuja interação é muito importante no caso em estudo. Esse método propicia a definição de graus de preferência representados por um número real que varia entre 0 (indiferença) e 1 (preferência forte), a esta abordagem: a) comparam-se os critérios e subcritérios definidos na escala hierárquica considerando as vantagens de um sobre o outro e sem negligenciar as características comuns entre eles; b) consideram-se que os critérios e subcritérios para a definição das alternativas tecnológicas para cada um deles não apresentam relação de incomparabilidades, no caso de utilização do Promethee II, que apresenta com resultado da análise o ranking total; c) consideram-se que os critérios, subcritérios e as alternativas estão interligados, de forma que um determinado indicador pode refletir parcialmente em outro.

Neste sentido, utilizou-se dos mesmos pesos e da mesma escala hierárquica utilizada para o AHP e procedeu-se a aplicação do modelo através do software Visual Promethee. Neste 19

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software permitiu-se a aplicação dos dados que foram tratados de igual forma que os do modelo AHP, e procedeu-se, então, a análise de sensibilidade desses dados. Foram enviados vinte (20) questionários a especialistas convidados e obtiveram-se respostas de dezesseis (16) especialistas, o que representa 80%, considerado uma amostra representativa da região. A análise e o tratamento dos dados fornecidos pelo questionário foram iguais para os dois métodos de apoio à decisão (AHP e Promethee II(V)) onde se obteve a média, a moda e a mediana de cada comparação par a par entre os critérios e entre os subcritérios. Para fins de tratamento definiu-se a moda como o parâmetro a ser usado para a aplicação no software Expert Choice 11 e Visual Promethee.

Resultados e discussão Os modelos de análise multicriterial – AHP e PROMETHEE II – foram estudados e aplicados para analisar algumas alternativas tecnológicas sob a ótica da Região Nordeste do Brasil, como reciclagem, compostagem, digestão anaeróbia, tratamento mecânico biológico, aterro sanitário com e sem geração de energia, incineração com geração de energia elétrica e ciclo combinado (energia elétrica e térmica). Estão apresentados, incialmente, os resultados e análises no modelo AHP e, em seguida, os resultados e análises do modelo PROMETHEE II. Os resultados da aplicação numérica dos métodos AHP e PROMETHEE II são mostrados por meio de gráficos, quadros e tabelas extraídos da interface gráfica existente no sistema Expert Choice e Visual Promethee para os respectivos métodos. Modelo AHP A Tabela 1 mostra os resultados referentes à importância relativa entre cada critério. A soma dos pesos relativos calculados dos critérios é igual a 1.0.

Tabela 1. Importância relativa dos pesos dos critérios e subcritérios em relação aos critérios 181 ambiental, social, econômico e político para a Região Nordeste REGIÃO NORDESTE CRITÉRIO Ambiental Social Econômico

Importância Relativa (L) 0.410 0.298 0.232

Político

0.060

Observa-se que os critérios ambientais e sociais representam 70% do peso dos critérios utilizados e que o critério político, apesar de grande interferência prática nas soluções adotadas 20

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pelas municipalidades, apresenta um peso bastante reduzido, menos de 10% de importância relativa. O critério de custo da tecnologia foi representativo, porém, seu valor indica que seria possível a adoção de tecnologias mais caras, porém que trouxessem maior retorno ambiental e social. A Figura 4 mostra por ordem de preferência as alternativas tecnológicas para o tratamento de resíduos domésticos na região Nordeste. Pela ordem de preferência, a alternativa tecnológica da reciclagem foi a mais indicada, seguida do aterro sanitário com e sem geração de energia, da compostagem, do TMB e da incineração com geração de energia em ciclo combinado. Por outro lado, a digestão anaeróbia e a incineração com geração de energia foram às alternativas menos indicadas.

Figura 4. Alternativas tecnológicas por ordem de prioridade para a Região Nordeste

A Figura 5 mostra, por ordem de prioridade, as alternativas tecnológicas para o tratamento de resíduos urbanos na região Nordeste com o cálculo do índice de inconsistência, que representa a robustez do modelo adotado e que neste caso foi de 0.09, ou seja, uma consistência de 91% para esta aplicação, superior, portanto ao limite exigível.

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Figura 5. Indicação do índice de inconsistência da importância relativa dos critérios em relação as alternativas tecnológicas para o tratamento de resíduos domésticos na Região Nordeste

Modelo Promethee II (V) Na Tabela 2 é apresentado os fluxos de preferência por tecnologia, indicando o fluxo positivo (Phi+), o fluxo negativo (Phi-) e o fluxo líquido (Phi), obtido pela diferença entre eles para a tecnologia indicada. O Fluxo líquido positivo representa a melhor alternativa entre as comparações par a par e o fluxo líquido negativo representam as piores alternativas.

Tabela 2. Fluxos de preferência por tecnologia para a região Nordeste

A Figura 6 mostra as tecnologias por ordem de preferência, usando-se o PROMETHEE II. Esta Figura apresenta o ranking total, ao aplicar os pesos atribuídos aos critérios e subcritérios, relacionando as tecnologias. Esta ordenação é obtida e corresponde a uma pré-ordem total, já que não apresenta uma relação de incomparabilidade entre as alternativas. 22

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Figura 6. Tecnologias por ordem de preferência. Ranking total – Promethee II para a região Nordeste

A Figura 7 mostra os resultados das quatro (04) melhores alternativas usando o modelo Promethee (V), indicando que o aterro sanitário, a reciclagem, a compostagem e a digestão anaeróbia são as melhores alternativas tecnológicas para o tratamento de RSU para a região Nordeste.

Figura 7. Tecnologias por ordem de preferência, Ranking total – Promethee (V) para a região Nordeste

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De posse do conhecimento das tecnologias de tratamento de resíduos priorizadas pelos dois modelos de apoio à decisão, foram adotadas as tecnologias de reciclagem, compostagem, aterro sanitário com geração de energia, aterro sanitário sem geração de energia e incineração com geração de energia com ciclo combinado como as tecnologias que poderiam ser utilizadas nos arranjos tecnológicos da região Nordeste. Porém, como a região apresenta municípios com uma grande variação na faixa populacional, também adotou-se este critério para a escolha de arranjos tecnológicos da região. No total foram definidos quatro (04) arranjos tecnológicos a região conforme apresentado na Tabela 3.

Tabela 3. Resumo dos Arranjos Tecnológicos por faixa populacional para a região Nordeste ARRANJO TECNOLÓGICO Faixa Populacional reciclagem + aterro sanitário sem geração de energia < 30000 habitantes entre 30000 e 250000 reciclagem + compostagem + aterro sanitário sem recuperação de energia habitantes reciclagem + Aterro Sanitário com geração de energia > 250000 habitantes reciclagem + incineração com geração e ciclo combinado + aterro sanitário sem > 1000000 habitantes recuperação de energia

O Primeiro arranjo tecnológico proposto é baseado nas premissas mínimas para o atendimento da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS, 2010) e, pode ser utilizado para qualquer porte de município, porém foi pensado, prioritariamente, para os municípios menores ou conjunto destes, pois, de maneira geral, estes municípios apresentam os menores PIBs per capita de toda região, e possuem menor desenvolvimento social, econômico e político do Nordeste do Brasil. Este arranjo deve predominar na região Nordeste em curto à médio prazo, para a partir deste, a região evoluir para arranjos mais tecnológicos. É necessário salientar que este arranjo atinge 1505 municípios, representando 81% dos municípios da região. A formação dos consórcios públicos torna-se importante para o conjunto de municípios, de forma a se obter escala no processamento dos RSU e redução de custos no sistema implantado. O segundo arranjo tecnológico proposto é formado pela reciclagem + compostagem + aterro sanitário sem aproveitamento energético e foi, prioritariamente, pensado para os municípios com população entre 30000 e 250000 habitantes, o que representa 324 municípios, isto é, 22% dos municípios da região.

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Este arranjo tecnológico se afirma em função desta região apresentar PIB per capita intermediário de toda região e, a quantidade de resíduos gerados ainda não justificar economicamente a utilização do aterro sanitário como fonte geradora de energia, porém a matéria orgânica existente na massa de resíduo coletada seria processada pela tecnologia de compostagem. O terceiro arranjo tecnológico proposto incorpora as tecnologias mais bem avaliadas nos modelos de apoio à decisão utilizados, que foram as tecnologias de reciclagem e aterro sanitário com geração de energia e pode ser utilizado para os municípios ou conjunto destes com população superior a 250000 habitantes. Este arranjo tecnológico pode incorporar os principais municípios de médio e grande porte da região e que apresentarem um bom desenvolvimento social, incluindo as todas as capitais dos Estados, os municípios que compõem as regiões metropolitanas e os polos de maior desenvolvimento social e econômico da Região. O que representa isoladamente 17.20% dos municípios da região, isto é, 21 municípios. O quarto e último arranjo tecnológico proposto, para a região Nordeste do Brasil, é composto pela reciclagem + incineração com geração de energia + aterro sanitário para os municípios de porte médio a grande porte, com populações superiores a 1.000.000 habitantes ou conjunto destes que tenham um PIB com faixa superior a 0.68, o que representa 0.20% dos municípios, isto é, 4 municípios da região. Este arranjo tecnológico se afirma para as maiores capitais do Nordeste que possuem maior desenvolvimento industrial bem como tenham implantados os melhores modelos de gestão de resíduos sólidos urbanos. Observa-se claramente que para os arranjos tecnológicos mais avançados (aterro sanitário com aproveitamento energético e incineração de resíduos com geração de energia em ciclo combinado), uma grande necessidade de consórcios municipais, pois a quantidade de municípios onde estas tecnologias poderiam ser implementadas na região é muito baixa, tornando-os arranjos tecnológicos pontuais não representando assim a hegemonia na região. De maneira geral, para todos os arranjos tecnológicos sugeridos, deve se priorizar a formação dos consórcios públicos para o conjunto de municípios de forma a se obter escala no processamento dos RSU e redução de custos no sistema a ser definido e implantado. A Figura 8 mostra o resumo dos arranjos tecnológicos propostos para a região Nordeste.

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Arranjos Tecnológicos Propostos para a Região Nordeste

Reciclagem

Aterro sanitário sem aproveitamento energético

Compostagem

Aterro sanitário com aproveitamento energético

Incineração com aproveitamento energético e ciclo combinado

Aterro sanitário sem aproveitamento energético

Figura 8. Resumo dos arranjos tecnológicos propostos para região Nordeste

Conclusões Com o resultado apresentado pelo modelo hierárquico utilizado para os dois modelos de apoio à decisão, pode-se afirmar que em função da metodologia e dos critérios e dos subcritérios adotados, foi possível determinar as tecnologias e propor os arranjos tecnológicos mais indicados o tratamento de RSU na região nordeste do Brasil. Como resultado destes arranjos pôde-se propor quatro arranjos tecnológicos possíveis para a região nordeste do Brasil, compatível com a aplicação dos dois modelos de apoio à decisão. Os resultados obtidos são compatíveis com a proposta dos autores em oferecer aos decisores um ranking completo de alternativas tecnológicas que contribua para a melhoria do processo de tomada de decisão em escolhas de alternativas tecnológicas de tratamento de RSU na Região Nordeste. Outro ponto importante para a região é que a utilização destes modelos de apoio à decisão, 301 podem se tornar uma importante ferramenta de gestão com possibilidade de se estudar outros 302 cenários na própria região e nas outras regiões geográficas do Brasil. O modelo AHP se mostrou eficiente na definição das alternativas tecnológicas, mesmo utilizando-se de dados qualitativos, e o modelo Promethee II(V) se mostrou mais eficiente na definição das alternativas tecnológicas, pois são requisitados dados qualitativos e quantitativos, possibilitando uma maior compreensão dos estudos aqui propostos. 26

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Os modelos de apoio à decisão aqui utilizados, quando estabelecidas escalas hierárquicas adequadas, podem atender a PNRS e seu Plano Nacional de Resíduos de forma eficiente, considerando em sua aplicação arranjos tecnológicos com soluções isoladas ou arranjos tecnológicos em forma de consórcios públicos. Outro ponto importante para a Região Nordeste do Brasil é que a utilização destes modelos de apoio à decisão podem se tornar uma importante ferramenta de gestão, com possibilidade de estudar outros cenários na própria região e em outras regiões geográficas do Brasil. Além disso, recomenda-se o aperfeiçoamento da metodologia empregada, com a utilização de outros métodos multicriteriais que permitam tratar de questões mais complexas como a maximização dos resultados obtidos para a otimização dos investimentos a serem realizados, a maximização da capacidade de receber a transferência das novas tecnologias e a maximização dos processos de educação ambiental e comunicação social na região nordeste e no Brasil.

Referências bibliográficas Associação Brasileira De Empresas De Limpeza Pública E Resíduos Especiais - ABRELPE. (2012) Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil. p.116. Associação Brasileira De Empresas De Limpeza Pública E Resíduos Especiais - ABRELPE. (2010) Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil. p. 184. Almeida, A. T. (2009) Conhecimento e uso de métodos multicritério de apoio a decisão. [S.l.]: Editora Universitária. Azeredo, J. S. et al. (2009) Utilização do método de análise hierárquica (AHP) para a seleção de um sistema integrado de gestão (ERP). XXIX Encontro Nacional de Engenharia da Produção. Salvador (BH). Belton, V.; Stewart, J. (2002) Multiple criteria decision analysis – an integrated approach. London: Kluver Academic Publishers. Beynon, M.; Wells, P. J. (2008) The lean improvement of the chemical emissions of motor vehicles based on preference ranking: A PROMETHEE uncertainty analysis. OMEGA – International Journal of Management Science, 36 (3), 384-394. Brans, J. P.; Mareschal, B. (1994) The PROMCALC & GAIA decision support system for multicriteria decision aid. Decision Support Systems, 12, 297-310. Brans, J. P.; Mareschal, B. (2002) PROMETHEE – GAIA: une méthodologie d’aide à la décision em présence de critères multiples. Bruxelles: Éditions de L’Université de Bruxelles. Brans, J. P.; Vincke, P. Note – (1985) A Preference Ranking Organisation Method: (The PROMETHEE Method for Multiple Criteria Decision-Making). Management Science, 31, 647-656. Brans, J. P; Vincke, P.; Mareschal, B. (1986) How to select and how to rank projects: The PROMETHEE method. European Journal of Operational Research, 24, 228-238. Campos, V. R. (2011) Modelo de apoio à decisão multicritério para priorização de projetos em saneamento. Tese (doutorado). São Carlos: EESC/USP. Expert Choice (2011) based Expert software. Operational Research Society, USA, version 11.1.3338.2822. Freitas, H. M. R. et al. (1997) Informação e decisão: sistemas de apoio e seu impacto. Porto Alegre: Ortiz. Gomes, L. F. A. M. (2007) Teoria da decisão. São Paulo: Thomson. Grandzol, J. R. (2005) Improving the faculty selection process in higher education: A case for the analytic hierarchy process. IR Applications, 6 (24). 27

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TOXICIDADE DE ESPÉCIES DE ENXOFRE EM REATOR ANAERÓBIO TRATANDO ESGOTOS DOMÉSTICOS TOXICITY OF SPECIES OF SULPHUR IN ANAEROBIC REACTOR TREATING DOMESTIC WASTEWATER

*Glennya Rodrigues Carvalho1 Giulliano Guimarães Silva 1 Sérgio Carlos Bernardo Queiroz 1 Sylvia Salla Setubal 1 Telma de Matos Guimarães 1 Marcelo Mendes Pedroza1

Recibido el 7 de agosto de 2013; Aceptado el 29 de noviembre de 2013

Abstract This study aimed to monitor the operation and inhibitory effect of sulfur (sulfate and sulfide) in UASB reactor treating domestic sewage. To achieve the objectives of this research were collected weekly samples in the influent and effluent of the UASB. To determine the effect of toxicity of sulfur during monitoring, four sampling points were marked on the inside of the UASB reactor at different depths (P1, P2, P3, P4), and the point P1 was 1m of the bottom of the reactor and the other points located 2, 3 and 4 m from the bottom of the reactor. The pH values ranged from 6.4 to 7.5 in the reactor effluent. Average concentrations of volatile fatty acids in the influent and effluent were 75.9 and 34.8, respectively. The removals of BOD and COD were 61 and 58%. The reactor showed low removal of ammonia nitrogen, indicating that anaerobic reactors have a poor capacity to remove nutrients during treatment. The highest sulfide was found to be 1.3 mg / L in the reactor at the point P1. It was possible to check a decay of the concentration of sulfide from the entry of raw sewage into the reactor. The experimental data and the literature surveyed show that the values of sulfide inside the reactor are well below those required to inhibit the methanogenic activity. Key Words: wastewater, sulphur, toxicity, UASB reactor. 1Instituto

Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Tocantins (IFTO), Brasil

*Autor corresponsal: 1004 Sul Alameda 14 LT 04 APT. 08. Edificio Carrilho Plano Diretor Sul – Palmas - TO - CEP: 77023-526 – Brasil. Email: glennya@gmail.com

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Resumo Esse trabalho teve como objetivo monitorar o funcionamento e o efeito inibitório do enxofre (sulfato e sulfeto) em reator UASB tratando esgotos domésticos. Para a concretização dos objetivos dessa pesquisa, foram coletadas semanalmente amostras no afluente e efluente do reator UASB. Para a determinação do efeito de toxicidade de enxofre durante o monitoramento foram demarcados 4 pontos amostrais no interior do reator UASB a diferentes profundidades (P1, P2, P3 e P4), sendo que o ponto P1 estava a 1m do fundo do reator e o os outros pontos localizados a 2, 3 e 4 m do fundo do reator. Os valores de pH oscilaram entre 6,4 a 7,5 no efluente. As concentrações médias de ácidos graxos voláteis no afluente e efluente foram de 75.9 e 34.8, respectivamente. As remoções de DBO e DQO do sistema foram de 61 e 58%. O reator apresentou baixa remoção de nitrogênio amoniacal, indicando que os reatores anaeróbios possuem uma capacidade insatisfatória de remover de nutrientes durante o tratamento. O maior valor de sulfeto encontrado foi de 1,3 mg/L dentro do reator no ponto P1. Foi possível verificar um decaimento da concentração de sulfeto a partir da entrada afluente. Os dados experimentais encontrados e a bibliografia pesquisada mostram que os valores de sulfeto dentro do reator estão muito abaixo daqueles necessários para inibirem a atividade metanogênica. Palavras-chave: águas residuárias, enxofre, toxicidade, reator UASB

Introdução De acordo com a Pesquisa Nacional de Saneamento - PNSB 2008, pouco mais da metade dos municípios brasileiros (55.2%) tem serviço de esgotamento sanitário por rede coletora, marca pouco superior à observada na pesquisa anterior, realizada em 2000, que registrava 52.2%. Em 2008, apenas a Região Sudeste registrava uma elevada presença de municípios com rede coletora de esgoto (95.1%). Em todas as demais, menos da metade dos municípios a possuíam, sendo a maior proporção observada na Região Nordeste (45.7%), seguida pelas Regiões Sul (39.7%), Centro-Oeste (28.3%) e Norte (13.4%). O Tocantins é o mais novo Estado da federação brasileira, abrange 139 municípios, dos quais 15 apresentam tratamento de esgoto sanitário. Segundo dados do IBGE o Estado do Tocantins no ano de 2008 realizou o tratamento de 13721 m3 de esgoto por dia. Segundo dados da companhia de saneamento do Tocantins (SANEATINS), 100% do esgoto coletado no estado é tratado. No entanto, apesar de menos de 1/3 dos municípios brasileiros efetuar tratamento de esgoto, o volume tratado representava, em 2008, 68.8% do que era coletado. Os principais tipos de tratamento biológico do estado do Tocantins são: filtro biológico, valo de oxidação, lagoa anaeróbia, lagoa aeróbia, lagoa aerada, lagoa facultativa, lagoa de maturação e reator anaeróbio (IBGE, 2008). Reatores anaeróbios de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB), têm sido amplamente investigados como uma alternativa para o tratamento de esgotos sanitário em países de clima quente (Chernicharo, 1997). A ETE Vila União, uma das principais estações de tratamento de esgoto da capital do estado (Palmas), possui tratamento biológico híbrido, com reator anaeróbio UASB seguido de Lagoa Facultativa. 30

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O processo anaeróbio representa uma opção bastante promissora para minimizar o problema de tratamento de esgotos sanitário no Brasil. A despeito dos fatores climáticos favoráveis, também sob o ponto de vista financeiro, o tratamento anaeróbio oferece uma alternativa bastante atrativa para os países em desenvolvimento. Dentre as diversas opções disponíveis para o tratamento de efluentes, este tipo de tratamento destaca-se pela considerável redução de matéria orgânica do efluente aliado à produção de energia útil em forma do gás metano e a uma baixa produção de lodo excedente (Pedroza et al, 2011). Relatos de Silva (2007) citam que dentre os impactos negativos do tratamento de esgoto, encontram-se a proliferação de odores ofensivos, um dos principais motivos de reclamações das estações de tratamento de efluentes, pois causam grande desconforto para a população dos arredores destas instalações. O cheiro desagradável das estações de tratamento de esgoto é proveniente de uma mistura complexa de moléculas com enxofre (H2S e mercaptanas), nitrogenadas (NH3 e aminas), fenóis, aldeídos, álcoois e ácidos orgânicos (Belli Filho et al., 2001). O sulfeto de hidrogênio pode ser considerado o principal composto responsável pela percepção de odores em estações de tratamento de esgotos, principalmente pelo fato de o sistema olfativo humano ser capaz de detectá-lo em baixas concentrações, cerca de 5 ppb (Lupatini, 2007). Na ausência de oxigênio e nitrato, o sulfato serve como fonte de oxigênio (ou mais corretamente como aceptor de elétron) para a oxidação bioquímica produzida por bactérias anaeróbias. Em condições anaeróbias o íon sulfato é reduzido a íon sulfeto, para estabelecer o equilíbrio com o íon hidrogênio para formar o sulfeto de hidrogênio. Os sulfatos são de grande importância, porque são indiretamente responsáveis por problemas sérios associados com a manipulação e tratamento de esgotos. Esses problemas são o odor e a corrosão devido à redução de sulfatos a sulfeto de hidrogênio em condições anaeróbias (Sawyer et al., 1994). Estratégias para o tratamento de águas residuárias contendo sulfato são, consequentemente, focadas na minimização da redução de sulfato e concentração de sulfeto no reator. Sabe-se que, no reator UASB tratando esgoto sanitário contendo sulfato, as bactérias redutoras de sulfato exercem um importante papel na degradação anaeróbia de vários compostos químicos. Dessa forma, poderá haver uma acumulação de sulfeto no reator, podendo ocasionar os distúrbios citados anteriormente. No entanto, poucos são os estudos experimentais para avaliar a produção de sulfeto em reatores anaeróbios, principalmente sobre a cinética de conversão de sulfato a sulfeto (Subtil, 2007).

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O presente trabalho visa monitorar o funcionamento e o efeito inibitório do enxofre (sulfato e sulfeto) no reator UASB da estação de tratamento de efluente Vila União, na cidade de Palmas – Tocantins.

Materiais e Métodos A Estação de Tratamento de Esgotos Vila União, Palmas - TO Os experimentos foram conduzidos na Estação de Tratamento de Esgoto ETE Vila União, situada na cidade de Palmas (TO), cuja responsabilidade é da Companhia de Saneamento do Estado do Tocantins. O sistema de esgotamento compreende: rede coletora, tratamento preliminar (grades, caixas de areia e caixas de gorduras), estação elevatória, cuja finalidade é bombear esgoto bruto, através do conjunto motor-bomba, reator UASB e Lagoa Facultativa. A alimentação da ETE é feita por meio de esgotos domésticos. O sistema foi projetado para tratar 110.0 L/s, mas atualmente trata uma vazão média de 30 L/s de esgotos. O Reator UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) (1a) é constituído por uma câmara inferior de digestão e por um dispositivo superior para separação de gases, sólidos e líquidos. O processo consiste de um fluxo ascendente de esgotos através de uma manta de lodo densa e de elevada atividade que tem por objetivo reduzir a carga orgânica contida nos esgotos, com formação contínua do biogás, que na ETE é queimado a todo instante (1b). O volume do reator é de 3128 m3, altura de 7.8 metros e um diâmetro de 22.6 metros. O Efluente do reator UASB é lançado numa lagoa facultativa, que possui 220 metros de comprimento, 110 metros de largura e 1.5 metros de profundidade. O efluente final da ETE é descartado através de uma única tubulação localizada na parte superior da lagoa e, é lançado no corpo receptor, o córrego Água Fria. Os resíduos sólidos gerados no tratamento preliminar são tratados com cal e dispostos em valas localizadas numa área da própria estação. O lodo biológico produzido no reator UASB é lançado em leitos de secagem (1c) que tem por finalidade reduzir o teor de umidade do lodo. A descarga desse lodo, feita diretamente do reator UASB, é realizada a cada mês numa quantidade média de 50 m3 de lodo (Pedroza et al, 2011).

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)

Figura 1. Estação de tratamento de esgoto ETE Vila União: (a) lagoa facultativa, (b) queimador de gás do reator UASB e (c) descarga de lodo do reator UASB em leito de secagem

Monitoramento da Qualidade do Efluente Para a realização do trabalho foi estabelecido um programa de monitoramento para o reator UASB, o qual consiste na realização de coletas e análises físico-químicas das amostras. Quanto a amostragem, foram feitas coletas no esgoto bruto e no efluente tratado (Tabela 1). Tabela 1. Parâmetros físico químicos utilizados no monitoramento Parâmetro Tecnica DQO Refluxo com Dicromato DBO Frascos Padrões Alcalinidade Titul. pH determinado pH Leitura direta Sólidos Totais Evap. e secagem a 105º Sólidos Suspensos Secagem a 550º Sólidos Dissolvidos Secagem a 550º Ácidos Graxos Voláteis (AGV) Acidificação e Alcalinização Nitrito Espectrof. Visível Nitrato Espectrof. Visível Nitrogênio Amoniacal Espectrof. Visível Sulfeto Espectrof. Visível Sulfato Espectrof. Visível

Referência APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995) APHA (1995)

Para estudar a toxicidade das espécies de enxofre na digestão anaeróbia, foram demarcados 4 pontos amostrais no interior do reator UASB a diferentes profundidades (P1, P2, P3 e P4), sendo que o ponto P1 estava a 1m do fundo do reator e o os outros pontos localizados a 2, 3 e 4 m do fundo do reator, conforme Figura 2. 33

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Figura 2. Desenho esquemático do reator UASB utilizado nessa pesquisa

Resultados e Discussão Monitoramento da Qualidade do Efluente do reator UASB A Tabela 2 apresenta os resultados experimentais obtidos através das análises físico-químicas dos parâmetros analíticos: temperatura, pH, amônia, nitrito, nitrato, ácidos graxos voláteis (AGV), sulfeto, sulfato, alcalinidade, DQO, DBO e sólidos. Tabela 2. Dados experimentais obtidos durante o monitoramento do reator UASB Ponto de Coleta Afluente Efluente Parâmetro Temperatura (°C) 28.7 ± 0.7 29,1 ± 0.5 pH (-) 7.05 ± 0.3 7.02 ± 0.1 DBO (mg/L) 231.4 ± 46.3 91.9 ± 20.9 DQO (mg/L) 520.0 ± 92.1 220.0 ± 48.6 Amônia (mgN/L) 13.8 ± 4.6 15.1 ± 4.5 Nitrato (mgN/L) 3.3 ± 1.0 2.7 ± 1.0 Nitrito (mgN/L) 0.3 ± 0.2 0.16 ± 0.13 Sulfeto (mgS/L) 0.451 0.214 Sulfato (mgS/L) 29.3 ± 2.3 6.7 ± 2.3 AGV (mg/L) 75.9 ± 28.6 34.8 ± 14.7 Alcalinidade (mgCaCO3/L) 148.7 ± 51.2 183.7 ± 57.0 Sólidos Totais (mg/L) 720 ± 55.9 440 ± 64.7

Resolução CONAMA (430/2011) < 40 5a9 120 20 -

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O pH pode ser definido como potencial Hidrogeniônico. Representa a concentração de íons hidrogênio H+ (em escala anti-logarítmica), dando uma indicação sobre a condição de acidez, neutralidade ou alcalinidade da água. O pH varia de 0 a 14. A faixa ótima de pH para o crescimento bacteriano situa-se entre 6,5 e 7,5, e que, os principais indicadores de distúrbios nos processos anaeróbios são o aumento na concentração de ácidos voláteis, aumento da porcentagem de CO2 no biogás, diminuição do pH, diminuição da produção total de gás e diminuição da eficiência do proceso (Silva et al., 2012). Os valores de pH oscilaram entre 6,4 a 7,5 (Figura 3), no efluente do reator, portanto ficando dentro da faixa considerada ótima para ocorrer a metanogênese que é de 6,3 a 7,8. A alcalinidade pode ser definida como a quantidade de íons na água que reagirão para neutralizar os íons hidrogênio. Os principais constituintes da alcalinidade são os bicarbonatos (HCO3-), carbonatos (CO3-2) e os hidróxidos (OH-). O monitoramento da alcalinidade nos reatores anaeróbios é muito mais eficaz que o monitoramento do pH, pois enquanto a escala do pH é logarítmica, a escala da alcalinidade é linear. Os valores médios de alcalinidade no afluente e efluente do reator UASB foram de 148.7 e 183.7 mgCaCO3/L, respectivamente.

9 8.5

8 7.5 7 6.5 6 1

7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55 58 61 64 67 70 73 Semanas Afluente

Efluente

Figura 3. Valores de pH obtidos durante o monitoramento do reator UASB

A instabilidade de um reator anaeróbio, resulta no acréscimo da concentração de ácidos voláteis, o que implicaria na redução de pH. A alcalinidade presente deve ser suficiente para a neutralização dos AGV. Como observado na Figura 4, a alcalinidade do efluente do reator quase sempre esteve maior do que o afluente, isto se deve principalmente a geração de cátions 35

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provenientes da degradação de proteínas e a remoção dos ácidos graxos, ocasionando assim o aumento do pH no reator e consequentemente garantindo a capacidade de tamponamento do sistema.

450

Alcalinidade Total (mg/L)

400 350 300 250 200 150 100 50 0 1

7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55 58 61 64 Semanas Afluente

Efluente

Figura 4. Valores de alcalinidade obtidos durante o monitoramento do reator UASB

Altas concentrações de AGV podem afetar o processo bioquímico e, eventualmente, causar distúrbios no processo de digestão anaeróbia como um todo. A geração de grandes concentrações de ácidos graxos voláteis acelera a atuação de bactérias acetogênicas, porém é inibitória às bactérias metanogênicas, uma vez que estas não consomem os ácidos resultantes da acetogênese com a mesma rapidez que são produzidos (Lupatini, 2007). As concentrações médias de ácidos graxos voláteis no afluente e efluente foram de 75.9 e 34.8, respectivamente. A Figura 5 apresenta os valores obtidos de DQO no afluente e efluente do reator durante as semanas de monitoramento. O maior valor encontrado de DQO no afluente foi de 800 mg/L e no efluente de 350 mg/L e o mínimo foi de 304 mg/L e 120 mg/L no afluente e efluente respectivamente. Foi observado que a carga orgânica afluente teve uma oscilação muito grande no decorrer do estudo, isto ocorreu principalmente devido a infiltrações da rede coletora de esgoto e o aumento da vazão afluente. Os valores médios do afluente e do efluente foram de 520 mg/L e 220 mg/L, isto corresponde a uma remoção de 58%, considerada satisfatória. Com relação a DBO, conforme observado na Tabela 2, os valores médios no afluente e no efluente foram de 231.2 e 91.9 mg/L, respectivamente, o que corresponde a uma remoção média de 61%. 36

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900 800 700 DQO (mg/L)

600 500 400 300 200 100 0 1

7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49 52 55 58 61 64 67 Semanas Afluente

Efluente

Figura 5. Valores de DQO obtidos durante o monitoramento do reator UASB

O nitrogênio é um dos elementos mais importantes no metabolismo de ecossistemas aquáticos. Esta importância deve-se principalmente à sua participação na formação de proteínas, um dos componentes básicos da biomassa. De acordo com Metcalf & Eddy (2002), o nitrogênio está presente em esgotos domésticos brutos sob as seguintes formas e frações: nitrogênio amoniacal (12 – 50 mg/L), nitrogênio orgânico (8 – 35 mg/L), nitrito e nitrato (desprezíveis). Como observado na Figura 6, as concentrações de nitrogênio, na forma de amônia não foram removidas pelo reator, isto se deve basicamente porque quando acontece a degradação anaeróbia da matéria orgânica, ocorre a mineralização da mesma, liberando nitrogênio amoniacal para a massa líquida (Silva et al., 2012; van Haandel e Letinga, 1994). O descarte de nitrogênio amoniacal em corpos receptores aquáticos está asociado com o consumo do +

oxigênio dissolvido no meio, devido a nitrificação, uma vez que para oxidar 1mg de NH4 são necessários cerca de 4.3 mg de O2, podendo ocasionar a morte dos organismos aquáticos (Silva et al., 2012). É importante salientar que o efluente do reator UASB dessa pesquisa é lançado em lagoa facultativa para a segunda etapa do tratamento biológico da agua residuária.

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35 Nitrogênio Amoniacal (mgN/L)

30 25 20 15 10 5 0 1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45 47 49 51 53 55 Semanas Afluente

Efluente

Figura 6. Valores de nitrogênio amoniacal obtidos durante o monitoramento do reator UASB

Estudo da toxidade do enxofre A Figura 7 apresenta os dados experimentais da concentração de sulfeto ao longo da extensão do reator UASB. O maior valor de sulfeto encontrado foi de 1.3 mg/L dentro do reator no ponto P1, ou seja, o ponto que está mais próximo da entrada do afluente. Foi possível verificar um decaimento da concentração a partir da entrada afluente, isto porque a medida que o sulfato passa pelo reator é reduzido pelas bacterias redutoras e com isto as maiores concentrações de sulfeto estão próximo à entrada. Pelos dados encontrados e a bibliografia pesquisada os valores de sulfeto dentro do reator estão muito abaixo daqueles necessários para inibirem a atividade metanogênica. O sulfeto é originado em reatores anaeróbios através da redução de sulfato. De acordo com Van Haandel e Lettinga (1994), uma concentração de 200 mg/L de sulfeto diminui a produção de metano em 70% e uma concentração de 50mg/L já causa uma inibição significativa no reator. Sabe-se que a concentração de sulfato não é limitante para produção de sulfeto em sistemas de tratamento de esgotos. Para Subtil (2007), no sistema deve haver uma concentração mínima de material orgânico na água residuária para que haja a formação de sulfeto. Esta quantidade de DQO representa o material orgânico necessário para consumir o oxigênio (oxigênio dissolvido ou nitrato) do afluente. No sistema a concentração média de DQO foi de 520 mg/L, portanto as concentrações mínimas foram garantidas para que a conversão fosse realizada. No entanto, conforme observado anteriormente, as concentrações de sulfeto apresentaram-se baixas, não podendo assim inibir as bactérias metanogênicas. 38

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1.6 1.4 1.257

Sulfeto (mg/L)

1.2 1

0.961

0.8 0.621

0.6 0.4

0.451

0.412 0.214

0.2 0 Afluente

Efluente

Pontos de Coletas Figura 7. Valores médios e desvio padrão de enxofre ao longo do reator

O pH influi diretamente na produção de sulfetos em digestores anaeróbios. No sistema em estudo, o pH esteve entre 6.5 e 7.2, mantendo a neutralidade, favorecendo a formação de H2S, entretanto as concentrações estiveram bastantes baixas. Acima de 15º C, a taxa de geração de sulfeto praticamente é duplicada a cada 10 ºC de aumento da temperatura (Van Haandel e Letinga, 1994). O esgoto bruto apresentou uma temperatura média de 28ºC, favorecendo, então, a produção de sulfetos, no entanto não foi verificado esse aumento de concentração durante o período monitorado. A Tabela 2 mostra os valores médios de sulfato encontrados no afluente e efluente do reator. Pode ser verificado que as concentrações no afluente estiveram na média de 29 mg/L e no efluente de 7 mg/L. Observa-se que quase todo sulfato que entrava no reator era utilizado pelas bactérias. Segundo a literatura pesquisada a relação DQO:SO4-2 informa se está acontecendo a competição entre as bacterias produtoras de metano (BPM) e as bacterias redutoras de sulfato (BRS). Valores da relação baixos (1 a 2) favorece as BRS. Valores superiores a 2 indicam a não existência de competição entre os microrganismos (Van Haandel e Letinga, 1994). O valor da relação DQO:SO4-2 encontrado no reator estudado foi de 18, o que indica que não está acontecendo inibição da digestão anaeróbia devido a presença de sulfato no esgoto bruto. As cargas totais de enxofre (sulfato e sulfeto) afluente e efluente foram de 77.1 e 17.9 kg/dia, respectivamente. Com uma redução de carga de enxofre de 59.2 kg/dia, é de se esperar que as espécies de enxofre foram incorporadas à biomassa ou escapadas do sistema através da volatilização do H2S. 39

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O biogás produzido no reator UASB do presente trabalho não é aproveitado na ETE, sendo queimado antes de seu lançamento na atmosfera. O biogás é uma mistura gasosa combustível, produzida através da digestão anaeróbia, ou seja, pela biodegradação de matéria orgânica através da ação de bactérias na ausência de oxigênio. O biogás produzido pode ser aproveitado como gás combustível. Para isso essa mistura gasosa deve passar por um processo de purificação. Geralmente esse sistema de purificação é composto por dois compartimentos instalados na linha de captação do gás, visando a retirada da umidade e do ácido sulfídrico (H2S). França Júnior (2008) relata um sistema de purificação de biogás proveniente de estação de esgoto. O biogás gerado na estação de esgoto apresentou as seguintes características: metano (50 a 80%), CO2 (20 a 40%), água (1 a 2%), hidrogênio (1 a 2%) e H2S (1 a 2 %). Após o processo de purificação foram observadas baixas concentrações de água (0,98 %), e H2S (0,06 %). A queima do biogás em caldeiras é uma tecnologia bem estabelecida e confiável, e existem poucas restrições em relação à qualidade do biogás. A pressão geralmente deve estar entre 8 e 25 mbar. Adicionalmente, é recomendável reduzir o nível de H2S para menos de 1000 ppm, o que permite manter o ponto de orvalho em torno de 150°C. Além disso, o ácido sulfuroso formado no condensado leva à corrosão intensa. É recomendável, portanto, a utilização de aço inoxidável para as chaminés ou queimadores de condensação e chaminés plásticas resistentes a altas temperaturas (Zanette, 2009).

Conclusões Não ocorreu a toxidade do enxofre referente ao sulfeto e sulfato, na digestão anaeróbia do reator UASB em estudo. O sistema não apresentou concentrações significativas de sulfeto para acontecer à inibição das bactérias metanogênicas. A relação DQO:SO4-2, observada experimentalmente, é alta, e isso impossibilitou a competição das BRS e as BPM. Em relação à matéria orgânica, mesmo com a oscilação da carga orgânica afluente o sistema operou de forma satisfatória, apresentando uma remoção de DQO de 58 % e de DBO de 61%. Quanto aos parâmetros de estabilidade do processo (alcalinidade, AGV e pH), estes se comportaram de maneira ótima para ocorrer a digestão anaeróbia. A remoção de nutrientes (nitrogênio), praticamente não ocorreu, mas já era esperado isto, já que todos os sistemas que utilizam a digestão anaeróbia não tem esta característica.

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Referências bibliográficas APHA/AWWA/WEF (1998) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19th edition. Washington. Belli Filho, P., Costa, R. H. R., Gonçalves, R. F., Coraucci Filho, B., Lisboa, H. M. (2001) Tratamento de Odores em Sistemas de Esgoto Sanitários. In: Chernicharo, C. A. L. (Coord.). Pós-Tratamento de Efluentes de Reatores Anaeróbios. Belo Horizonte, PROSAB2 (Programa de pesquisa em Saneamento Básico), Cap. 8, 455-940. Chernicharo, C. A. L. (1997) Princípios do Tratamento Biológico de Águas Residuárias: Reatores Anaeróbios. v. 5, DESA-UFMG. França Junior, A. T. (2008) Análise do Aproveitamento Energético do Biogás Produzido numa Estação de Tratamento de Esgoto. Dissertação de Mestrado, Universidade Estadual Paulista, 148p. Lupatini, G.; Garbossa, L. H. P., Cardoso, F. A., Weigert, G., Andreoli, C. V. (2007) Monitoramento de odores de estação de tratamento de esgoto anaeróbio em Quatro Barras/PR. In: 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Anais... Belo Horizonte. Metcalf & Eddy, INC. (2002) Wastewater engineering: Treatment, disposal and reuse. Ed. McGraw-Hill, New York, 1334p. Pedroza, M. M., Vieira, G. E. G., Sousa, J. F. (2011) Características químicas de lodos de esgotos produzidos no Brasil. Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, Desarrollo y Práctica, 4(2), 1-13. Sawyer, C. N., McCarty, P. L., Parkin, G. F. (1994) Chemistry for environmental engineering. 4º ed. New York. McGraw-Hill Book Company. 658p. Silva, A. B. (2007) Avaliação da produção de odor na estação de tratamento de esgoto Paranoá e seus problemas associados. Dissertação de Mestrado, UNB, Brasília. 132 f. Silva, G. G., Naval, L. P., Rios, R. F. M., Pedroza, M. M. (2012) Anaerobic biofilter used for post-treatment of the effluent of an UASB reactor – A full-scale study. Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, Desarrollo y Práctica, 5(3), 39-50. Subtil, E. L. (2007) Avaliação da redução de sulfato e produção de sulfeto dissolvido em reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) tratando esgoto sanitário em escala real. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Espírito Santo, Vitória, Espírito Santo. 100f. Van Haandel, A. C., Letinga, G. (1994) Tratamento anaeróbio de esgotos: um manual para regiões de clima quente. Epgraf. Campina Grande. Zanette, A. L. (2009) Potencial de aproveitamento energético do biogás no Brasil. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Rio de Janeiro, 97 p.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. REGRESIÓN PONDERADA GEOGRÁFICAMENTE PARA EL ESTUDIO DE LA TEMPERATURA SUPERFICIAL EN MEDELLÍN, COLOMBIA

*Engelberth Soto Estrada1

GEOGRAPHICALLY WEIGHTED REGRESSION TO ANALYZE THE LAND SURFACE TEMPERATURE OVER MEDELLIN, COLOMBIA Recibido el 9 de agosto de 2013; Aceptado el 29 de noviembre de 2013

Abstract Rural areas have different thermal properties than urban materials such as concrete and asphalt, which show higher evidence of the urban heat island (UHI) effect. The intensity of an UHI is related to the land cover configuration and physical factors affecting the urban terrain. In this research a multiple regression analysis was carried out to examine the spatial patterns of the UHI phenomena in Medellin, Colombia. Landsat 7 ETM+ from 2010 and WorldView-2 from 2011 and 2012 satellite images were used. The regression analysis was based on the Ordinary Least Squares and the Geographically Weighted methods using average information from the 344 of the 537 barrios situated in the Aburra valley, the place where Medellin is located. Results showed that the valley’s rugged relief influences UHI spatial patterns and that this phenomena depends not only on the presence of hard surfaces or vegetation, but also on physical factors such as solar exposure and average height of the terrain. Key Words: geographically weighted regression, satellite imagery, urban heat island. 1 Departamento

de Movilidad, Planeación Territorial y SIG, Escuela de Ingeniería de Antioquia. Colombia

*Autor corresponsal: Departamento de Movilidad, Planeación Territorial y SIG, Escuela de Ingeniería de Antioquia. Km 2 + 200 Vía al Aeropuerto José María Córdova, Envigado. Código Postal 055428. Colombia. Email: pfesoto@eia.edu.co

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Resumo Las superficies urbanas se caracterizan por su alta capacidad para absorber calor y liberarlo lentamente originando el efecto conocido como “isla de calor urbana”. La intensidad de este fenómeno depende de la composición de coberturas en el entorno urbano y de otros factores físicos que inciden en la superficie. En esta investigación se llevó a cabo un análisis de regresión con múltiples variables para explicar los patrones espaciales de la isla de calor que tiene lugar en la ciudad de Medellín, Colombia. Para ello se utilizaron imágenes satelitales Landsat 7 ETM+ de 2010 y WorldView-2 de 2011 y 2012. El análisis de regresión se realizó mediante dos métodos: mínimos cuadrados ordinarios y ponderación geográfica empleando datos de 344 de los 537 barrios asentados en el valle de Aburrá, sitio donde se localiza Medellín. Los resultados sugieren que la morfología del valle tiene influencia en la distribución de temperatura superficial urbana y que dicha distribución depende no solamente de la presencia de superficies artificiales o vegetación, sino también de condiciones físicas como la exposición solar de las superficies y la altura de éstas sobre el nivel medio del mar. Palabras clave: imágenes satelitales, isla de calor urbana, regresión ponderada geográficamente.

Introducción Las islas de calor urbanas son incrementos en la temperatura atmosférica y superficial de áreas pobladas, en comparación con la temperatura de las zonas suburbanas o rurales que las rodean. Este fenómeno se origina cuando las superficies naturales son reemplazadas o aisladas por materiales artificiales como concreto y asfalto, los cuales tienen una baja reflectividad solar y una alta capacidad para absorber calor y liberarlo lentamente (USEPA, 2013). Las islas de calor generan diversos impactos ambientales, entre ellos: el incremento del consumo energético por el uso intensivo de sistemas de refrigeración y la disminución en la eficiencia de los motores de combustión interna (Akbari, 2005), la degradación de la calidad del aire por el consumo de energía y la formación de ozono a nivel de superficie, la polución térmica del agua de lluvia a su paso sobre superficies calientes, la aparición de enfermedades relacionadas con las altas temperaturas y, en general, la reducción de la calidad de vida de la población. Debido a ello, el estudio de este fenómeno y la implementación de estrategias para combatirlo son una prioridad en diversas ciudades del mundo como Nueva York (NYSERDA, 2006), Montreal (CCAP, 2007), Las Vegas (CofLV, 2010) y Tokio (Yamamoto, 2006). En las ciudades de países en vías de desarrollo, como Medellín, la aparición de islas de calor puede tener un impacto mayor debido a que cuentan con una mayor cantidad de personas expuestas a las variaciones de temperatura. En el grupo de habitantes vulnerables se incluyen las personas que habitan viviendas construidas con materiales que no poseen propiedades aislantes, aquellos que no cuentan con recursos económicos para proveerse de equipos de refrigeración y los que tienen acceso limitado a los servicios de salud. 43

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El objetivo de esta investigación fue estimar la magnitud de la isla de calor superficial que tiene lugar en el área metropolitana asentada en el valle de Aburrá, en el departamento colombiano de Antioquia, y posteriormente identificar los factores que influyen en sus patrones de distribución espacial mediante análisis de regresión. Con los análisis de regresión fue posible examinar la relación que existe entre la variable de interés, en este caso la temperatura superficial urbana, y posibles variables explicativas. Para ello se utilizaron los métodos de mínimos cuadrados ordinarios (OLS, por sus siglas en inglés) y ponderación geográfica (GWR, por sus siglas en inglés). OLS es un modelo global que se basa en el uso de una sola ecuación para explorar la relación entre las variables. En este modelo se asume que la relación es consistente en toda el área de estudio. GWR es un modelo local que crea una ecuación para cada elemento del conjunto de datos de la variable dependiente. En este modelo se asume que la relación entre las variables varía dependiendo de su ubicación en el área de estudio. Adicionalmente, en el modelo GWR se considera que los valores cercanos al punto de análisis tienen un mayor peso para la estimación de los parámetros de regresión. La ponderación geográfica se determina mediante un esquema de ponderación conocido como kernel, el cual puede basarse en una distancia de análisis o en un número de datos vecinos (basado en Charlton & Fotheringham, 2009). A través este estudio se espera construir un modelo confiable mediante el cual se puedan tomar decisiones sobre las acciones de mitigación de temperatura superficial en zonas conflictivas del área urbana mencionada. En este artículo se presentan los resultados del análisis de regresión utilizando las variables explicativas vegetación, cobertura de superficies artificiales, altura y exposición solar del terreno. En la siguiente sección se desglosa la metodología de la investigación. En el tercer apartado se presentan y discuten los resultados, mientras que en la cuarta se incluyen las conclusiones y reflexiones finales.

Metodología En esta investigación se utilizó una imagen satelital Landsat 7 ETM+ tomada el 21 de enero de 2010, dos imágenes WorldView-2 de 2011 y 2012, un modelo digital de elevación (MDE) de 30 m de resolución y otras capas con información vectorial del área de estudio. Para el procesamiento de la información se emplearon los programas informáticos ArcGIS 10.1, ERDAS 9.1 y Geomatica 2013.

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La isla de calor urbana se estimó utilizando la imagen Landsat. Luego de ajustar sus características geométricas, radiométricas y eliminar las áreas nubosas, se transformaron los números digitales de la capa térmica a magnitudes de irradiación y posteriormente a grados Kelvin, para finalmente convertirlos a grados centígrados. Las Ecuaciones (1) y (2) y la Tabla 1 muestran las variables y valores considerados en el cálculo de temperatura superficial (NASA, 2007). T

K2  K1  ln   1  L 

Ecuación (1)

Donde T: Temperatura en grados Kelvin K1: Constante de calibración 1 K2: Constante de calibración 2 Lλ: Irradiación espectral en la apertura del sensor en watts/(m2 * ster * µm)

El valor de las constantes de calibración K1 y K2 considerado fue 666.09 y 1282.71, respectivamente (NASA, 2011). Por otra parte, L  Grescale * QCAL  Brescale

Ecuación (2)

Donde Grescale: ganancia ajustada en (W/m2 * sr * μm)/DN Brescale: sesgo ajustado en W/(m2 * sr * μm) QCAL: valor discreto calibrado del pixel en DN

El valor de las constantes de ajuste para la radiancia espectral se incluye en la Tabla 1.

Tabla 1. Constantes de ajuste para la radiancia espectral de la banda térmica de imágenes LANDSAT Grescale Brescale (W/m2 * sr * μm)/DN W/(m2 * sr * μm) Landsat 7 – Low gain 0.067087 -0.07 Landsat 7 – High gain 0.037205 3.16 FUENTE: (NASA, 2011)

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Para el análisis de regresión se calculó, como una primera aproximación al estudio del fenómeno, el índice de vegetación de diferencia normalizada (NDVI, por sus siglas en inglés) utilizando la imagen Landsat. Este indicador da cuenta de la densidad de vegetación en el terreno, factor que ha sido relacionado con la intensidad de la isla de calor urbana (USEPA, 2013). Posteriormente, mediante las imágenes satelitales de alta resolución se estimó la cobertura de vegetación (discriminándola en vegetación alta y baja) y la cobertura de superficies artificiales. Estas variables brindaron datos más precisos de la composición de coberturas en el área urbana con los que es posible planear intervenciones futuras para el desarrollo de la ciudad. Las imágenes WorldView-2 se clasificaron mediante un procedimiento supervisado basado en la ecuación de distancia de Mahalanobis (ERDAS, 1997), el cual fue verificado utilizando 250 puntos de control localizados aleatoriamente. La Tabla 2 muestra el porcentaje de precisión global y el valor del coeficiente Kappa encontrados al aplicar tres reglas paramétricas en el proceso de clasificación.

Tabla 2. Precisión de las clasificaciones supervisadas Imagen

Fecha

Regla paramétrica

Landsat 7 ETM

21/1/2010

WorldView-2

20/2/2012 2/9/2011

Maximum Likelihood Mahalanobis Distance Minimum Distance Maximum Likelihood Mahalanobis Distance Minimum Distance

Precisión global (%) 87.20 88.80 77.20 68.00 78.00 70.90

Coeficiente Kappa 0.7530 0.7771 0.5807 0.5168 0.6169 0.5564

Posteriormente, se estimó la altura promedio (en metros sobre el nivel medio del mar) y la exposición solar del terreno (considerada como el inverso de la presencia de sombras). La altura promedio se determinó utilizando el MDE de 30 X 30 m (JLP, 2004). La exposición solar se calculó utilizando el MDE y la posición del sol el día y la hora en que la imagen Landsat fue tomada (alrededor de las 10 de la mañana). Dicha posición se estableció mediante la calculadora solar del Servicio Nacional de Meteorología de Estados Unidos de América (NOAA, 2012). Como se mencionó anteriormente, el análisis de regresión se realizó mediante los modelos OLS y GWR. Para ello se consideraron valores promedio de 344 de los 537 barrios incluidos en la base de datos del área metropolitana del valle de Aburrá, incluyendo todos los barrios de la ciudad de Medellín. Para la ponderación geográfica se consideró una función de kernel adaptativa, la cual se recomienda para valores que se distribuyen de manera irregular (Charlton 46

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& Fotheringham, 2009), que es nuestro caso pues los barrios varían en tamaño y forma. Para establecer el umbral de análisis se seleccionó el Criterio de Información de Akaike (AICc). En la figura 1 se puede apreciar la extensión (aproximadamente 20 X 30 km) y las características topográficas del área de estudio.

Figura 1. Extensión del área de estudio y perspectiva de la zona urbana en 3D

Discusión de resultados Los mapas de temperatura superficial (izquierda) y densidad de vegetación (derecha) se presentan en la Figura 2. En ellos se puede apreciar a simple vista el polígono que conforma el área urbana localizada en el valle de Aburrá, así como el río que da nombre al valle y fluye de sur a norte atravesando la parte central de la región habitada. Entre estas dos variables se estimó un coeficiente de correlación de -0.3917, lo que indica una relación inversa que es congruente con lo que se aprecia en los mapas: a menor presencia de vegetación (áreas en color café en el mapa de la derecha), mayor temperatura superficial en el mapa de la izquierda. 47

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No obstante, la regresión OLS con estas variables arrojó un rendimiento del modelo (R2) de 0.0642, lo que indica que la temperatura superficial no puede ser explicada únicamente por la presencia de vegetación. En un valle estrecho como el de Aburrá (ver Figura 1) otros factores, como la variación de altura del área habitada y la exposición a la radiación solar, podrían tener una influencia significativa en la temperatura de las superficies urbanas.

Figura 2. Temperatura superficial y densidad de vegetación el 21 de enero de 2010

La Tabla 3 muestra el rendimiento de las regresiones OLS al analizar los valores de temperatura superficial contra las variables explicativas. Los valores de R2 representan el porcentaje en que cada una de las variables puede explicar la variable dependiente. En principio, se puede afirmar que la temperatura superficial en el área de estudio no puede ser explicada por una sola variable. 48

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Tabla 3. Rendimiento de las regresiones OLS Variable explicative NDVI Altura Exposición solar Vegetación baja Vegetación alta Superficies artificiales

Rendimiento del modelo (R2) 0.0642 0.3742 0.5605 0.2966 0.2451 0.4024

Las regresiones OLS indicaron que la exposición solar y la cobertura de superficies artificiales son las variables que mejor explican, de manera individual, el fenómeno de temperatura superficial (56 y 40% de los valores, respectivamente). Nótese que la vegetación, estimada mediante el indicador NDVI, sólo puede explicar el 6% de los valores de temperatura superficial en el área urbana. Si ésta se considera como cobertura (ya sea vegetación baja o alta) este porcentaje sube hasta casi 30%. En la Figura 3 se puede observar gráficamente la relación existente entre la temperatura superficial y las variables explicativas.

Figura 3. Matrices de distribución de temperatura superficial vs. variables explicativas

Luego de examinar las variables de manera individual se analizaron diferentes combinaciones de factores para determinar el modelo que mejor explicara los patrones de distribución de temperatura superficial. El rendimiento de cada combinación se analizó utilizando el indicador R2 ajustado (el cual genera valores de 0.0 – 1.0), el criterio de información de Akaike corregido 49

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(entre menor sea el valor del indicador AICc mejor será el modelo) y el factor de inflación de la varianza VIF (mayor a 7.5 indica que la variable es redundante y debe retirarse del modelo). El modelo explicativo compuesto por la exposición solar, la intensidad de vegetación (NDVI) y la cobertura de superficies artificiales fue el que arrojó un mejor rendimiento. Esta combinación pudo explicar el 74% de los valores de temperatura superficial. Este modelo se ajustó localmente, los resultados se muestran en la Tabla 4.

Tabla 4. Indicadores de rendimiento de la correlación GWR para el modelo explicativo seleccionado Indicador Valor Neighbors 56 ResidualSquares 147.25 EffectiveNumber 56.56 Sigma 0.7157 AICc 785.94 R2 0.9175 R2Adjusted 0.9016

Como se aprecia en la Tabla 4, el modelo explicativo, ajustado localmente, pudo explicar el 90% de los valores de la variable dependiente, lo que demuestra que la temperatura superficial es función de estas variables. A pesar de estos resultados, el modelo no pudo ser utilizado para predecir valores de temperatura superficial en Medellín. Para ello es necesario que los valores residuales de la regresión, es decir, la diferencia entre los valores ajustados y los observados, se distribuyan aleatoriamente de manera normal, lo que no sucedió con el modelo explicativo. La distribución de valores residuales se examinó utilizando la prueba Jarque Bera (JB) y el índice I de Moran. Cuando el valor p (probabilidad) de la prueba JB es menor a 0.05 para un nivel de confianza del 95% los residuales no se distribuyen normalmente. El modelo seleccionado arrojó un valor de probabilidad de 0.000144, lo que indica que la distribución de residuales no sigue una distribución normal. Por su parte, el índice I de Moran determina si el patrón de distribución es agrupado, disperso o aleatorio. Cuando los valores de los residuales tienen a agruparse espacialmente (es decir, valores altos con valores altos y bajos con bajos) el índice es positivo. En este caso, el modelo generó un índice de 0.5413, lo que significa que la distribución de residuales es agrupada. La distribución agrupada de valores residuales puede ser el resultado de errores en el diseño del modelo explicativo (¿se eligieron las variables correctas?) o por la falta de información (¿las variables utilizadas tienen al menos 30 datos?). Se considera que en esta primera etapa de la 50

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investigación se eligieron variables relevantes para el fenómeno examinado, con un buen número de observaciones, aunque es probable que existan otros factores influyendo en la distribución de temperatura superficial urbana como el porcentaje de humedad o el viento al que está expuesta la superficie. Todas las combinaciones de variables que se plantearon arrojaron distribuciones de residuales agrupadas. Esto puede indicar que el comportamiento de la temperatura superficial está gobernado, al menos a la hora del día en que se tomó la imagen satelital, por los aspectos físicos propios de cada sector del área urbana (principalmente la exposición solar que no se distribuye aleatoriamente en el territorio) y no por la composición de coberturas. Lo anterior puede apreciarse en la distribución de coeficientes del modelo explicativo (ver Figura 4), la cual muestra una estructura que coincide con las laderas del valle. Esta distribución también se observa al representar en un mapa la temperatura promedio de los barrios examinados (ver Figura 4). Resulta evidente que los barrios localizados en la ladera este del valle de Aburrá (lado derecho en la figura del lado derecho) presentan menores temperaturas que los de la ladera oeste. Esto puede deberse a que el sol a esta hora del día ha calentado más un extremo del valle que el otro, lo que refuerza la hipótesis de que los aspectos físicos analizados en esta investigación no cuentan con una distribución normal en el territorio y por lo tanto no pueden producir un modelo confiable para realizar predicciones.

Conclusiones Con base en los resultados se concluye que los patrones de distribución de la isla de calor urbana que tiene lugar en el valle de Aburrá son función de varios factores como la presencia de vegetación, la cobertura de superficies artificiales y la exposición solar de las superficies. No obstante, la distribución de valores de la variable dependiente no permite la construcción de un modelo de predicción consistente y preciso que sirva para analizar escenarios de desarrollo urbano. A pesar de ello, mediante esta investigación se pudo identificar zonas urbanas críticas considerando su temperatura superficial promedio. Para construir un modelo de predicción es necesario contar con datos de temperatura superficial y exposición solar representativos, esto es, cuanto las superficies reciben la misma cantidad de energía solar. Para obtener esta información se utilizará un vehículo aéreo no tripulado (UAV, por sus siglas en inglés). Además, en la siguiente fase de la investigación se considerarán nuevos datos, como la estimación de la cantidad acumulada de energía solar o la humedad, así como unidades homogéneas de análisis espacial que no dependan del tamaño del barrio.

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Por último, se deberá avanzar en el análisis estadístico espacial considerando diferentes condiciones de la función kernel, analizando la relación entre las variables independientes y logrando un mayor entendimiento de la distribución de coeficientes.

Figura 4. Distribución de coeficientes del modelo explicativo (izquierda) y temperatura superficial promedio por barrio alrededor de las 10 de la mañana (derecha)

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISE DO MARCO LEGAL DA REGULAÇÃO DOS SERVIÇOS DE SANEAMENTO EM CASOS LATINO-AMERICANOS

*João Gilberto de Souza Ribeiro1 Sonaly Rezende2

ANALYSIS OF THE LEGAL FRAMEWORK OF THE REGULATION OF SANITATION SERVICES IN LATIN AMERICAN CASES Recibido el 10 de septiembre de 2013; Aceptado el 29 de noviembre de 2013

Abstract Water and sanitation services are in the process of being developed in Latin America. The reforms initiated in the 1990’s are responsible for the current situation of the institutions that regulate water and sanitation services. This paper focuses on understand the profiles of regulation agencies in Brazil, Colombia, Panama, Paraguay and Uruguay, examples of institutions responsible for regulating water supply and sanitation services were evaluated in this study, of which four were federal institutions, five were state institutions and three were municipal institutions. The analyzed corpus, which comprised legal documentation of the regulation agencies, was hierarchically classified by means of content analysis. Case studies and empirical analyses suggest the agency’s rules are unlikely to public policy in environmental sanitation. The set of federal agencies, however, was shown to have a profile of tax regulation, determination of rules and forms of control, and another set whose characteristics are related to the quality of the services provided, the competencies of the regulation office and the organization of the institutions management system. On the other hand, the legislation comprised in the state and municipal agencies is characterized by technical regulation, determination of rules, definition of the institutions’ competencies, as well as the organization of their management system. The limits of public policies in regard to the principle of universalization and equity of water supply and sanitation services, for instance, were hardly expressed in the legislation texts, which shows the lack of explicit links between the legal framework and public management. Key Words: regulation, water and sanitation, social control. 1 Departamento 2 Departamento

de Engenharia Ambiental da Universidade Federal de Rondônia (UNIR) de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG

*Autor corresponsal: Rua Rio Amazonas, 351, B. Jardins dos Migrantes, CEP: 76900-726, Ji-Paraná, RO, Brasil. – Email: jotagil@gmail.com

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Resumo O processo de regulação dos serviços de saneamento apresenta-se ainda em construção na América Latina. As reformas iniciadas na década de 1990 subsidiam o atual arranjo das instituições que efetuam a regulação da prestação dos serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário. Este artigo justifica-se por ajudar na compreensão dos perfis das agências de regulação existentes no Brasil, Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai, com o objetivo principal de verificar as finalidades regulatórias frente às demandas sociais. Para tanto, foram avaliados exemplos diversos de instituições de regulação dos serviços de saneamento: quatro federais, cinco estaduais e três municipais. Por meio da Análise de Conteúdo realizou-se a classificação hierárquica do corpus analisado, composto por documentos legais das agências de regulação. A delimitação do conjunto de legislações das agências federais, mostrou o viés de regulação tarifária, a determinação de regras e as formas de controle, além de evidenciar o foco da regulação na qualidade dos serviços, as competências do ente regulador e a organização do corpo gestor das instituições. Por outro lado, o conjunto de leis que relacionadas às agências estaduais e municipais apresenta características de regulação técnica, contemplando a determinação de regras, a demarcação das competências das referidas instituições, bem como a organização do corpo gestor. As delimitações relacionadas às políticas públicas, no que tange aos princípios da universalização e equidade dos serviços de saneamento, apresentaram pouca manifestação nos textos das leis, revelando a ausência de vínculos explícitos entre marcos legais e a gestão pública. Palavras-chave: regulação; saneamento básico; controle social.

Introdução O processo de regulação dos serviços públicos formalizou-se com a criação de autoridades reguladoras setoriais, notadamente o Office of Water Services in the Water Sector (OfWat), em 1989, no contexto das privatizações definido pela então Primeira Ministra da Inglaterra, Margaret Thatcher (Armstrong et al., 1994). Esse processo ocorreu simultaneamente em vários países latino-americanos (Silva, 2000), incentivado pelo Fundo Monetário Internacional (FMI) e por outras instituições financeiras (Solanes, 1999). No Brasil, os serviços públicos começaram a ser regulados por meio de agências reguladoras, “em meados dos anos 1990, no processo de reforma do Estado, no qual setores da infraestrutura tiveram seus controles acionários abertos à participação da iniciativa privada” (Galvão Junior; Paganini, 2009, p.82), evento ainda em curso também em outros países latino-americanos. Nesse processo de reforma, os Estados deixam de ser produtores e passaram a atuar como reguladores de bens e serviços públicos concedidos à iniciativa privada (Aragão, 2005; Oliveira et al., 2005), como vem ocorrendo nos setores de energia, transporte, telefonia e saneamento, em âmbitos federal, estadual e municipal. A regulação da prestação de serviços de saneamento surgiu com a necessidade de exercer o controle sobre o fornecimento desses serviços, acontecimento fortemente associado às teorias da economia do bem-estar e voltados para o desenvolvimento da teoria regulatória conhecida como teoria normativa da regulação Castro (2008).

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Este trabalho aporta elementos importantes à discussão do tema da regulação, tendo como alvos os casos do Brasil, Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai, sobre os quais se procura avaliar as políticas regulatórias específicas de cada País, bem como aspectos relativos à participação e controle social no processo de construção das agendas das referidas instituições reguladoras, com vistas à identificação das dimensões da regulação que evoluem segundo uma lógica fundamentalmente econômica, contrapostas às dimensões que valorizam a perspectiva social. O presente estudo busca, pois, a compreensão da dinâmica do desenho institucional, com base no marco legal dos organismos de regulação, no âmbito da reforma dos serviços de Abastecimento de Água e Esgotamento Sanitário ocorrida a partir da década de 1990 em países latino-americanos. Este trabalho se justifica pela importância que o tema apresenta para as políticas públicas de Abastecimento de Água (AA) e Esgotamento Sanitário (ES) e porque visa apresentar os perfis da regulação nos casos estudados. Com a ampliação das discussões é possível colaborar com reflexões que podem resultar na melhoria da qualidade de vida e alcance de objetivos sociais no campo do saneamento. As hipóteses centrais de estudo consideram: i) que a gestão da instituição reguladora dos serviços de saneamento é desarticulada das políticas públicas de saneamento; e ii) que as agências reguladoras são passíveis de serem capturadas, promovendo de forma imperfeita o interesse público. O objetivo geral que emerge desses pressupostos, consiste em verificar, à luz de documentos oficias das agências reguladoras, as finalidades regulatórias frente às demandas sociais, com especial ênfase nas questões econômicas. Mais especificamente, pretende-se identificar nas agências reguladoras, ações voltadas para a promoção dos interesses públicos, além de, averiguar como as agências reguladoras abordam, em suas delimitações, o controle social. Este trabalho tem como base a metodologia de análise de conteúdo elencada por Minayo (2007) sendo o corpus analisado a partir de pré-análise realizada pelo programa Alceste, assumindo-se o pressuposto de que os discursos dos documentos são relevantes, tendo em vista serem orientadores das ações reguladoras dos serviços.

Regulação dos serviços públicos: fundamentos e perspectivas O debate envolvendo a temática da regulação é relativamente recente e permeia uma discussão mais abrangente, voltada para a oferta de serviços públicos à população. Guérin-Schneider e Nakhla (2012) destacam que desde os anos de 1970, é do senso comum entre economistas neoclássicos que a regulação é necessária para preservar o interesse público, principalmente em situações monopolistas. Este modelo de regulação, tendo como base a necessidade de intervenção estatal para assegurar o interesse público frente aos interesses privados, esteve fortemente associado às teorias da economia do bem-estar e deu lugar ao desenvolvimento da chamada teoria normativa da regulação. Segundo Castro (2008), as noções de bem-estar social 56

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e de interesse público pressupõem que as instituições públicas constituem o instrumento fundamental capaz de garantir que os objetivos iniciais sejam atingidos, ou seja, que a população tenha acesso a serviços públicos de qualidade. Neste contexto de Estado social, o conceito de falhas de mercado seria a principal justificativa da economia neoclássica para a intervenção pública em quaisquer setores em que os investimentos são aplicados de forma diferente da necessária para promover o interesse do bem-estar (Posner, 1974; Coase, 1994 apud Urrutia, 2004; Campos, 2008; Ünay, 2011). Jamison (2007) menciona que é papel dos reguladores incentivar a concorrência, minimizar as assimetrias de informações, por meio da obtenção de dados dos prestadores, além de fornecer incentivos para melhorar seu desempenho. Com essa finalidade, a teoria normativa apoia-se na estrutura de preços tendo em vista a melhoria da eficiência econômica e o estabelecimento de processos regulatórios por meio da elaboração de análises de custo-benefício (Oliveira et al. (2005). Esta abordagem está fundamentada na regulação econômica, segundo a qual a formulação e implementação de políticas públicas representam um problema técnico (Dixit, 1996). A teoria normativa da regulação busca discutir os caminhos que devem ser seguidos para aumentar o bem-estar social com base na identificação e minimização das falhas de mercado, como, por exemplo, o poder do monopólio mantido pelas grandes empresas, as falhas de informações, a prestação inadequada de serviços públicos e a instabilidade de mercados (Urrutia, 2004). Segundo Spulber (1989) apud Urrutia (2004), o objetivo da regulação é explicitamente representado pela melhoria da eficiência na alocação de recursos, em ausência de pressões competitivas, além de assegurar o acesso a subsídios. Entretanto, Guérin-Schneider e Nakhla (2012) destacam que a eficiência de regulação não pode ser definida apenas com base no desempenho econômico. Sob esta ótica, a regulação é definida como a atuação do Estado não apenas na ordem econômica, mas, também, na ordem social, buscando atender ao interesse público (Di Pietro, 2004). Segundo Sposati (2002), no Brasil e em outros países latino-americanos, reconheceram-se os direitos sociais e humanos apenas no final do Século XX, depois de lutas contra ditaduras militares que, apesar de pregarem uma ideologia nacionalista ou o modelo desenvolvimentista de Estado-Nação, não exerciam (e ainda não exercem) a universalidade da cidadania. Neste sentido, Castro (2011) denota que apesar da existência de avanços ocorridos em grande parte dos países latino-americanos, desde o século XIX, o exercício dos direitos plenos de cidadania continua sendo negado a uma parcela considerável da população.

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Os elementos básicos para uma conceituação abrangente dos direitos de cidadania foram consagrados na obra de Marshall, em 1949, que se tornou o ponto de partida do clássico debate (Castro, 2007b). Com base em estudos de caso da Inglaterra contemporânea, Marshal observou a concretização de certo padrão de evolução da cidadania, com o estabelecimento das liberdades civis elementares, a partir do século XVIII; a consignação dos direitos políticos no século XIX; e a instauração dos direitos sociais no século XX (Carvalho, 1995). Seus escritos refletem o clima político do pós-guerra, quando a criação do estado de bem-estar social visava atingir a universalização dos serviços essenciais, por intermédio de uma política aceita por amplos setores como direitos sociais de cidadania (Castro, 2007b). Por outro lado, como enfatiza Castro (2011), o desenvolvimento da cidadania está fortemente conectado com o processo de mercantilização. A ampliação da comercialização dos elementos da natureza, incluindo a água, é aspecto da contradição do desenvolvimento do governo e da gestão democrática dos serviços de saneamento. Neste sentido, as políticas públicas visando à garantia de direitos sociais de cidadania nos países da América Latina no século XXI têm os desafios de “superar suas heranças do século XX, sob a conjuntura do modelo neoliberal, e confrontar as desigualdades sociais e econômicas de forma a garantir a universalidade e a equidade de direitos humanos e sociais” (Sposati, 2011, p. 105). No entanto, a envergadura no campo da regulação econômica contrapõe a elucidação dos direitos sociais de cidadania, como categorizados por Castro (2006), Castro (2011) e Sposati (2011), e dos preceitos das políticas públicas destacados por Heller e Castro (2007), reduzindo a importância dos princípios da universalidade e equidade. Neste sentido, para o estabelecimento da regulação social, as políticas devem estar ajustadas a interesses e demandas sociais, em detrimento da eficiência econômica, de forma que a população possa ter acesso aos serviços, independentemente de mecanismos financeiros. Além disso, o incentivo à participação social com estímulos ao empoderamento é relevante na elaboração e na execução das agendas públicas. Ressalta-se, por exemplo, iniciativas como conselhos e fóruns municipais “inserindo a população local e suas redes nas decisões políticas sobre os assuntos públicos” (Ferrarezi, 2003, p. 18) na tentativa de estabelecer o controle social potencializando a regulação voltada para proteção à vida humana.

Metodologia A estratégia para o procedimento de investigação e análise deste estudo consistiu na triangulação de técnicas quantitativas e qualitativas. A combinação de técnicas permite “compreender a quantidade como indicador e parte da qualidade dos fenômenos, dos processos e dos sujeitos sociais, marcados por estruturas, relações e subjetividade [...]” (Minayo, 2007, p. 367). O trabalho tem como foco avaliar quatro agências reguladoras federais (Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai); cinco agências reguladoras estaduais (Rio de Janeiro, Rio Grande do Sul, Goiás, Espírito Santo e Ceará); e três agências reguladoras municipais (Joinvile-SC, Natal-RN e Tubarão-SC). As fontes de informação escolhidas com o propósito de 58

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subsidiar as discussões são representadas por leis e decretos de criação das instituições reguladoras e suas respectivas alterações. O corpus abrange dois grupos de legislações com naturezas distintas. O primeiro grupo é formado por leis das instituições reguladoras federais (Colombia (2007), Panamá (1996), Panamá (1997), Panamá (2006a), Panamá (2006b), Paraguay (2000), Paraguay (2002), Uruguay (2002)). O segundo grupo é representado por leis relativas às instituições reguladoras brasileiras (Estaduais: Ceará (1997), Espírito Santo (2008), Goiás (1999), Goiás (2004), Rio de Janeiro (2005), Rio Grande do Sul (1997); e municipais: Joinvile (2003), Natal (2001), Tubarão (2008)). Este conjunto de leis de mesma temática representa o corpus da pesquisa. A análise de conteúdo realizada consiste em associações de palavras. O corpus foi submetido a uma análise de dados textuais, por meio do Programa Alceste de análise de dados textuais, com o intuito de identificar elementos importantes que norteiam os discursos estabelecidos nas Leis de criação das agências reguladoras estudadas e eventuais Leis complementares e Decretos. O referido programa provê a investigação da distribuição do vocabulário de um texto, realiza complexa classificação hierárquica descendente e permite a integração de uma grande quantidade de métodos estatísticos, como segmentação, classificação hierárquica e dicotomização, baseadas em médias recíprocas, a análise de correspondência e as teorias das nuvens dinâmicas (Kronberger e Wagner, 2002). As classes geradas, por meio da referida ferramenta, foram nomeadas seguindo suas especificidades. Deste modo, foi possível elencar seis principais categorias para o conjunto de legislações da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai, assim como, quatro categorias para o conjunto de legislações das agências brasileiras estudadas. Cada classe é a expressão de um conjunto de vocabulários que sumariza as características do corpus em análise. A utilização desta ferramenta, facilitou a interpretação dos dados, bem como a indicação de eixos temáticos orientou a análise o que ajudou a compreender parte da realidade das representações existentes no campo da regulação dos serviços de saneamento. Alguns trechos relevantes foram selecionados das Leis a fim de trazer elementos para ampliar a discussão em caráter qualitativo. Os perfis das agências de regulação da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai As classificações hierárquicas descendentes para os aparatos legais das regulações da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai revelam proximidade entre as classes 2 e 6, que estão relacionadas à classe 1, por um lado,constituindo-se no Bloco 1. E as classes 3 e 5, ligadas à classe 4, por outro, formando o Bloco 2. A Figura 1 apresenta os principais termos e respectivos X quadrado encontrados por classe.

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Perfis das agências reguladoras

Bloco 1

Bloco 2

Classe 2

Classe 1

Classe 2: 21%

Classe 1: 23% Termo Concessão

X2 Termo 207 Permissão

(ação) Judicial

145 Regras

Notificação

116 Concessão Licitação 107

Dano (patrimônio) Resolução (conflito) Prazo (resolução conflito)

Bens 95 (prestador) 84 Atribuição

Proprietário

Zonas de 76 concessão

Unidade habitacional

76 Contrato

Decisão (regulador) Intimação Formas de controle

Titular

(Vínculo) 39 Prestacional

Classe 6 Classe 6: 10% X2 Termo Tarifa (valor) 428 Tarifa (revisão) 247 Metas (expansão, 221 eficiência) 94 Plano (investimento, 80 desenvolvimento) Investimento 79 Custos (operação, 78 manutenção) Indicadores 77 (desempenho) Faturamento 59 Tarifa (cobrança) 54 Consumo

Conjunto de regras

Classe 3

Classe 3: 14% Classe 5: 13% X2 Termo X2 Termo 574 AA 1329 Leis e normas 450 ES 1307 Defesa consumidor 169 Provisão 246 Serviços públicos serviços Competências 151 Sistema (água 150 Anti-monopólio e esgoto) Tratamento

134

(Zona) Rural

Autoridade (agência) 72 Empresa 70 (informações)

Água bruta

Corpo receptor

59 (Prevenção) anti-competição 48 Controle (agência)

150 117

Saúde

90 90 76 Padrões de 67 lançamento

Regulação tarifária e investimento

Controle técnico-financeiro da prestação dos serviços

Classe 5

Qualidade dos serviços

Serviço prestado

Classe 4 Classe 4: 19% X2 Termo X2 588 Conselho 516 320 Diretor 290 308 Coordenador 270 Especialista 168 Funcionário 159 Administração 112 Membro (comissão) 109 Autoridade

103 74 74 74 65 59

81 Executivo

80 Gastos

Competências do ente regulador

Corpo gestor da instituição

Controle da prestação dos serviços por indicadores quantitativos

Figura 1. Classificação hierárquica descendente dos documentos legais das instituições reguladoras da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai

Bloco 1 – Controle técnico-financeiro da prestação dos serviços Na Classe 2, que aborda um conjunto de regras e representa 21% do corpus analisado, foi possível perceber uma tendência da instituição reguladora em estabelecer regras que devem ser adotadas no ato do contrato entre o titular e o prestador de serviços de saneamento ou normas gerais que o prestador deverá seguir. Este foi o mecanismo encontrado principalmente pelo ERSSAN, o ente regulador do Paraguai que estabelece este escopo de normatização: Os provedores são obrigados a restituir ao titular dos serviços de saneamento todos os bens envolvidos da prestação, em caso de rescisão do direito de prestação (Paraguai, 2002, Art. 61). 60

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Nesta perspectiva, o ente regulador aparece com o intuito de estabelecer limites e ordenar o sistema de prestação dos serviços ou ainda com a função de validar os contratos de prestação entre o titular e a empresa que realiza os serviços. Principalmente no Paraguai, onde existe um número expressivo de prestadores (mais de 3000), a instituição reguladora tem esse papel de legitimar o contrato, o que justifica o não acompanhamento tête-à-tête, visto que a responsabilidade já está estabelecida no contrato, como elucidam Tremolet e Binder (2010), sendo as regras definidas no instrumento contratual. Outra consideração acerca das determinações do ente regulador do Paraguai refere-se à obrigatoriedade do prestador prover domicílios com água potável, independente da existência ou não de rede em sua área de atuação (Paraguai, 2002, Art. 43). Sobre a legislação do Panamá, é possível perceber que as determinações da Agência Nacional de Serviços Públicos (ANSP) não interferem nas possíveis proposições estabelecidas no contrato. O foco apresentado na Classe 2 foi na organização de normas a serem seguidas pelos prestadores. No entanto, cabe ressaltar que em alguns pontos do corpus está destacada a obrigatoriedade de assegurar “a qualidade, regularidade, e equidade, de forma que garanta sua eficiente provisão aos clientes, assim como também a proteção e a saúde pública” (Panamá, 1997, Art. 17), mas sem demonstrar quais mecanismos podem ser utilizados pela agência a fim de garantirem o proposto. Uma das principais funções realizadas pelo regulador diz respeito ao controle tarifário (Galvão Junior, 2008; Tremolet e Binder, 2010). As políticas tarifárias como temas inseridos no contexto da regulação econômica também são encontrados nas agências de regulação estudadas. Este viés foi categorizado na Classe 6: regulação tarifária e investimento, representando 10% do corpus. O papel desempenhado pelas agências nesta classe, fundamentalmente tem a ver com as regras de entrada e saída de recursos financeiros, de modo que a estrutura institucional funcione como agente econômico que organiza os fluxos e trocas de mercado por meio de políticas de investimento, determinação de tarifas, sustentabilidade do prestador e taxa de retorno. O montante que resulte do faturamento com base nas tarifas [...] deverá permitir ao prestador [...] satisfazer os custos implícitos na operação, manutenção, reabilitação e expansão dos serviços prestados [...] (Panamá, 1997, Art. 32) A principal crítica, neste contexto, reside no conjunto de técnicas introduzidas ao ente regulador a fim de controlar o sistema, que reduzem a regulação ao controle técnico-financeiro, que, segundo Castro (2011), não se caracteriza como a governabilidade esperada para organização dos serviços essenciais. Neste sentido, observa-se que o espaço para o estabelecimento dos direitos sociais de cidadania é diminuído pelo processo de regulação pautado na economia.

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Este modelo de regulação, que apresenta a intervenção estatal normativa e não apresenta mecanismos que assegurem o interesse público frente aos interesses privados, está fortemente associado às teorias econômicas. Conforme observa Sposati (2011) a efetivação da política social sob a égide de governos democráticos é uma questão que poderá desenhar novos tipos de Estados sociais latino-americanos. No entanto, percebe-se que a atuação estatal para prover os serviços públicos está associada à necessidade de potencializar a transição para um regime mercantil (Oliveira et al., 2005) e de eficiência do prestador “[...] na tentativa de determinar o modelo de empresa eficiente” (Panamá, 1997, Art. 40) sem menção ao direito do cidadão em ter acesso aos serviços. A classe 1 “formas de controle”, que representa 23% do corpus analisado, mostra os principais mecanismos de fiscalização utilizados pelas instituições reguladoras. A efetiva participação social no controle e monitoramento é mecanismo a ser utilizado na perspectiva democrática de gestão dos serviços públicos (Ferrarezi, 2003). Compreende-se que equacionar a participação de grupos sociais e a independência operacional das instituições reguladoras consiste em desafio para o processo regulatório. Conforme observa Castro (2011) as mudanças no sistema de governabilidade do saneamento, orientadas pelos preceitos da democratização da gestão, inclusive com legislação que fomente a participação efetiva dos usuários no controle da gestão, é ferramenta a ser utilizada em contraponto ao caráter tecnocrático, que não estimula a participação social. Duas vertentes são relevantes em relação à participação da população no processo regulatório. A primeira reporta-se a mecanismos utilizados para que cidadãos se tornem parte da agenda regulatória, podendo ajudar nas decisões da instituição reguladora; a segunda, passa pela construção de um aparato de informações que permita aos cidadãos participarem das discussões que envolvem o interesse coletivo. Neste sentido, a facilitação do acesso às informações necessárias aos cidadãos é a efetivação da transparência. Os movimentos sociais ocorridos nas décadas de 1980 e 1990, em muitos países da América Latina, representam exemplos de democracia social e política, na medida em que contribuem para o estabelecimento dos direitos dos cidadãos. No entanto, a essência deste formato participativo não pode ser evidenciada nas leis/decretos de criação das agências de regulação estudadas. Síntese do Bloco 1. Este primeiro bloco abrange 54% do corpus referente às instituições reguladoras da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai. O universo de discussão engloba elementos principalmente relacionados às “formas de controle”, que, por sua vez, abrangem as temáticas relacionadas às regras e à regulação tarifária/investimentos. Pôde-se constatar que este primeiro bloco analisado traz um conjunto de regras que visa à incentivar os prestadores dos serviços públicos a aumentarem a eficiência e garantir a sustentabilidade econômica, além de compartilharem os resultados na forma de redução da parcela da tarifa destinada à sustentação de seus custos e investimentos. Poder-se-ia intitular este primeiro bloco como 62

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“Controle técnico-financeiro da prestação dos serviços”, tendo em vista que os elementos econômico-financeiros prevalecem em detrimento de sinalizações voltadas efetivamente para os direitos sociais de cidadania. Assim, apresenta-se a seguinte questão: as sinalizações apontadas neste primeiro bloco existem sob a perspectiva da proteção do usuário e da melhoria da prestação dos serviços de saneamento? Verifica-se que termos e conceitos já fortemente consolidados na tentativa de imprimir o bem estar social e a universalização dos serviços de saneamento não fazem parte do corpus em estudo ou aparecem de forma muito incipiente. Deste modo, os aspectos que chamam a atenção estão relacionados ao fato de que os elementos das políticas públicas são pouco desenvolvidos nos casos estudados de marcos regulatórios para os serviços de saneamento. Assim, as instituições não trazem em seus marcos regulatórios o estabelecimento de mecanismos de controle social que, segundo Cordeiro (2011), pode ocorrer na vertente de uma organização, empresa ou do próprio Estado, proporcionando mudanças de atitudes e transformações nas relações sociais. Bloco 2 – Controle da prestação dos serviços por indicadores quantitativos Além de levantar os custos dos prestadores, fixar metas para definição de tarifas e efetuar a fiscalização econômica o regulador também tem a função de fiscalizar a qualidade dos serviços prestados. James (2000) destaca que é função do Estado prover os serviços públicos, incluindo o abastecimento de água e o esgotamento sanitário, com qualidade e dentro do princípio da universalidade. A classe 3 (14% do corpus) denominada qualidade dos serviços sumariza esta perspectiva. Considerando a situação de melhoria da qualidade da prestação dos serviços, como por exemplo, a construção de uma estação de tratamento de esgotos, o ente regulador prevê a adição de tarifa para cobrir os custos de operação e manutenção, além de cobrir parte dos custos da construção. Nesta situação, conforme descrito no trecho abaixo se percebe a transferência de responsabilidade de melhoria da qualidade dos serviços, no que tange ao financiamento, para os cidadãos. Isso ajuda a demonstrar que os direitos sociais dos cidadãos, como o acesso aos serviços de saneamento, com qualidade, não é garantido, sendo visto como uma responsabilidade dos próprios usuários dos serviços. Quando forem construídas estações de tratamento de esgotos, o ente regulador poderá aplicar uma tarifa adicional para o tratamento dos efluentes e proteção dos recursos hídricos, que cubra ao menos os custos de operação e manutenção e parte dos custos de investimento [...] (Panamá, 1997, Art. 35).

Conforme observam Tremolet e Binder (2010) as especificações da qualidade dos serviços de água e esgotos preestabelecidas em contrato podem ser insuficientes se não forem incluídos indicadores coesos de desempenho. Foster (2005) e Castro (2007a) ressaltam que o processo de descentralização estabelecido pelas reformas do setor de abastecimento de água e esgotamento sanitário não foi compatível com o padrão de soluções requeridos no enfrentamento dos problemas específicos desses serviços. O intento de se prestar serviços com qualidade partiu do princípio de segregação das funções de definição de políticas, planejamento e regulação. Esta subdivisão, além de não ser eficiente no sentido econômico, apresenta 63

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descompassos com os interesses públicos, acarretando em dificuldade de estabelecimento de efetuação dos direitos da cidadania. Segundo Sposati (2011) o formato estabelecido no processo de ampla reforma econômica, pautado na descentralização, favoreceu os desejos neoliberais de redução das responsabilidades do Estado. Tal fato culminou na consolidação da regulação, no contexto do neoprivatismo, tendo a figura da agência reguladora o papel de forçar a minimização dos déficits de acesso aos serviços públicos. Os achados empíricos selecionados na Classe 5, aquela que aborda as competências do ente regulador e representa 13% do corpus, revelam as atribuições estabelecidas pelo aparato legal das agências estudadas. Percebe-se ser da competência das agências de regulação, como abordado na teoria normativa e mencionado por Jamison (2007), o estabelecimento do princípio da concorrência. Percebe-se que as bases da economia foram justificativas para o modelo de regulação interpolado nos serviços públicos, inclusive os de abastecimento de água e esgotamento sanitário. A natureza da regulação numa perspectiva de promoção da concorrência é um reflexo da ampla reforma do Estado sob a perspectiva neoliberal, abordagem que demarca as condições e os princípios da intervenção regulatória. Assim, “a regulação deverá permitir a livre concorrência de mercado, evitando abuso da posição dominante” (Artigo 24, Uruguai 2002). As principais competências observadas no aparato legal são validações das regras determinadas no contrato entre o titular dos serviços de água e esgotos e o prestador. Os princípios estabelecidos mais evidentes referem-se às revisões tarifárias, à resolução de conflitos entre os organismos, bem como à organização das direções da normatização, a fim de garantir a qualidade dos serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário. O regulador tem a função de organizar o sistema econômico do setor, possibilitando a recuperação dos custos de operação enquanto monitora as metas de qualidade e cobertura, objetivando a extensão e a universalização do acesso. A regulação dos serviços objetiva: [...] proteção dos direitos dos usuários e consumidores; a promoção da livre concorrência da prestação [...]; a prestação igualitária, com regularidade, continuidade e qualidade dos serviços; [...] informação transparente e verdadeira; a aplicação das tarifas que reflitam os custos econômicos [...] (Uruguai, 2002, Art. 2). [...] cuja função é a de regular os serviços públicos de abastecimento de água, esgotamento sanitário e resíduos, com base na expedição de normas de caráter geral ou particular [...] (Colômbia, 2007, Art. 2).

As competências que cabem às instituições reguladoras estão relacionadas à sistematização de informações, à busca de mecanismos visando à promoção da universalização. Por meio das competências normativas relativas ao campo do saneamento, as entidades editam normas de natureza técnica e econômica para a prestação dos serviços, principalmente nos quesitos desempenho e aplicação do regime tarifário. 64

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A Classe 4 representa 19% do corpus e está relacionada à forma como o corpo gestor da instituição está organizado em cada agência. O Quadro 1 sumariza a estrutura em cada um dos países.

Quadro 1: Estrutura orgânica das agências de regulação estrangeiras diretoria Duração do Apoiado por cargo Colômbia 7 membros 4 anos Presidência da República

Critério de saída Não especificado

Panamá

3 diretores

5 anos

Órgão executivo (via assembleia legislativa)

Conflito de interesse, Negligência

Paraguai

5 diretores

5 anos

Presidência da república (via senado)

Negligência

Uruguai

3 diretores

6 anos

Presidência da República

Mediante decisão fundamentada

Na Colômbia a CRA é composta pelos seguintes membros: Ministro de Meio Ambiente, Habitação e Desenvolvimento Territorial, quem preside a comissão; o Ministro da Proteção Social, ou seu indicado; o Diretor do Departamento Nacional de Planejamento, ou seu indicado; quatro especialistas com dedicação exclusiva, nomeados pelo Presidente da República. Já no Panamá, a instituição reguladora é dirigida e administrada por uma junta composta por três membros principais e o ente regulador conta com, pelo menos, as seguintes subdireções nacionais: eletricidade; abastecimento de água e esgotamento sanitário; telecomunicações e a direção de atenção ao usuário. O organismo regulador do Paraguai, por sua vez, é dirigido e administrado por um comitê composto por cinco membros, designados pelo poder executivo, com prévio acordo da câmara de senadores. Dos cinco membros, um deles é designado pela Organización Paraguaya de Cooperación Intermunicipal (OPACI) e outro pelo conselho de governadores. A URSEA, no Uruguai, é dirigida por uma comissão integrada por três membros designados pelo Presidente da República. Síntese do Bloco 2. O segundo bloco consistiu em análise de 46% do corpus referente às instituições da Colômbia, Panamá, Paraguai e Uruguai. A discussão versou, principalmente, acerca de elementos relacionados à qualidade da prestação de serviços e às competências das instituições reguladoras. Estas duas vertentes ajudam a compor a Classe “corpo gestor da instituição reguladora”. Neste bloco, de modo análogo ao blobo1, o caráter técnico também foi preponderante em relação ao viés social. Ainda que o grau de participação social dos cidadãos e o controle social são componentes importantes na avaliação de políticas públicas, estas tipologias não foram constatadas nos marcos regulatórios estudados. 65

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Os perfis das agências de regulação do Brasil As várias leis que compõem o corpus desta análise apresentam pontos divergentes e convergentes. Podem-se citar as leis estaduais de criação das agências de Goiás, Espírito Santo, Ceará e Rio Grande do Sul, as quais atribuem a condição de regular a prestação dos serviços de saneamento nos municípios, mediante convênio, somente às companhias estaduais. A título de exemplo, “a fiscalização das atividades da Companhia Saneamento de Goiás S/A - SANEAGO [será realizada] pela Agência Goiana de Regulação, Controle e Fiscalização de Serviços Públicos – AGR” (Goiás, 2004, Artigo 21 § 1º). Esta configuração pode ser colocada à prova na medida em que o governo de Goiás tenha relação direta com o regulador e o prestador de serviços. Neste sentido, a captura pode ser configurada mediante a estreita afinidade entre o regulador e governo (Salgado; Motta, 2005). Tal fato também pode ocorrer em abrangência municipal, como nos casos de Tubarão e Joinvile (SC), em que a regulação dos serviços prestados é realizada por agência municipal. De forma diversa, a AGENERSA do Rio de Janeiro foi constituída a fim de regular os serviços prestados por empresas: [...] outorgadas, concessionárias e permissionárias, nas quais o Estado figure como Poder Concedente ou Permitente, [...] e por serviços autônomos dos municípios, estes, respeitados os limites de autonomia municipal, mediante convênios (Rio de Janeiro, 2005, Art. 2º, inciso II).

Neste sentido, a agência tem a possibilidade de efetuar a regulação, por exemplo, da prestação privada dos serviços de saneamento, como de fato acontece em alguns municípios do Rio de Janeiro. Seguindo essa mesma linha, a agência municipal de Natal (RN) efetua a regulação da prestação que é realizada pela companhia estadual de saneamento (CAERN). A classificação hierárquica descendente apresentada na Figura 2 e sua discussão facilitam a compreensão da configuração e dos tipos de arranjos institucionais existentes à luz do referencial teórico apresentado ao longo do trabalho. O aparato legal em estudo indica a organização de parte do texto que pode ser denominado de “Conjunto de regras” (Classe 2, que representa 17% do corpus). A Lei Nacional de Saneamento, no. 11.445 de 2007, apresenta como objetivo básico da regulação o “estabelecimento de padrões e normas para a prestação” (Artigo 22, inciso I). Nesta conjectura Solanes (1999) destaca a importância dos prestadores de serviços estarem sujeitos às obrigações e penalidades, quando assim for pertinente no âmbito das ações de controle, “[...] a inobservância dos deveres na prestação dos serviços de saneamento básico, sujeitará o infrator às seguintes sanções, [...]: I - advertência; e II - multa, simples ou progressiva; [...]” (Natal, 2001, Art. 26). Com base nos textos das leis de criação das agências reguladoras é possível perceber que para a busca da adequada prestação dos serviços de água e esgotos são elementos delineadores as regras fixadoras da política tarifária e a aplicação de penalidades por não cumprimento das regras. Constituem-se como regras, as ações de penalidades proferidas pela agência de regulação ou previstas no contrato de concessão. As principais “Competências do ente regulador” observadas no aparato legal relacionadas à legislação (Classe 3, representa 13% do texto analisado) apresentam o cerne relacionado à 66

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validações das regras que podem, inclusive, ser estabelecidas no contrato entre o titular e o prestador dos serviços. Entre os princípios encontrados no corpus, chamam mais a atenção aqueles que se referem às revisões tarifárias e o ato de “zelar pelo fiel cumprimento das normas e dos contratos de concessão ou de permissão e termos de autorização dos serviços públicos” (Rio Grande do Sul, Art. 4º, inciso IV), ou ainda “promover a regulação, o controle e a fiscalização dos contratos de concessão” (Goiás, 1999, Art. 2 º, inciso XXIV), além da resolução de conflitos entre os organismos, bem como a organização das direções da normatização para estabelecer a qualidade dos serviços.

Perfis das agências reguladoras

Classe 2

Classe 1 Classe 1: 29%

Classe 2: 17%

Termo AA

X2 478

ES Prestação serviço Tratamento

X 131

345

Termo Estabelecimento de Normas

155

Fiscalização

124

104

Prestador (plano gestão, propostas)

Eficiência (prestadores, econômica)

Custos (prestação)

Ambiente (proteção)

Padrões de potabilidade (atendimento)

Qualidade (água)

Continuidade (da prestação)

Regulação Técnica

Classe 3

Controle (contratos)

Classe 3: 13% Termo X2 Concessão 426

Classe 4: 39% Termo Conselho (conselheiro)

X2 224

Diretor

171

Permissão

308

(moderar) Conflito de interesse

203

Cargo

113

109

Mandato (duração)

112

Contratos

(Determinações da) Agência

Serviços públicos

Conjunto de regras

Classe 4

Delegar

Indicação (executivo)

Autorizar

Membro

Serviços públicos

Governador

Competências da instituição reguladora

Corpo gestor da instituição reguladora

Figura 2: Classificação hierárquica descendente dos documentos legais das instituições reguladoras brasileiras em estudo, Classe 1 - Regulação Técnica; Classe 2 - Conjunto de regras; Classe 3 - Competências da instituição reguladora; Classe 4 – Corpo gestor da instituição reguladora 67

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Os achados empíricos demostram, por meio de termos como concessão, moderação de conflitos de interesse, permissão, entre outros presentes na Figura 2, as delimitações organizadas de forma que as agências se constituam em organismos normatizadores e fiscalizadores, principalmente dos contratos de concessão dos serviços públicos. Este formato pôde ser percebido tanto nas agências municipais quanto nas instituições estaduais estudadas. Segundo Urrutia (2004) as convicções político-técnicas da instituição reguladora são decisivas, sendo que o reconhecimento do mercado, como instrumento de alocação de recursos, bem como as políticas públicas, são elementos que determinam as decisões de um “bom regulador”. Contudo, as competências dos entes reguladores não permeiam o campo das políticas públicas ou a elucidação dos direitos sociais de cidadania, como categorizados por Castro (2006), Castro (2011) e Sposati (2011). Por outro lado, a convicção técnica embasada no poder normatizador e fiscalizador é elemento constante no corpus em análise, como pode ser vislumbrando no trecho a seguir: [...] por finalidade, regular, controlar e fiscalizar [...] os serviços de saneamento básico, concedidos, abrangendo abastecimento de água e esgotamento sanitário de interesse comum e interesse local [...] moderar e dirimir conflitos de interesses, relativos ao objeto das concessões, permissões e autorizações, valendo-se do apoio de técnicos especificamente designados; [...] (Espírito Santo, 2008, Art. 4º).

Neste contexto técnico de realização das atividades de regulação, as legislações das instituições reguladoras preveem o acompanhamento da gestão(?), por meio de contratos, sendo as agências, preparadas para atuarem como árbitros entre o prestador e o titular dos serviços, conforme se lê “[...] zelar pelo fiel cumprimento da legislação e dos contratos de concessão ou permissão de serviços públicos relativos à esfera de suas atribuições [...]” (Rio de Janeiro, 2005, Art. 4, inciso I). Oliveira et al. (2005) ressaltam a importância de análise custo-benefício efetiva antes da aplicação de uma determinada norma. Nesta linha de pensamento constitui competência do ente regulador “elaborar estudos técnicos, proceder a avaliações econômicas e de custos, bem como atuar nos processos de definição, fixação e revisão de tarifas, conforme as normas legais, regulamentares, contratuais e conveniais pertinentes [...]” (Natal, Art. 7, inciso V). Ademais, foram constatados elementos acerca da transparência como mecanismo fundamental de competência do ente regulador, “permitir o amplo acesso às informações sobre a prestação dos serviços públicos delegados e as suas próprias atividades [...]” (Rio Grande do Sul, Art., inciso X), contudo, de forma incipiente. Os dados foram organizados em conjunto, sendo elementos da “Regulação técnica”, abarcados na classe 1 (29% do texto analisado), tanto por elementos financeiros quanto de qualidade da prestação dos serviços. No que concerne à regulação econômica, o marco regulatório é justificado pela existência de monopólio ou por um mercado sem os estímulos da concorrência e à redução das tarifas. Assim, por essa razão, o mercado exige um marco regulatório responsável por mecanismos, destacados por Salgado e Motta (2005), como promotores de 68

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incentivos, por meio de uma política tarifária que considere o equilíbrio econômico-financeiro dos prestadores dos serviços e inclua penalizações, além de prêmios para aumentos de produtividade. Segundo Campos (2008), a regulação econômica está relacionada àquelas intervenções cuja finalidade é a de melhorar o funcionamento do mercado, isto é, onde existam as falhas de mercado. A análise das legislações é reveladora de características da regulação, pautadas na garantia do equilíbrio do mercado, que leva a práticas distorcidas por parte dos agentes econômicos com objetivo de corrigir as falhas de mercado com vistas de assegurar o equilíbrio interno do sistema regulado. O trecho a seguir remete às características supramencionadas. [...] promover a adoção de tarifas justas e razoáveis que reflitam o custo econômico da prestação dos serviços, visando à eficiência econômica, à equidade social e à sustentabilidade financeira dos serviços e aos investimentos [...] (Goiás, 2004, Art. 7o).

A regulação busca objetivos sociais mais extensos no campo das políticas públicas, de forma que os direitos de cidadania possam ser colocados no centro das políticas regulatórias. No âmbito do saneamento, os mecanismos de mercado não devem ser assumidos como premissas para o bem estar social por não agregarem elementos benfeitores na construção da cidadania. As justificativas econômicas para o estabelecimento de marcos regulatórios são anacrônicas para os ideais de universalização dos serviços de saneamento básico. Percebe-se a existência de uma lacuna no que diz respeito aos ideais de direito social de cidadania, sendo as legislações de criação das agências reguladoras abordadas de forma genérica e que as políticas públicas orientadas para os interesses da população, como enfatizam Heller e Castro (2007), são pouco consideradas no corpus que compõe o estudo. O foco da regulação dos serviços de saneamento verificado a partir dos resultados da presente análise é na lógica econômica tradicional, sobretudo, no que tange à regulação de falhas de mercado, que sob o ponto de vista do direito de acesso a serviços públicos não alcança plenamente os objetivos pretendidos. Ao mesmo tempo, o conteúdo das legislações brasileiras em estudo aproxima a discussão para as questões da qualidade da prestação dos serviços de saneamento. Partes do corpus destacam as noções sobre qualidade da prestação de serviços. É interessante notar que a qualidade indesejável da prestação dos serviços é considerada como falha de mercado. Assim, o aparato legal em estudo considera este fato como justificativa para a intervenção estatal na economia, o que pode ser observado no trecho a seguir: [...] estabelecer padrões de serviço adequado, garantindo ao usuário regularidade, continuidade, eficiência, segurança, atualidade, generalidade e cortesia na sua prestação e modicidade das tarifas [...] (Rio de Janeiro, 2005, Art. 4º)

Na formulação de Paul Samuelson (1954) apud Pereira (2005), os bens públicos têm a característica da não-rivalidade, deste modo se um grupo de indivíduos utiliza o bem público o outro grupo deve ter também acesso e com a mesma qualidade, ou seja, todos podem se beneficiar do bem sem reduzir sua qualidade para os outros. Observa-se, por meio dos achados 69

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empíricos, que o estabelecimento dos direitos sociais de cidadania são atenuados pelo processo de regulação pautado na economia. Doutro modo, foi possível observar alguns pontos que caracterizam de forma rudimentar a alusão ao interesse público como: “à Agência compete adotar as medidas necessárias para o atendimento do interesse público e para o desenvolvimento da prestação dos serviços [...]” (Joinvile, 2003, Art. 4°). A Classe 4 também trata do aparato legal de regulação dos serviços de saneamento, sendo composta de 39% do texto analisado e referindo-se à forma como o “corpo gestor da instituição reguladora” está organizado em cada agência. O Quadro 2 apresenta a configuração de cada uma das agências estudadas.

Quadro 2: Estrutura orgânica das agências de regulação brasileiras Diretoria / Conselho 3 membros

Duração do cargo

Apoiado por

Critério de saída

4 anos (permitida uma recondução)

Governador do Estado

Negligência

Espírito Santo

9 membros

3 anos (permitida uma recondução)

Diversos

Negligência

Goiás

6 membros

4 anos (permitida uma recondução)

Governador do Estado

Atos lesivos ao interesse ou patrimônio público

Rio de Janeiro

5 membros

4 anos (permitida uma recondução)

Governador do Estado, após audiência pública

Por decisão judicial irrecorrível

Rio Grande do Sul

7 membros

4 anos (sem recondução)

Diversos

Não consta

Joinvile

4 membros

4 anos

Prefeito

Negligência (no período probatório)

Natal

3 membros

4 anos (permitida uma recondução)

Prefeito

Não consta

Tubarão

6 membros

3 anos (permitida uma recondução)

Diversos

Não consta

Ceará

Nos estados do Espírito Santo e Rio Grande do Sul a escolha dos membros dos conselhos diretores tem caráter democrático, sendo os membros indicados por organismos diversos. No caso do Rio de Janeiro, apesar de serem indicados pelo governador, os nomes têm sua aprovação feita mediante audiência pública. De forma distinta, nos estados do Ceará e Goiás os 70

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membros são indicados pelo governador. Tal configuração pode fazer com que sejam prevalecidos interesses dos chefes do executivo nos respectivos estados, favorecendo a captura da agência reguladora. As agências municipais apresentam configuração menos centralizadoras, apesar de os conselhos diretores serem indicados pelos prefeitos, nos casos de Joinvile e Natal, esses são amparados por decisões dos conselhos municipais de saneamento. Este formato é destacado por Ferrarezi (2003), que valoriza as ferramentas expressivas que os conselhos municipais agregam às tentativas de estabelecimento de controle social. Nesta perspectiva, Britto et al. (2011) observam que a associação à agência de regulação apresenta contorno de defesa coletiva dos interesses relacionados à prestação dos serviços públicos. A autora supracitada ressalta ser dever da agência reguladora promover as condições para a criação e viabilidade dessas associações de cidadãos. Em Natal (RN), o Conselho Municipal de Saneamento Básico – COMSAB “é o órgão colegiado normativo, deliberativo e consultivo, cujas atribuições, estrutura, composição e organização são reguladas” (Natal, 2001, Art. 13) por Lei. E no caso de Tubarão o conselho diretor é composto por indicação de diferentes organismos, o que também se constitui em viés democrático. Considerações finais Di Pietro (2004) demarca a regulação, estabelecida na esfera jurídica, de forma que abarque a regulação social e a regulação econômica. Nesta perspectiva, constitui-se, por um lado, como o conjunto de regras de conduta e atribuições voltadas para o controle da atividade técnicoeconômica, mas, por outro lado, as sinalizações da regulação social ficaram marginalizadas ou abordadas de forma incipiente. Neste sentido, a ação regulatória é o efeito da interação de interesses privados, orientado exclusivamente pela busca de benefícios pelos prestadores, que querem se proteger da concorrência, e de outros atores, que na busca de benefícios, criam uma demanda regulatória justificada pela defesa dos interesses públicos. As legislações que delimitam as ações das agências de regulação sinalizam as atribuições notadamente no campo técnico e criam oferta regulatória sem evidenciar o interesse público. Deste modo, o conjunto de regras é adotado como o conceito predominante da regulação o que confirma a hipótese de que a gestão da instituição reguladora dos serviços de saneamento é desarticulada das políticas públicas (Campos, 2008). As legislações estudadas demarcaram um papel normatizador das agências, com o foco na determinação de tarifas, regulação da qualidade dos serviços e acompanhamento de contratos de concessão. Como observou Kahn (1993) apud Urrutia (2004), a regulação busca o objetivo principal de assegurar o bom desempenho do sistema. Grande peso é dado aos aspectos de estrutura e desempenho econômico dos prestadores, fluxos de entrada e saída, fixação de preços, além da imposição de condições razoáveis de prestação de serviços. Este modelo não conduz a 71

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instrumentos efetivos de políticas públicas de saneamento e, além disso, a aproximação entre o regulador e o governo, por meio de indicação, é considerada captura (Salgado; Motta, 2005), resultando em uma realização imperfeita do interesse público. Neste sentido, o formato pouco democrático de indicação dos membros dos conselhos reguladores ajuda a comprovar a hipótese de captura das agências. Por fim, cabe mencionar, que após cerca de 20 anos de atuação das agências reguladoras de serviços públicos, e mais especificamente de saneamento, nos países estudados o que chama mais a atenção é a demarcação de tarefas voltadas para meios ou métodos que trazem melhorias, mas não avançam no conhecimento das políticas públicas para o melhor enfrentamento dos problemas coletivos.

Conclusões Este artigo discute os instrumentos legais que orientam as ações das agências de regulação dos serviços de saneamento em casos latinoamericanos. O corpus sublinhou que os objetivos da regulação estão voltados para o viés econômico-financeiro principalmente no que tange à minimização das falhas de mercado. A reforma na América Latina, iniciada na década de 1990, oferece poucos critérios de desempenho social e precisa evoluir integrando-se às políticas públicas de saneamento. O formato dos instrumentos legais enverga as atividades das agências para o campo técnico (parcialmente para o desempenho ambiental e para o controle financeiro, com grande destaque para este último). Considerando-se que o foco da atuação de uma instituição reguladora deve primeiramente ressaltar as ações voltadas para o interesse público, valorando os direitos sociais de cidadania de forma que temas de políticas públicas tenham destaques nos objetivos das instituições reguladoras dos serviços de saneamento básico, entende-se que a regulação precisa evoluir nesses aspectos. Os mecanismos voltados para a participação social, de modo que o cidadão possa propor e opinar sobre os temas em discussão, não estão previstos ou apresentam-se relativamente tênues. Destaca-se, porém, que os conselhos municipais são os que mais se aproximam do conceito de democratização do acesso a ferramentas de controle social na gestão. O interesse público e a regulação exercida em presença de controle social são postos à margem dos objetivos das agências estudadas, levando a um padrão de regulação ,após a reforma ocorrida na década de 1990, contraditório em relação aos direitos de cidadania, mas muito bem definido em relação ao caráter técnico. Agradecimentos Ao CNPq, pelo apoio ao doutorado do primeiro autor, realizado junto à Universidade Federal de Minas Gerais no programa Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos. Agradecemos ainda ao professor Carlo Ralph de Musis pelo auxílio metodológico com o programa Alceste.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. DEGRADAÇÃO DO CORANTE REMAZOL VERMELHO RB POR H2O2/UV DEGRADATION OF DYE RED REMAZOL RB BY UV/H2O2

*Jefferson Pereira Ribeiro1 Juliene Tomé de Oliveira1 André Gadelha de Oliveira1 Eliezer Fares Abdala Neto1 André Bezerra dos Santos1 Ronaldo Ferreira do Nascimento1

Recibido el 14 de septiembre de 2013; Aceptado el 1 de diciembre de 2013

Abstract Many industrial activities, including the textile industry, use a large volume of water in the process and produce a huge amount of wastewater. Chemical oxidation, including the Advanced Oxidation Processes (AOP), is one of the alternative technologies for the treatment of dye containing effluents. AOP is based on the generation of highly oxidizing hydroxyl radicals (.OH) which can decompose quickly and non-selectively the compounds, leading to their partial or complete mineralization. The paper aimed to study UV/H2O2 AOP for the degradation of the dye Remazol Red RB 133%, and the evaluation of experimental conditions such as hydrogen peroxide concentration, pH and potency of UV lamp on the process kinetics. It was observed that at 240 minutes irradiation time, all color was removed by using a dosage of 1% H2O2 and the COD removal was 78.4%. The pH 3, 6 and 8 did not influence the color removal, however at pH 10 a difference was found. COD removals at pH 3, 6 and 8 were higher which suggest a dye mineralization increase with the pH. However, COD removal at pH 10 did not show the same trend. The potency of UV lamp plays a role in the process in which 210 W was the best potency for color and COD removal. Therefore, AOP UV/H2O2 seems to be an interesting option for the treatment of textile effluents. Key Words: textile industry, AOP, mineralization, dye Remazol Red RB 133%, COD. 1 Universidade

Federal do Ceará, Brasil

*Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N, Campus do Pici. Fortaleza-CE. CEP 60451-970, Brasil. Email: jeffersonufc7@gmail.com

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Resumo Muitas atividades industriais, incluindo a indústria têxtil, utiliza um grande volume de água no processo e produz uma grande quantidade de águas residuais. Oxidação química, incluindo os processos de oxidação avançada (POA), é uma das tecnologias alternativas para o tratamento de efluentes contendo corantes. POA baseia-se na geração de radicais hidroxilas (.OH) altamente oxidantes que pode decompor os compostos rapidamente e não seletivamente, levando a sua mineralização parcial ou completa . O artigo objetiva estudar o POA H2O2/UV para a degradação do corante Remazol Vermelho RB 133%, e a avaliação das condições experimentais, tais como a concentração de peróxido de hidrogénio, pH e potência da lâmpada de UV sobre a cinética do processo. Observouse que em 240 minutos de tempo de irradiação, toda a cor foi removida usando uma dosagem de 1% de H2O2 e a remoção de DQO foi de 78.4 %. Os pH 3, 6 e 8 não influenciaram a remoção de cor, no entanto em pH 10 foi encontrada diferença. Remoções de DQO em pH 3, 6 e 8 foram maiores, que sugerem um aumento da mineralização do corante com o pH. No entanto, a remoção de DQO em pH 10 não mostrou a mesma tendência. A potência da lâmpada de UV desempenha um papel importante no processo, em que 210 W foi a melhor potência para a remoção de cor e DQO. Portanto, o POA UV/H2O2 parece ser uma opção interessante para tratamento de efluentes têxteis. Palavras Chave: indústria têxtil, POA, mineralização, corante Remazol Vermelho RB 133%, DQO.

Introdução A contaminação de águas naturais tem sido apontada como um dos maiores problemas da sociedade moderna. Dentro deste contexto, o setor têxtil apresenta especial destaque, pois associado ao baixo aproveitamento dos insumos (corantes, detergentes, engomantes e amaciantes) gera grandes volumes de efluentes têxteis, devido ao uso excessivo de água. (Souza e Zamora, 2005). O lançamento destes efluentes no ecossistema aquático pode diminuir a transparência da água e a penetração da radiação solar e, consequentemente, a atividade fotossintética e a solubilidade dos gases, provocando danos irreversíveis a fauna e flora (Herrmann et al., 2001). Existem hoje vários processos para o tratamento de diferentes tipos de poluentes da indústria têxtil. Dentre estes processos comumente utilizados destacam-se os tratamentos físico-químico e o biológico, os quais como outros processos tecnológicos de tratamento de efluentes apresentam vantagens e desvantagens. As desvantagens desses processos é que demandam bastante tempo e apenas transferem de fase os corantes, gerando outro passivo ambiental (lodo), podendo ainda originar traços de dioxinas e furanos como subprodutos de oxidação incompleta (Schrank, 2000; Nogueira e Jardim, 1998). Devido a estas limitações o desenvolvimento de tecnologias mais efetivas e limpas vem sendo incentivadas para o tratamento de efluentes oriundos de indústrias têxteis. Um método alternativo bastante eficaz e versátil utilizado no tratamento de efluentes têxteis são os Processos Oxidativos Avançados (POAs) (Araújo et al, 2006). Os POAs são 77

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tecnologias extremamente eficientes para a destruição de compostos orgânicos de difícil degradação e são baseados na geração de radicais hidroxila como agente oxidante que podem decompor compostos de maneira rápida e não seletiva conduzindo a mineralização parcial ou completa dos contaminantes. Os principais métodos utilizados são tratamentos combinados, tais como: Fe/H2O2, O3/UV, O3/H2O2, O3/TiO2, O3/UV/H2O2, O3/Mn+2, O3/ultrassom, H2O2/UV (Almeida et al., 2004; Araújo et al., 2006). Neste trabalho estudouse o emprego do tratamento combinado H2O2/UV na remoção de cor de efluente sintético contendo o corante Remazol Vermelho RB.

Materiais e métodos Reagentes O corante Remazol Vermelho RB 133% foi fornecido pela empresa DyStar e foi usado para os ensaios de degradação, peróxido de hidrogênio (30% m/m) (SYNTH), hidróxido de sódio (NaOH) (VETEC), ácido sulfúrico (H2SO4) (SYNTH). Todas as soluções foram preparadas com água deionizada (Sistema milli-Q). O corante Remazol Vermelho RB 133%, pertencente ao grupo dos corantes reativos, possui como grupo cromóforo uma ligação azo (–N=N-) e como reativo o sulfatoetilsulfonila (linha Remazol). Reator de fluxo contínuo com 710 ml de volume útil O estudo de degradação do corante foi realizado em uma câmara de irradiação (95 cm de comprimento e 2.8 cm de diâmetro interno) constituída por um tubo de quartzo, com fonte de irradiação ultravioleta (UV) obtida por uma lâmpada de baixa pressão de vapor de mercúrio de 30 watts (PHILLIPS) (Figura 1). Os experimentos foram realizados com um volume total de 2 litros de solução contendo o corante em estudo. Todos os experimentos foram realizados em uma vazão de 25 mL/min e o TDH foi de 28.4 minutos. Nesse reator foram realizados os estudos de dosagem do peróxido de hidrogênio e ajuste de pH. Todos os experimentos foram feitos em duplicata. Efeito da Dosagem do Peróxido de Hidrogênio Este estudo verificou o efeito da dosagem do peróxido de hidrogênio na degradação do corante usando três concentrações diferentes: 0.5; 1.0 e 2.0% (v/v). A concentração do corante utilizada foi de 1g/L. O tempo de degradação foi de 250 minutos e pH inicial de 10. As análises de H2O2 residual, pH, condutividade, cor verdadeira e DQO foram analisadas a cada 60 minutos de experimento. Para os demais estudos foram realizadas as mesmas análises. 78

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Efeito do Ajuste do pH Esse estudo visa verificar a real influência de cada valor de pH na degradação do corante. Diante disso foram realizados experimentos com quatro valores de pH: 3, 6, 8 e 10 com adição de NaOH para a correção de pH em intervalos de 30 minutos. A concentração do corante utilizada foi de 1g/L. Para esse estudo foi usado um tempo de degradação de 250 minutos. Reator de Fluxo Contínuo com 520 mL de Volume Útil Esse reator possui uma câmara de irradiação de 1.20 m de comprimento e 2.8 cm de diâmetro interno constituída de um tubo de quartzo, com fonte de irradiação ultravioleta (UV) obtida por 7 lâmpadas germicida de baixa pressão de vapor de mercúrio de 30 watts (Phillips)(Figura 1).Todos os experimentos foram realizados com um volume total de 10 litros da solução contendo o corante. Nesse reator foi realizado o estudo de intensidade de radiação UV. Os experimentos foram realizados em duplicata. Efeito da Intensidade de Radiação UV Esse estudo foi realizado para verificar a influência da intensidade de radiação UV na degradação do corante com 60 W, 120 W e 210 W. A concentração do corante utilizada foi de 1g/L. Para essa etapa foi utilizada um volume correspondente a uma concentração de 1% com radiação UV e correção do pH para valores próximos de 8 a cada 30 minutos de experimento. O tempo de degradação foi de 480 minutos.

Entrada Saída

Vista Superior

(A)

Entrada

Lâmpada UV

Tubo de quartzo

Tubo de aço

Lâmpada UV Fluxo

Fluxo

Tubo de quartzo

Vista Superior

(B)

Saída

Figura 1. Esquema geral dos reatores fotoquímicos usados nos processos de oxidação avançada UV/H2O2. Reator com 710 mL de volume útil (A) e Reator com 520 mL de volume útil (B) 79

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Análises Físico-Químicas A caracterização do corante foi realizada através das análises de cor verdadeira, peróxido residual, pH, condutividade elétrica e DQO. O pH foi determinado através de um medidor de pH digital microprocessado TECNAL (modelo TEC-5). A concentração do peróxido de hidrogênio (H2O2) foi determinada pelo método de titulação volumétrica permanganimetria. A condutividade foi medida por um condutivímetro THERMO SCIENTIFIC (modelo Orion 5 Star). As análises de cor verdadeira, condutividade e DQO foram realizadas no LABOSAN. A cor era analisada e determinada em um espectrofotômetro (Thermo - Nicolet Evolution 100). Para o corante sintético, era realizada uma varredura a cada 60 minutos de experimento. As amostras eram previamente diluídas (1:5) em água Milli-Q e, então, eram centrifugadas por 2 minutos a 13000rpm (Eppendorf - Mini Spin). A eficiência de descoloração foi estimada a partir das absorbâncias medidas segundo a Equação 1:

Eficiência (%) = (1- Af / Ao) x 100

Equação (1)

Com base nos dados referentes à cor, aplicou-se o modelo de pseudo-primeira ordem utilizando a equação do modelo não- linear (Equação 2): (Af /A0) = e-k.t

Equação (2)

Onde k é uma constante (min-1), t é o tempo de tratamento (minutos) e A0 e Af são as absorbâncias iniciais e finais de DQO (mg/L).

A DQO foi determinada fotometricamente (Thermo - Nicolet Evolution 100), pelo método de refluxo fechado de acordo com Standard Methods (APHA, 2005). A concentração residual de peróxido de hidrogênio (H2O2) interfere na medida de DQO ao consumir K2Cr2O7 (Equação 3) (Talinli e Anderson, 1992).

Cr2O72- + 3H2O2 + 8H+ 2Cr3+ + 3O2 + 7H2O

Equação (3)

Esta interferência foi corrigida conhecendo-se a DQO de uma solução de peróxido de hidrogênio. Foram realizadas medidas de DQO em soluções de peróxido de hidrogênio de concentração 1g/L e, conhecendo-se então a concentração de peróxido de hidrogênio residual, as correções eram realizadas. Lin e Lo (1997) encontraram em seu trabalho que 1 g/L de peróxido de hidrogênio corresponde a 270 mg/L de DQO. 80

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Resultados e Discussões Reator de Fluxo Contínuo com 710 mL de Volume Útil Efeito da Dosagem do Peróxido de Hidrogênio O efeito da dosagem do oxidante (H2O2) foi realizado no sistema H2O2/UV. Podemos observar que pelas eficiências de remoção de cor do tratamento H2O2/UV (Figura 2), o aumento na concentração do peróxido de hidrogênio de 0.5% para 1% proporcionou um incremento na descoloração do corante. Entretanto, quando se usa uma concentração de 2% de peróxido de hidrogênio há uma diminuição na eficiência do processo frente à concentração de 1%. Os resultados referentes às taxas de descoloração comprovaram que o tratamento 1% H2O2/UV proporcionou uma taxa de descoloração superior aos outros sistemas mencionados (k = 0.0079 min-1). Resultados similares foram observados por Chang et al. (2010) e Ghodbane et al. (2010).

Figura 2. Eficiência de Remoção de Cor (A) e de DQO (B) Referente ao Efeito da Dosagem do Peróxido de Hidrogênio. Condições Experimentais: 25°C e pH inicial 10

Na Tabela 1 são mostrados os resultados da variação dos parâmetros físico-químicos para cada dosagem estudada. Os resultados de condutividade mostram em geral um aumento nos valores para todos os tratamentos realizados, que se deve provavelmente tanto pela adição de peróxido de hidrogênio no início do experimento quanto pela formação de íons em solução no decorrer do tratamento resultante do processo de degradação do corante. As análises de pH mostram uma diminuição nos valores para todos os tratamentos realizados, devido provavelmente a formação de substâncias ácidas oriundas do processo de degradação provocado pelos radicais hidroxila (Elmorsi et al., 2010; Neyens e Baeyens, 2003). Os resultados de peróxido residual mostram uma diminuição gradual nos valores em todos os tratamentos, provavelmente devido à formação de radicais hidroxila no processo resultante da clivagem do peróxido de hidrogênio. 81

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Tabela 1. Parâmetros Físico-Químicos monitorados no Estudo da Dosagem de Peróxido de Hidrogênio. Condições Experimentais: 25°C e pH inicial 10 Condutividade Tratamento Tempo (min) pH (µS/cm) H2O2 residual (%) 0.5%H2O2/UV 0-240 10.00-3.46 811.00-1385.50 0.50-0.30 1 %H2O2/UV 0-240 10.00-6.59 811.00-1620.50 1.00-0.31 2 %H2O2/UV 0-240 10.00-7.82 811.00-2011.00 2.00-1.04

Os valores percentuais de remoção de DQO mostram uma variação de 29.78% a 78.81% (Figura 2), onde o tratamento 1%H2O2/UV foi o mais eficiente, apresentando uma redução de 78.81% de DQO, isso devido provavelmente a uma maior formação de radicais hidroxila no processo. Entretanto, com o acréscimo na concentração de 1%H2O2 para 2%H2O2 houve uma perda na eficiência do tratamento. Diante deste resultado adotou-se o tratamento 1%H2O2/UV para os demais estudos. É bem conhecido que a utilização de lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio e baixas concentrações de peróxido torna a absorção de UV insignificante e a geração de radicais hidroxila é prejudicada (Kowalska et al., 2004). A literatura reporta que o aumento da dosagem do peróxido de hidrogênio aumenta a produção de radicais hidroxilas (OH.), todavia, o peróxido de hidrogênio em excesso no meio reacional pode interferir negativamente no processo, pois o mesmo sequestra os radicais hidroxila (Equação 4) formando água e radical hidroperoxil (HO2.), desencadeando outras reações que prejudicam o processo de degradação (equações 4-8) (Ju et al., 2009; Ribeiro et al. 2010). H2O2 + .OH  H2O + HO2

Equação (4)

H2O2 + .OH  H2O + HO2

Equação (4)

HO2. + .OH  H2O + O2

Equação (5)

HO2. + HO2.  H2O2 + O2

Equação (6)

HO2. + H2O2  .OH + O2 + H2O

Equação (7)

OH + .OH H2O2

Equação (8)

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Efeito do ajuste do pH O estudo do efeito do ajuste de pH foi realizado com o intuito de avaliar a real influência de cada pH na degradação do corante em estudo, haja vista que o processo de degradação produz substâncias ácidas que diminuem o pH da solução. Os resultados das eficiências de remoção de cor da Figura 3 mostram que não houve diferença para os pH 3, 6 e 8. Entretanto, os resultados do processo de descoloração no pH 10 mostram que a espécie química HO2- provavelmente influenciou no processo, pois nesse pH possivelmente houve a formação desse ânion numa concentração elevada o que contribuiu para uma redução na eficiência do processo, já que o mesmo tem um coeficiente de absortividade molar maior que o peróxido de hidrogênio diminuindo a formação dos radicais . OH. Os resultados referentes às taxas de descoloração se correlacionam com as eficiências de remoção de cor, pois realmente para o pH 10 obteve-se um menor valor de K (0.0053 min-1) comparados com os demais pHs estudados que apresentaram um valor de 0.0079 min-1. Chang et al. (2010) observaram este mesmo efeito em seus estudos.

Figura 3. Percentual de remoção de Cor (A) e DQO (B) referente ao estudo com ajuste de pH. Condições experimentais: 1%H2O2/UV e temperatura de 25ºC

Os resultados de peróxido residual mostram que o aumento no pH provocou uma diminuição na concentração de peróxido de hidrogênio, devido ao processo de produção de radicais hidroxila e da maior decomposição do mesmo em pH elevados (Tabela 2). Os resultados de condutividade mostram que houve um aumento nos valores entre os pH estudados, o qual está relacionado provavelmente com o processo de degradação do corante que aumentou a concentração de íons em solução e da adição de NaOH que foi usado para o ajuste do pH.

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Tabela 2. Parâmetros Físico-Químicos monitorados no Estudo com Ajuste de pH. Condições Experimentais: 1%H2O2/UV e temperatura de 25ºC pH Tempo (min) Condutividade (µS/cm) H2O2 residual (%) 3.0 0-240 1067.00-1474.10 1.00-0.43 6.0 0-240 718.00-1532.30 1.00-0.37 8.0 0-240 761.20-1478.50 1.00-0.29 10.0 0-240 811.00-2435.30 1.00-0.24

Os resultados de DQO indicam que houve um aumento na eficiência do processo de degradação do corante com o ajuste do pH. Entretanto para o estudo com pH 10 foi observado que houve uma diminuição na eficiência do processo de degradação, devido provavelmente a presença do ânion perhidroxila (HO2-). O processo de degradação foi mais efetivo em pH 8, onde o tratamento apresentou um percentual de redução de 81.9%, evidenciando que o ajuste do pH é uma alternativa para melhorar a eficiência do processo (Figura 3).

Reator de Fluxo Contínuo com 520 mL de Volume Útil Efeito da Potência de Radiação UV O estudo do efeito da potência de radiação UV foi realizado com intuito de avaliar a influência da mesma na degradação do corante. As otimizações realizadas nos experimentos anteriores foram utilizadas nesse estudo como: concentração de H2O2 e correção para pH em torno de 8. Os resultados apresentados na Figura 4 indicam que o aumento na potência de radiação UV melhora a eficiência do processo de descoloração. Essa eficiência pode está relacionada provavelmente com uma maior formação de radicais hidroxila que agem na quebra das ligações dos grupos cromóforos presentes nos corantes. Os dados referentes às taxas de descoloração evidenciam que a potência de 210 W foi mais eficiente, pois a mesma apresentou um valor de K (0.0070 min-1) maior que as demais potências estudadas que obtiveram 0.0019 min-1 e 0.0036 min-1 para 60 W e 120 W de potência, respectivamente. Os resultados dos parâmetros físico-químicos são apresentados na Tabela 3. Os resultados de condutividade mostram um aumento gradual para os tratamentos com diferentes intensidades de radiação UV. Esse aumento se dá provavelmente devido a degradação do corante que liberou íons para a solução, proporcionando o aumento da condutividade. Os resultados revelam que o aumento na intensidade de radiação UV diminui o percentual de peróxido residual final no tratamento. Essa diminuição ocorre provavelmente devido a maior quantidade de fótons que é emitido pelas lâmpadas o que proporciona uma decomposição mais acelerada do peróxido de hidrogênio que rapidamente gera os radicais hidroxila. 84

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Tabela 3. Parâmetros Físico-Químicos monitorados no Estudo Experimentais: correção para pH em torno de 8 e fluxo de 2L/min Intensidade de Tempo (min) pH final radiação (W) 60 0-480 10.00-8.60 120 0-480 10.00-9.02 210 0-480 10.00-8.19

de Potência de Radiação UV. Condições Condutividade (µS/cm) 690.00-1641.20 690.00-1783.20 690.00-1992.10

H2O2 residual (%) 0.00-0.54 0.00-0.48 0.00-0.16

Os resultados apresentados na Figura 4 revelam que o aumento na potência de radiação UV do reator, proporcionou um aumento na eficiência de remoção de DQO. O tratamento utilizando uma potência de 210 W apresentou uma eficiência de 51.08%. Chang et al. (2010) e Shu et al. (2006) observaram em seus experimentos que o aumento na intensidade de radiação UV acarreta num aumento na eficiência do processo de remoção de DQO.

Figura 4. Eficiência de Remoção de Cor (A) e DQO (B) Referente ao Estudo do Efeito da Potência de Radiação UV. Condições Experimentais: correção para pH em torno de 8 e fluxo de 2L/min

Conclusões Conclui-se que no estudo de dosagem do peróxido de hidrogênio, o tratamento 1%H2O2/UV propiciou uma maior degradação do corante, entretanto um aumento da concentração para 2%H2O2/UV acarretou uma diminuição na eficiência do tratamento. A descoloração do corante apresentou um comportamento semelhante para os valores de pH 3, 6 e 8, em contrapartida para o pH 10 houve uma diminuição na eficiência de descoloração. Para o parâmetro de DQO houve uma maior degradação do corante em pH 8. No estudo de potência de radiação UV observou-se que 210 W proporciona uma maior descoloração e degradação do corante em estudo comparado as outras potências estudadas. Portanto, o sistema POA H2O2/UV parece ser uma opção interessante para efluentes têxteis e os parâmetros mais importantes para a cor e remoções de DQO são tempo de irradiação e concentração de peróxido de hidrogênio. 85

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. PROCESSO FÍSICO-QUÍMICO E BIOLÓGICO PARA TRATAR EFLUENTE CONTAMINADO POR CIANETO

Jaqueline Neris Barbosa Coutinho 1 *Patrícia Bilotta2

PHYSICAL-CHEMICAL AND BIOLOGICAL PROCESS TO TREAT CONTAMINATED EFFLUENT BY CYANIDE Recibido el 20 de septiembre de 2013; Aceptado el 14 de noviembre de 2013

Abstract Cyanide has been used in thermal processes as an important enabler in the treatment of the steel. However, their presence can cause human poisoning when inhaled and contamination of water bodies when disposed without proper treatment. Accordingly, due to the importance of the issue to human health and environmental quality, this study aims to evaluate the effectiveness of the combined treatment biological and physico-chemical industrial wastewater contaminated contaminated by cyanide. The methodology used for the removal of cyanide was coagulation-flocculation (ferrous sulfate), followed by activated sludge biological reactor and filtration. The results achieved an average efficiency of 90.3% removal of cyanide in the final effluent, thus indicating the efficiency of the system. Furthermore, the quality of the final effluent was supplying the demand of the Brazilian legislation in relation to the parameter total cyanide, and secured the reduction of the concentration of barium and parameters of Chemical Oxygen Demand (COD) and Biochemical Oxygen Demand (BOD) which made possible the release of effluent into waterways by service quality limit established by Brazilian legislation. Key words: Cyanide, industrial effluent, physical-chemical treatment, biological treatment. 1 Pontifícia 2 Programa

Universidade Católica do Paraná, Brasil de Mestrado e Doutorado em Gestão Ambiental, Universidade Positivo, Brasil

*Autor corresponsal: Programa de Mestrado e Doutorado em Gestão Ambiental (PGAMB), Universidade Positivo. Endereço: Rua Prof. Pedro Viriato Parigot de Souza, n. 5300. Bairro Campo Comprido, Cep. 81280-330, Curitiba, Paraná, Brasil. Email: pb.bilotta@gmail.com

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Resumo O cianeto tem sido utilizado em processos térmicos como importante elemento ativador no tratamento do aço. Entretanto, sua presença pode causar intoxicação humana quando inalado e contaminação de corpos d'água quando descartado sem o tratamento adequado. Nesse sentido, devido a importância do tema para a saúde humana e a qualidade ambiental, este estudo tem o objetivo de avaliar a eficiência do sistema combinado de tratamento biológico e físico-químico de efluente industrial contaminado contaminado por cianeto. A metodologia utilizada para a remoção de cianeto foi coagulação-floculação (com sulfato ferroso), seguida por reator biológico de lodos ativados e filtração. Os resultados obtidos atingiram eficiência média de 90.3% na remoção de cianeto do efluente final, revelando, portanto, a eficiência do sistema. Além disso, a qualidade final do efluente passou a atender as exigência da legislação brasileira em relação ao parâmetro cianeto total, bem como garantiu a redução da concentração de Bário e dos parâmetros Demanda Química de Oxigênio (DQO) e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), o que tornou possível o lançamento do efluente em cursos d’água pelo atendimento da qualidade limite estabelecida pela legislação brasileira. Palavras chave: Cianeto, efluente industrial, tratamento físico-químico, tratamento biológico.

Introdução O aumento da produção industrial e a proximidade entre as indústrias e os centros urbanos trouxeram a preocupação da deterioração da qualidade ambiental e o comprometimento da saúde pública. Como medida mitigatória, nos últimos anos o setor industrial tem buscado alternativas de minimização dos impactos gerados sobre o ambiente, em observância aos critérios estabelecidos na legislação ambiental brasileira. Dentre os diversos ramos de atividades industriais existem aqueles notadamente de destaque pois são responsáveis pela geração de resíduos altamente tóxicos, cujo tratamento inadequado ou ineficiente pode provocar efeitos altamente nocivos ao ambiente e à saúde humana. Nesse contexto, pode-se citar o cianeto, substância química extremamente tóxica (Dash, 2009; Ismail, 2009). O cianeto tem sido utilizado no tratamento térmico de peças metálicas como principal elemento ativador do processo de fixação. Entretanto, em razão de sua elevada toxicidade, o uso de cianeto requer especial atenção tanto para resguardar a saúde dos operadores de unidades de tratamento, quanto para se alcançar qualidade mínima adequada do efluente gerado após sua manipulação. Em indústrias metalúrgicas, por exemplo, o cianeto é utilizado no tratamento térmico do aço como principal elemento ativador capaz de tornar a peça estável. Nesse processo o cianeto mantém uma inter-relação com a taxa de carbono existente, isto é, se a peça for de baixo-

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carbono o cianeto irá aumentar a taxa de carbono (processo denominado cementação), caso a peça seja de alto-carbono o cianeto irá manter sua taxa de carbono, evitando, assim, a descarbonização da peça (denominada têmpera). Por esta razão, o cianeto é indispensável nos tratamentos térmicos (Silva, 1988). No tratamento térmico com cianeto, em geral, se utiliza o "banho de sal", uma mistura de cianeto de sódio (30 a 97%), cloreto de sódio (0 a 30%) e carbonato de sódio (2 a 40%). As temperaturas frequentemente aplicadas nos processos térmicos de tratamento de aço para carbono de baixa liga variam entre 760 a 870°C (Silva, 1988). O íon cianeto produzido a partir do sal dissolvido é extremamente prejudicial a vida humana e animal, pois se liga fortemente aos íons metálicos componentes de organismo vivo, substituindo esses elementos, como é caso do ferro das proteínas, elemento responsável pela para troca de oxigênio molecular das células atingidas. O maior risco de comprometimento da saúde humana está associado ao manuseio incorreto dos sais de cianeto pelos operadores do processo térmico, em razão, principalmente, da liberação do gás cianídrico (HCN) quando o pH da solução é inferior a 7.0. Por essa razão, deve-se evitar a mistura de efluentes contendo cianeto com despejos ácidos (Zugman, 1996; Baird, 2002). Além do que, o cianeto de sódio e potássio é extremamente tóxico para peixes e outros seres aquáticos. A concentração crítica depende da espécie, da qualidade da água, da concentração de oxigênio dissolvido, da temperatura e do tempo de exposição (Dash, 2009; Ismail, 2009). Em razão da importância deste tema para a saúde humana e a qualidade ambiental, surgiu o interesse na investigação da combinação do tratamento físico-químico e biológico para a remoção de cianeto presente em efluente industrial, visando o cumprimento dos limites máximos de lançamento de cianeto em corpos d'água estabelecidos pela legislação brasileira, de modo a minimizar os seus efeitos principalmente ao ambiente aquático.

Metodologia Os experimentos realizados neste estudo foram monitorados durante um período de 8 meses em uma indústria metalúrgica localizada no município de Curitiba, estado do Paraná - Brasil, cuja principal atividade é o tratamento térmico de peças em aço com a aplicação de cianeto. A vazão média de efluente da indústria é de 2.5 m3/h. A Figura 1 ilustra as principais etapas envolvidas na proposta de tratamento do efluente da indústria em estudo. 89

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Figura 1. Fluxograma da sequência de tratamento do efluente contaminado com cianeto

O tratamento do efluente foi dividido em três etapas: 1) tratamento físico/químico; 2) tratamento biológico; 3) tratamento físico, que compreendem cinco unidades de tratamento. São elas: a) um tanque de acúmulo com capacidade para 5000 l/dia; b) dois tanques de homogeneização de 7.5 m3 cada (para o tratamento físico/químico); c) dois leitos de secagem com capacidade para 320 l/dia cada; d) um tanque de aeração para 10000 l/dia (para o tratamento biológico); e) dois filtros, um de areia e outro de carvão ativado com capacidade para 50 l cada (para o tratamento físico). Etapa 1: Tratamento Físico-Químico O sistema de tratamento físico-químico possui dois tanques de homogeneização do efluente bruto com 2 m de altura e 2 m de diâmetro. A agitação é provida por ar comprimido em fluxo intermitente aplicado em apenas um dos tanques, enquanto o outro permanece como tanque reserva caso a vazão de entrada supere a capacidade limite do primeiro tanque de acúmulo. O tratamento físico-químico era realizado com a aplicação de soda cáustica, peróxido de hidrogênio, ácido sulfúrico, sulfato ferroso e polímero no tanque de homogeneização, para promover principalmente a oxidação do cianeto a cianato, sob ação do peróxido de hidrogênio (substância bastante utilizada por seu potencial oxidante superior ao oxigênio, além de ser solúvel em água e de fácil manuseio) (Braile e Cavalcanti, 2003). A oxidação do cianeto, geralmente, é conduzida em pH próximo de 11, visto que o cianeto não pode ser misturado a ácidos, pois nesse caso se transforma em gás cianídrico, altamente tóxico. Quando o pH é inferior a 11, é adicionada soda cáustica para se elevar o pH do efluente e se iniciar o tratamento. Em pH maior ou igual a 11 ocorre a oxidação do cianeto a cianato, na presença de peróxido de hidrogênio e sob agitação com ar comprimido em fluxo intermitente. O tempo de contato para o desenvolvimento das reações químicas foi de 24 horas. Em seguida, era adicionado H2SO4 para correção do pH (~8). Paralelamente à neutralização ocorre a oxidação do cianeto produzindo CO2 e N2 molecular (Braile e Cavalcanti, 2003). 90

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Após 24 horas de reação foi adicionado sulfato ferroso ao efluente para promover a coagulaçãofloculação com o objetivo de favorecer a formação de flocos para a remoção de sólidos em suspensão. Concluída a fase de floculação, a injeção do ar comprimido era suspensa para permitir a sedimentação dos flocos formados, e o efluente clarificado seguia para o tanque de aeração. O lodo da decantação acumulado no tanque de homogeneização era encaminhado para dois leitos de secagem, para proporcionar o aumento do teor de sólidos. Cada leito de secagem possuía volume útil de 320 L (comprimento 1.5 m; largura 1 m; altura útil da camada de lodo 0.5 m; profundidade total do tanque 1.70 m). Os dois módulos de leito de secagem eram cobertos com telhas fibra-cimento e possuíam uma vala central de drenagem, cujo perfil media 40 x 50 cm, preenchida com pedra brita nº 01, 02 e 03 e areia grossa (25 cm). As valas tinham por finalidade drenar a fração líquida do lodo, para o seu retorno ao tanque de homogeneização. Após a secagem do lodo era feita sua retirada manualmente e seu armazenamento em tambores de 200 L destinados ao co-processamento, visto que o lodo gerado era constituído de substâncias altamente tóxicas. O sulfato ferroso, juntamente com a soda cáustica (NaOH), também favorece a formação do hidróxido de bário insolúvel - Ba(OH)2, removendo do efluente os íons bário. Esse elemento possui função importante no processo térmico, pois responde pela revelação das estruturas das peças em aço inoxidável (Braile e Cavalcanti, 2003). Etapa 2: Tratamento Biológico O tratamento biológico foi realizado no tanque de aeração, com o sistema de lodos ativados por batelada, portanto, no mesmo tanque ocorriam reações bioquímicas entre a matéria orgânica e os microrganismos ali existentes (tratamento biológico) e a sedimentação da biomassa (operado como decantador secundário). A capacidade do tanque de aeração era de 10000 L (diâmetro 2 m; altura útil 3.2 m). O sistema intermitente era eficiente e bastante vantajoso economicamente, devido ao seu baixo custo de implantação, visto que um único tanque desempenhou duas funções distintas (reator biológico e decantador). A decantação ocorria quando o ar comprimido com fluxo intermitente era suspenso e os flocos em suspensão decantavam. O tratamento biológico que ocorria no tanque de aeração era devido ao contato entre a massa de microrganismos e o oxigênio dissolvido introduzido na etapa de aeração, aumentado, assim, a concentração de biomassa disponível no sistema e acelerando a decomposição da matéria orgânica em suspensão e solúvel. Essa etapa teve como objetivo a redução da DBO e DQO não removidas no tratamento físico-químico (Aisse, 2000; Metcalf e Eddy, 2003). 91

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Além da introdução de oxigênio, por meio do ar comprimido, o efluente no tanque de aeração também recebia descargas diárias de esgoto sanitário (1.0 m3), proveniente de uma fossa séptica local, bem como ácido fosfórico e ureia para elevar a concentração de nutrientes e garantir as condições adequadas para o desenvolvimento dos microrganismos responsáveis pelo tratamento biológico. Etapa 3: Filtração Após o tratamento biológico o efluente era conduzido para dois filtros sequenciais, o primeiro contendo areia e o segundo carvão ativado. O objetivo da filtração era aumentar a qualidade do efluente final pela remoção de sólidos finamente suspensos não retidos na etapa de decantação no tanque de aeração (etapa 2). Após a filtração o efluente era descartado na rede coletora de esgoto da Companhia de Saneamento do Estado do Paraná (Sanepar). A vazão de filtração foi 1 m3/h, a altura dos filtros 1.5 m, o diâmetro 300 mm e o volume de cada unidade 50 L. O filtro de areia possuía granulometria entre 0.7 e 1.2 mm, enquanto o segundo tanque continha carvão ativado obtido a partir da casca de coco. Parâmetros analisados A qualidade dos parâmetros físico-químicos do afluente (bruto) e efluente de cada unidade de tratamento foi monitorada por meio de análises laboratoriais realizadas em amostras de efluente bruto (tanque de acúmulo), após o tanque de homogeneização (tratamento físico/químico), após o tanque de aeração (tratamento biológico) e após a passagem pelos filtros (efluente final tratado). As análises realizadas foram divididas em duas partes: 1) análises parciais (periodicidade quinzenal); 2) análises completas (bimensal). As análises completas eram enviadas à Sanepar, para o controle da qualidade do efluente lançado na rede de esgoto local, já que o cianeto presente no efluente bruto pode comprometer o desempenho da estação de tratamento de esgoto. Por outro lado, os parâmetros parciais eram avaliados quinzenalmente para o controle operacional do sistema de tratamento. A Tabela 1 relaciona os parâmetros de análise. Tabela 1. Parâmetros físico-químicos de monitoramento da qualidade do efluente Análises Parciais* Análises Completas* Tanque de Tanque de Tanque de Efluente Final Tratado Mistura Aeração Filtração pH pH SST pH, DQO, DBO Sulfato, Sulfeto, Bário DQO DQO e DBO SSV e SSF SSed, Óleos NTK, N-NH3, P-Total Bário Bário SSed CN- Total, Cd-Total, Cu Cr-Total, Pb-Total CN Total CN Total Óleos/Graxas Ni-Total, Ag-Total, Zi-Total Fenol * Procedimentos realizados conforme Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 1998)

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Resultados e Discussões Caracterização do efluente bruto Na Tabela 2 são relacionados os valores quinzenais das análises realizadas no efluente bruto (tanque de mistura) no período de oito meses de monitoramento. Os limites dos parâmetro utilizados foram estabelecido pela Sanepar para lançamento do efluente na rede coletora. São eles: pH 6 a 9; DQO < 2000 mg O2/L; Cianeto-Total < 0.2 mg/L; Bário < 5.0 mg/L. Para o Bário foi considerado o limite de concentração da Resolução CONAMA 430/11 (CONAMA, 2011).

Tabela 2. Resultado da análises quinzenais no efluente bruto (valor médio mensal) DQO Cianeto Total Bário Meses pH (mg O2/L) (mg CN-/L) (mg Ba/L) Fevereiro 10.5 3817.0 0.28 17.08 Março 10.6 5380.0 0.02 230.00 Abril 11.2 5355.0 0.02 9.38 Maio 10.6 2305.0 0.02 10.10 Junho 10.7 6690.0 0.03 10.00 Julho 10.6 6175.0 0.03 21.25 Agosto 10.6 3920.0 17.50 Setembro 10.5 2370.0 1.80 16.25 Valor médio: 10.7 4501.0 0.31 41.44

Com base na Tabela 2, é possível observar que no período de monitoramento do efluente bruto praticamente todos os parâmetros não se enquadraram no valor máximo permitido, exigindo, portanto, seu tratamento anterior ao descarte na rede coletora. Tratamento Físico-Químico A Tabela 3 compara os resultados das análises realizadas antes e depois do tratamento físicoquímico do efluente. Dentre os valores observadas, pode-se destacar a redução significativa do pH e da concentração de bário que passam a se enquadrar aos limites máximos permitidos, com exceção do mês de setembro que sofreu interferência de modificações introduzidas no processo térmico da indústria. Além disso, a análise da Tabela 3 revela que o tratamento físico-químico não é suficiente para adequar a qualidade do efluente aos padrões de lançamento, comprovando, portanto, a necessidade de tratamento adicional, particularmente em relação aos parâmetros DQO e DBO.

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Tabela 3. Resultado do tratamento físico-químico (valor médio mensal) Efluente Bruto Meses DQO Cianeto Total Bário DQO pH pH Fevereiro Março Abril Maio Junho Julho Agosto Setembro Valor médio:

(mg/L)

10.5 10.6 11.2 10.6 10.7 10.6 10.6 10.5

3.817 5.380 5.355 2.305 6.690 6.175 3.920 2.370

0.28 0.02 0.02 0.02 0.03 0.03 1.80

17.0 230.0 9.40 10.10 10.0 21.20 17.50 16.20

10.7

4.501

0.31

41.44

Efluente Físico-Químico DBO Cianeto Total

Bário

(mg/L)

8.3 8.1 8.5 8.3 8.2 8.2 8.2 7.5

3.549 7.540 4.115 1.731 3.540 3.185 3.805 2.050

1.419 3.018 1.618 696 1.418 1.275 1.516 808

0.18 0.02 0.02 0.02 0.02 0.02 0.50

1.20 0.70 0.50 0.50 0.50 0.60 0.50 3.80

8.2

3.689

1.471

0.11

1.04

- : Análise não realizada Limites Sanepar: pH 6 a 9; DQO < 2.000mg/L; DBO < 1.000mg/L; Cianeto-Total < 0.2mg/L. Limite Resolução CONAMA 430/2011 (CONAMA, 2011): Bário < 5.0mg/L

Tratamento Biológico e Pós-Tratamento Os resultados alcançados após o tratamento por lodos ativados em fluxo intermitente seguido de filtração estão indicados na Tabela 4. Tabela 4. Caracterização do efluente do tanque de aeração e tanque de filtração (valor médio mensal) Mês Entrada (Efluente físico-químico) Saída (Efluente biológico seguido de filtração) DQO DBO CN Ba DQO DBO CN Ba SSed Óleos pH pH (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) 2 8.3 3.549 1.419 0.18 1.2 8.0 53 17.6 0.08 0.7 0.1 5.2 3 8.1 7.540 3.018 0.02 0.7 8.2 1.290 512.0 0.02 0.5 0.1 28.8 4 8.5 4.115 1.618 0.02 0.5 7.0 39 15.0 0.02 0.5 0.1 5.0 5 8.3 1.731 696 0.02 0.5 7.1 18 6.5 0.02 0.5 0.1 5.0 6 8.2 3.540 1.418 0.02 0.5 7.2 167 51.5 0.01 0.5 0.1 5.0 7 8.2 3.185 1.275 0.02 0.6 7.6 206 73.0 0.02 0.5 0.1 5.0 8 8.2 3.805 1.516 0.5 6.8 47 13.5 0.5 0.1 5.0 9 7.5 2.050 808 0.50 3.8 7.1 36 11.5 0.02 2.8 0.1 5.5 Média: 8.1 3.689 1.471 0.11 1.0 7.4 231 87.5 0.03 0.8 0.1 8.1 - : Análise não realizada Limites Sanepar: pH 6 a 9; DQO < 2.000mg/L; DBO < 1.000mg/L; CN- < 0.2mg/L; SSed < 20.0mg/L; óleos e graxas: 50mg/L Limite Resolução CONAMA 430/2011: Bário < 1.0mg/L; óleos e graxas: virtualmente ausentes

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Nessa etapa pode-se verificar significativa redução da DQO média de 3689 mg/L para 231.8 mg/L, atingindo valores aceitáveis para o descarte do efluente na rede coletora. Além disso, a DBO média após o tratamento biológico e pós-tratamento passou a 87.5 mg/L, valor este bem abaixo do limite de 1000 mg/L estabelecido pela Sanepar, assim como a concentração de sólidos sedimentáveis 0.1 mg/L em relação ao limite de 20.0mg/L. Semelhante comportamento foi observado na concentração média de cianetos totais reduzida de 0.11 mg/L para 0.03 mg/L, portanto, abaixo do limite de 0.20mg/L previamente estabelecido. Possivelmente a redução adicional da concentração de cianeto no efluente se deve à sua incorporação ao lodo biológico e posterior remoção na etapa de decantação. De acordo com a Resolução CONAMA 357, óleos e graxas devem ser virtualmente ausentes em rios classe 3, devido ao seu efeito bloqueador da incidência de radiação solar no interior do corpo d'água, o que impede ou mesmo dificulta o desenvolvimento das reações de fotossíntese no curso hídrico. No tratamento biológico a presença de óleos e graxas também é um fator de influência, pois dificulta a aeração do efluente. Conforme a Tabela 4, a concentração média de óleos e graxas de 8.1 mg/L está de acordo com o limite de enquadramento para a Sanepar.

A seguir, a Tabela 5 apresenta os valores obtidos nas análises de sólidos suspensos no tanques de aeração, cujo objetivo foi avaliar a taxa de crescimento da biomassa, através da relação sólidos voláteis e fixos, e estabelecer o intervalo ideal de descarte da biomassa excedente do tanque de aeração.

Tabela 5. Caracterização do efluente no tanque de aeração Mês pH SST Fevereiro Março Abril Maio Junho Julho Agosto Setembro Valor Médio:

8.2 8.1 8.1 8.2 7.4 7.5 7.5 8.1 7.9

SSF

SSV

(mg/L)

4787 6193 5520 5632 5495 5600 5460 4160 5356

1106 1753 1500 1478 1450 1315 1510 1210 1415

3680 4439 4020 4153 4045 4285 3950 2950 3940

A análise dos resultados indicados na Tabela 5 revela a maior concentração de sólidos suspensos voláteis em relação aos sólidos fixos, indicando a presença de matéria orgânica e nutrientes. Do ponto de vista do tratamento biológico, os nutrientes são indispensáveis para o 95

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crescimento da biomassa no tanque de aeração, principalmente nitrogênio e fósforo. A proporção ideal entre carbono, nitrogênio e fósforo no tratamento aeróbio via lodos ativados é 100:5:1. Caracterização do efluente final A Tabela 6 apresenta o resultado das análises realizadas no efluente final. Os parâmetros foram definidos com base nas exigências da Sanepar, responsável pela rede coletora de esgoto doméstico do munício de Curitiba, região sul do Brasil, para verificação da qualidade e enquadramento do efluente tratado.

Tabela 6. Resultado das análises de qualidade do efluente final Parâmetros Limite (a) Limite (b) pH DQO (mg/L) DBO (mg/L) SSed Óleos minerais (mg/L) Óleos e gorduras (mg/L) Cianetos totais (mg/L) Bário (mg/L) N-Total (mg/L) N-NH3 P-Total (mg/L) Sulfato (mg/L) Sulfeto (mg/L) Cd-Total (mg/L) Cr-Total (mg/L) Cu (mg/L) Pb-Total (mg/L) Ni-Total (mg/L) Ag-Total (mg/L) Zi-Total (mg/L) Fenol Total (mg/L)

6-9 2000 1000 20 (mg/L) 20 50 0.2 --100 20 15 1000 1.0 0.1 2.5 1.0 0.5 2.0 0.1 5.0 0.5

5–9 --60% (*) 1.0 (ml/L) 20 50 1.0 5.0 --20 ----1.0 0.2 0.1 1.0 0.5 2.0 0.1 5.0 0.5

Março 8.2 1290 512 < 0.1 17.0 28.8 < 0.02 < 0.5 220.9 0.01 16.5 768.0 0.008 < 0.02 0.11 0.08 < 0.02 < 0.02 0.04 0.05 < 0.001

Período de Monitoramento Maio Julho 7.2 7.7 < 10.0 457.0 < 5.0 173.0 < 0.1 < 0.1 < 0.5 < 0.5 < 5.0 < 0.5 < 0.02 < 0.02 < 0.5 < 0.5 29.7 117.2 < 0.006 0.78 1.1 9.8 47.0 350.0 < 0.001 < 0.001 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.02 0.08 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.04 < 0.04 < 0.02 < 0.02 < 0.001 < 0.001

Setembro 6.8 < 10.0 < 5.0 < 0.1 6.0 11.6 < 0.02 < 0.5 13.7 1.08 2.5 22.0 < 0.001 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.02 < 0.04 < 0.02 < 0.001

(a) Valores definidos pela Companhia de Saneamento do Estado do Paraná (Sanepar) (b) Valores definidos pela Resolução CONAMA 430/2011 (CONAMA, 2011) (*) Redução em relação à concentração afluente

De acordo com a Tabela 6, os vários parâmetros analisados se mantiveram dentro dos limites definidos pela Sanepar, com exceção das análises de N-Total (Março e Julho) e P-Total (Março). É possível verificar ainda que a concentração de cianeto total se manteve estável, devido ao bom desempenho do tratamento físico-químico. 96

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Determinação da eficiência do sistema Com base nos resultados apresentados nas Tabelas 3 e 4 foram calculadas as eficiência nas três etapas de tratamento (físico-químico, biológico e físico) e a eficiência global final para os parâmetros DQO, DBO, Cianeto-Total e Bário das análises parciais. Os resultados dos cálculos estão indicados na Tabela 7.

Tabela 7. Eficiência média no tratamento físico-químico, biológico e na etapa de filtração Parâmetros Eficiência Parcial (%) Eficiência Global (%) Efluente Físico-Químico Efluente Filtração DQO 18.0 93.7 94.9 DBO 94.0 CN-Total 64.5 72.7 84.4 Bário 97.5 20.0 97.8

Conforme mostra a Tabela 7, os parâmetros DQO e DBO atingiram eficiência média superior a 93% após o tratamento biológico seguido da filtração, enquanto que a remoção de DQO na etapa de tratamento físico-químico apresentou eficiência de apenas 18% para o mesmo parâmetro. Por outro lado, a eficiência de remoção de cianetos totais foi elevada tanto no tratamento físico- químico quanto no tratamento biológico, atingindo, respectivamente, o valor médio de 64.5% e 72.7%. Portanto, as duas etapas de tratamento tiveram papel muito importante na redução da concentração de cianetos (Tabela 7), permitindo o enquadramento do efluente final aos padrões de qualidade da Resolução CONAMA 357 para lançamento em corpos d'água classe 3. Sendo assim, foi possível atingir o objetivo deste estudo. Em relação ao Bário (Tabela 7), praticamente toda redução da concentração ocorreu na etapa de tratamento físico-químico com eficiência média de 97.5%, reduzindo a concentração de Bário de 41.4 mg/L para 1,0 mg/L. A elevada eficiência alcançada nesse caso se deve a adição de soda cáustica e sulfato ferroso, resultando na formação do hidróxido de bário - Ba(OH)2 substância insolúvel retida no lodo biológico na etapa de decantação. Já no tratamento biológico seguido de filtração a eficiência média foi de apenas 20.0%. Embora a baixa eficiência dessa etapa, a concentração final de Bário (0.8 mg/L) se enquadra nos limites definidos na Resolução CONAMA 357, para rios classe 3, e na Resolução CONAMA 430 para lançamento em corpos d’água.

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Conclusão O estudo realizado com efluente contaminado por cianeto evidenciou a necessidade de adequação da sua qualidade antes do descarte em corpos hídricos. O tratamento investigado (procedimento físico-químico combinado ao processo biológico) se mostrou eficiente na remoção de Cianeto-Total (84.4%), bem como na redução da concentração de Bário (97.8%) e DQO (94.9%). O tratamento físico-químico e biológico do efluente industrial contaminado com cianeto e Bário permitiu sua adequação aos padrões de descarte do efluente em redes coletoras de esgoto do estado do Paraná, não representando qualquer risco ao desempenho da Estação de Tratamento de Esgoto receptora do efluente, além do que atendeu aos limites de poluentes estabelecidos pela legislação brasileira (Resolução CONAMA nº 430/2011), no que diz respeito aos valores máximos permitidos para cianeto e Bário, assim como de vários outros parâmetros investigados, permitindo seu lançamento em corpos d’água sem prejuízos ao meio aquático. Como recomendação para trabalhos futuros, se propõe a avaliação do potencial de reuso industrial do efluente tratado, o que resultará em benefícios significativos em termos econômicos e ambientais.

Referências bibliográficas Aisse, M. M. (2000) Sistemas Econômicos de Tratamentos de Esgotos Sanitários. Rio de Janeiro: Editora ABES. APHA, 1998. Standard methods for the examination of water and wastewater. 19 ed, New York, 1268 pp. Baird, C. (2002) Química Ambiental. São Paulo: Editora Laser House, 2002, 443-510. Braile, P.M., Cavalcanti, J. E. W. A. (2002) Manual de Tratamento de Águas Residuárias Industriais. São Paulo: Editora CETESB, 366 pp. CONAMA (2005). Conselho Nacional de Meio Ambiente, Resolução 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf> Acesso em 19 mai. 2012. CONAMA (2011). Conselho Nacional de Meio Ambiente, Resolução 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução 357, de 17 de março de 2005. Disponível em <http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=646> Acesso em 19 set. 2012. Dash, R. R., Gaur, A., Balomajumder, C. (2009) Cyanide in industrial wastewaters and its removal: A review on biotreatment. Journal of Hazardous Materials, v. 163(1), 1–11. Ismail, I., Abdel-Monem, N., Fateen, S., Abdelazeem, W. (2009) Treatment of a synthetic solution of galvanization effluent via the conversion of sodium cyanide into an insoluble safe complex. Journal of Hazardous Materials, v. 166(2-3), 978-983. Metcalf e Eddy, Inc. (2003) Wastewater engineering: treatment and reuse. 4. Ed. Revised: Tchobanoglous, G., Franklin L., Burton H., David Stensel, New Tork: McGraw-Hill. Silva, A. L. C. (1988) Aços e Ligas Especiais. Sumaré, SP: Editora Eletrometal S.A. Metais Especiais, 93-187. Zugaman, J. (1996) O tratamento de cianetos pode matar? In.: Trata 98

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISE DO RISCO DE FALHA NA DISPERSÃO DOS POLUENTES ATMOSFÉRICOS, UTILIZANDO A TEORIA FUZZY

*Heloisa Beatriz Cordeiro Moreira1 Raimundo de Oliveira Souza2

RISK ANALYSIS OF THE DISPERSION OF AIR POLLUTANTS USING FUZZY THEORY Recibido el 7 de octubre de 2013; Aceptado el 29 de noviembre de 2013

Abstract The air pollution problems become more critical, requiring continuous monitoring and controls in order to ensure an appropriate environment for the community. The impact of the sources of air pollution from existing or new sources can be evaluated using air quality models. These tools evaluate the risks of air pollutants to the environment in several variables. In this context, the fuzzy set theory emerged as a viable solution to study the risk of failure of a system of air pollution subject to different releases. This theory, combined with the mass transport principle has allowed that fields of risk are determined and can assess whether the controls adopted are reliable. This paper proposes a methodology, based on a mathematical modeling of the processes of dispersion of air pollutants, where their parameters are membership functions, defined according to the fuzzy theory. The research uses these concepts in the solution of the Fuzzy Dispersion Equation to determine the risk of failure of the release of pollutants at different concentrations for continuous and instantaneous emissions. The results showed that the risk is high for neutral and stable conditions in according to literature, and the results also showed that the better dispersion occurs at the atmosphere unstable conditions. Key Words: dispersion, fuzzy modeling, air pollution, risk. 1 Universidade

Federal do Ceará. Campos do Pici, Brasil de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Campus do Pici, Brasil

2 Departamento

*Autor corresponsal: Universidade Federal do Ceará. Campos do Pici, CEP- 60445-760. Bloco 713. Fortaleza – Ceará. e-mail: heloisacordeiro@yahoo.com.br

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Resumo Os problemas de poluição do ar cada vez se tornam mais críticos, necessitando de controles e monitoramentos contínuos a fim de assegurar um ambiente adequado à comunidade em geral. O impacto das fontes de poluição do ar existente ou de novas fontes pode ser avaliado através de modelos matemáticos ou modelos de qualidade do ar. Esta ferramenta permite avaliar os riscos dos poluentes atmosféricos ao meio ambiente sob diversas variáveis. Neste contexto, a teoria Fuzzy desponta como uma solução viável para estudar o risco de falha de um sistema de poluição do ar a diferentes lançamentos. Esta teoria, combinada com o princípio de transporte de massa tem permitido que campos de risco sejam determinados, podendo avaliar se os controles adotados são confiáveis. Este trabalho propõe uma metodologia, baseado em uma modelagem matemática dos processos de dispersão dos poluentes atmosféricos, onde os seus parâmetros são funções de pertinência, definidas segundo a teoria Fuzzy. A pesquisa utiliza esses conceitos na solução da equação gaussiana fuzzificada, para determinar o risco de falha do lançamento de poluentes atmosféricos a diferentes concentrações para emissões contínuas e instantâneas. Os resultados mostraram que o risco de falha do sistema de dispersão dos poluentes é alto para as condições de estabilidade atmosféricas neutra e estável. A literatura menciona que as melhores condições de dispersão atmosférica é a instável. Palavras chaves: Dispersão, Teoria fuzzy, poluição do ar, risco.

Introdução A poluição do ar tornou-se um dos fatores que mais fortemente afetam a qualidade de vida da população, uma vez que ocasiona prejuízos à saúde e ao meio ambiente. Considerando a necessidade do estabelecimento de limites máximos de emissão de poluentes do ar (padrões de emissão) em fontes móveis e estacionárias de poluição, foram estabelecidas legislações pertinentes a esta questão (CONAMA No. 03/90). Considerando o atendimento a estes padrões, é de extrema importância o monitoramento através de análises de emissão atmosféricas. As atividades de controle se concentram, na maioria dos casos, no tratamento dos problemas mais comuns e abrangentes relacionados com a combustão industrial e veicular e sua respectiva contaminação por SO2, Materiais Particulados, Hidrocarbonetos (HC), Monóxido de Carbono (CO) e NOX. Ações de controle específicas sobre os poluentes mais perigosos e de impacto localizado ocorrem ainda de forma incipiente, em que pese sua importância para a proteção da saúde pública. Como alternativa, surgem os modelos matemáticos para o cálculo da dispersão atmosférica de poluentes. Atualmente, um modelo matemático muito utilizado devido à facilidade de implementação com baixo custo computacional é o gaussiano. Este modelo resulta da solução da equação de conservação da massa de uma espécie química em condições ideais. Muitos esforços estão sendo feitos na intenção de validar o modelo gaussiano para diversas condições de escoamento, como mencionado por Guenther Krieger (2007). Contudo, sua generalização para a resolução de problemas mais complexos não é trivial, devido sua dependência restritiva de muitos parâmetros empíricos. 100

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Segundo Moraes (2004), os modelos gaussianos vêm sendo amplamente utilizados por produzirem resultados compatíveis com os dados experimentais e não apresentarem estrutura matemática complexa. No contexto de tais preocupações, este trabalho tem como objetivo determinar o risco de falha do processo de dispersão dos poluentes atmosféricos a diferentes condições de estabilidade atmosféricas.

Metodologia A metodologia proposta para esta pesquisa consiste no desenvolvimento de um modelo de dispersão de poluente na forma fuzzy, de modo que uma análise de risco possa ser desenvolvida. Desta forma, primeiramente foi formulado o modelo de dispersão na forma determinística. Em seguida, esta equação foi transformada em uma equação fuzzy onde a variável de controle foi calculada na forma de função de pertinência. Modelo de dispersão dos poluentes atmosféricos Normalmente, os modelos de dispersão de poluente são desenvolvidos a partir do Princípio de Conservação de massa associado à Lei de Fick. Esta combinação permite que se encontre uma equação de difusão Gaussiana para descrever a dispersão atmosférica. Para este trabalho foi considerado, como fonte um lançamento contínuo. Para um modelo simples, assume-se que a pluma dispersa horizontalmente (na direção x) com uma velocidade média u e se dispersa transversalmente na direção y e verticalmente na direção z, de tal forma que a concentração do poluente, em qualquer seção transversal da pluma segue uma Distribuição Gaussiana. Considerando as hipóteses abaixo:  Vento tem intensidade, direção e sentido constantes;  Terreno totalmente plano;  Carga poluidora é pontual e constante;  Difusão turbulenta na direção do vento é desprezada em função da maior importância da advecção nessa direção;  Coeficientes de difusão turbulenta nas outras direções são constantes;  Não existe perda de material poluidor por qualquer mecanismo físico, químico ou biológico. Assim, para qualquer ponto (x, y, z) na pluma, a concentração do poluente pode ser avaliada por (Henry,1989),

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 1  y 2   1  z  H 2   1  z  H 2  Q  C(x, y, z)  exp     exp    exp     2yzu  2  y     2  z   2  z         

Equação (1)

Onde: C(x,y,z) é a concentração do poluente [M/L3]; u é a velocidade média do vento [L/T]; Q é fluxo de massa lançado pela fonte [M/T]; y e z são os desvios padrões da dispersão nas direções y e z respectivamente [L]; H é a altura do ponto de lançamento [L]; x, y, z são as coordenadas de um ponto [L]. A coordenada x, ela está implícita nos desvios y e z, uma vez que o seu cálculo leva em consideração as interferências relacionadas ao tempo e velocidade do vento na direção x, assim para cada distância x, é calculado o valor do desvio de padrão.

O grau de estabilidade ou instabilidade da atmosfera exprime a tendência da supressão ou da favorabilidade dos movimentos verticais. Ele é função da relação entre o gradiente de temperatura do perfil vertical ambiental e o gradiente adiabático. A turbulência da atmosfera exerce um papel importante no transporte, na difusão e na consequente diluição da poluição do ar. Essa turbulência é determinada pela velocidade do vento e pelo gradiente térmico na vertical. A altura da mistura é a medida da camada da atmosfera que está num cesso turbulento e, portanto, melhor para a dispersão dos poluentes. Pasquill (1961) dividiu as condições de estabilidade em seis classes, a saber: Classe A – extremamente instável Classe B – instável Classe C – Ligeiramente instável Classe D – Neutra Classe E – Ligeiramente estável Classe F – estável As condições para ocorrência de instabilidade são a alta radiação solar e ventos de baixa velocidade. A condição instável é boa para a dispersão dos poluentes. A condição de estabilidade ocorre na ausência de radiação solar, ausência das nuvens e de ventos leves e representa condição desfavorável à boa dispersão de poluente. Teoria Fuzzy Segundo Saavedra (2003) a lógica convencional trata as informações de modo binário, classificando-as como verdadeiras ou falsas. Talvez a definição desses dois estados da informação, em alguns casos, seja suficiente, porém, muitas experiências humanas necessitam 102

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de uma manipulação mais abrangente do que o simples tratamento de falso ou verdadeiro, sim ou não, certo ou errado. É neste contexto que a lógica fuzzy se torna uma ferramenta apropriada para tratar informações vagas e incertas, em geral descritas em uma linguagem natural de acordo com Lima (2002). A Lógica Fuzzy é baseada no uso de aproximações, com que se está naturalmente acostumado a trabalhar. Os conjuntos fuzzy podem ser encarados como uma extensão da teoría clássica dos conjuntos (conjuntos crisp), cujos valores variam no intervalo entre 0 (zero) e 1 (um). Já na lógica fuzzy, não se pode tratar uma variável como tendo apenas um estado atual, mas sim com 'n' estados, cada um com um grau de associação. De acordo com Ganoullis (1994), o conceito central da teoria dos números fuzzy baseia-se na existência de uma função de pertinência para representar numericamente o grau através do qual determinado elemento pertence a um conjunto. Assim, um conjunto fuzzy é caracterizado por uma função de pertinência que irá mapear os elementos de um determinado domínio para um número real pertencente ao intervalo [0,1]. Normalmente, uma função de pertinência está na forma Ã : x ----- [0,1]. Assim sendo, qualquer função assim representada pode ser associada a um conjunto fuzzy, dependendo dos conceitos e das propriedades que se deseja representar, considerando-se, ainda, o contexto no qual o conjunto está inserido. Um conjunto fuzzy é um conjunto de pares ordenados onde o primeiro elemento é x  X e o segundo é a função de pertinência µÃ (x) que mapeia x no intervalo [0,1]. Assim, a representação de um conjunto fuzzy é matematicamente definida por: Ã = { (x, µÃ (x)) x  X; µÃ (x)  [0,1]}

Equação (2)

Onde: µÃ (x) é o grau de pertinência de x no conjunto Ã.

Existem vários tipos de funções de pertinência parametrizadas como, por exemplo: triangular, trapezoidal, exponencial, gaussiana. As funções mais utilizadas são as trapezoidais e as triangulares, segundo Ganoullis (1994). Modelo de Transporte Fuzzy Como esta pesquisa tem como objetivo a determinação do risco e da confiabilidade, que segundo Vieira (2003), nada mais é do que a medida das incertezas, há a necessidade de formar a equação geral de transporte de poluente, em uma equação com características fuzzy. Neste contexto, os campos de concentração das substâncias poluentes terão que ser calculadas em forma de funções de pertinência. Em outras palavras, cada concentração calculada tem um grau 103

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de pertinência que representa um nível de pertinência com que seu valor tem a possibilidade de ocorrer. Isto pode ser obtido transformando os parâmetros da equação geral de transporte em números fuzzys. Observando a equação geral, pode-se verificar que u, Q, σy, σz, H são elementos do processo que irão determinar o comportamento do campo de concentração, a partir de um lançamento qualquer. Como todos esses parâmetros são incertos, há a necessidade de transformá-los em funções de pertinência, onde um valor mais provável pode ocorrer, cobrindo, assim, qualquer grau de incerteza que possa estar contido no processo de transporte. Assim, fazendo a transformação dos parâmetros para a forma fuzzy, a equação (1) se transforma em:

( , , ) =

Equação (2)

Onde: C é uma função de pertinência para a concentração;

 y ,  z são as funções de pertinência para os desvios padrões na direção y e z [L]; u é a função de pertinência  é a função de pertinência para o para velocidade; H é a função de pertinência para a altura de lançamento [L]; Q fluxo de lançamento do poluente;

Risco Fuzzy Para a determinação do risco fuzzy e da confiabilidade fuzzy é necessário definir uma função marginal de segurança que é função do campo de concentração calculado, e que representa o resultado do impacto causado pela emissão do poluente, e de uma função de pertinência que representa o limite mínimo a partir do qual o sistema perde o padrão de qualidade do ar. Assim, seja a função de pertinência para o campo de concentração calculado; seja a função de pertinência que representa o limite de padrão de qualidade do ar; Define-se M, a função marginal de segurança, como sendo:

M    R    C   Onde: M

 

Equação (4)

é a função de pertinência da função marginal de segurança com nível de pertinência α;

 é o nível

de pertinência para a função. seja a função de pertinência para o campo de concentração calculado; seja função de pertinência que representa o limite de padrão de qualidade do ar;

104

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Desta forma, Se M   > 0

R =0 e o sistema é seguro;

Se M   < 0

R=1 e o sistema falha.

De acordo com Ganoullis (1994), o fator risco e o fator confiabilidade podem ser calculados por: 0

  m dm M

R

 

Equação (5)

  m dm M





  m dm M

G

0 

Equação (6)

  m dm M



µM – é o grau de pertinência para a função marginal de segurança.

As funções de pertinência para um parâmetro K qualquer são representadas por funções triangulares definida por:

k 

k  kL para kL < k < km km  k L

Equação (7)

k 

k  ku para km < k < ku km  ku

Equação (8)

Onde: = maior valor de k para grau de pertinência zero; km = valor de k para grau de pertinência 1; kL = menor valor de k para grau de pertinência zero.

Para esta simulação, foram considerados para os coeficientes de dispersão transversal e vertical os valores de 21 e 13 metros para condição neutra a 300 metros do ponto de lançamento e os valores de 13 e 6 metros para condição estável. (Henry, 1989). A altura de lançamento foi 105

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considerada 20 metros acima do solo e o fluxo de massa lançado 100 kg/dia. Na direção x, y e z foram consideradas distâncias para cálculo das concentrações, como Δx = 300 metros, Δz = 4 em 4 metros e Δy = 20 metros.

Resultados Após uma série de simulações realizadas a partir do programa computacional na linguagem FORTRAN desenvolvido para esta pesquisa, para diferentes condições de lançamentos, os resultados podem ser analisados. Primeiramente, são apresentados os perfis de concentração, nas direções verticais e transversais, com grau de pertinência acima de 0.5 (fp > 0.5), para condição atmosférica neutra. As figuras foram elaboradas separadamente com relação as coordenadas x, y e z, em virtude dos cálculos das variáveis de controle terem sido tomadas apenas no eixo central, isto é, no centro da pluma, pois é a região mais desfavorável. A figura 1, apresenta a concentração para a condição neutra referente a carga de 100 Kg.

Figura 1. Concentração com grau de pertinência maior do que 0.5, a 300 metros da fonte, na direção transversal

Figura 2. Concentração com grau de pertinência maior do que 0.5, a 300 metros da fonte, na direção vertical

Os resultados mostram como se comporta este campo de concentração de ponto a ponto. No sentido vertical, pode-se observar que a turbulência é grande pela troca de calor entre as camadas da atmosfera e que a pluma de poluentes se dispersa melhor em função da turbulência, influenciado por fatores como a velocidade do vento, a reflexão do solo e a temperatura, estes parâmetros influenciam no processo de dispersão, através de seus coeficientes como σy, σz. Pode-se observar que para a condição neutra, os valores da concentração podem chegar a um valor máximo de aproximadamente 1.2 mg/m3. A figura 1, apresenta concentração com maior 106

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grau de pertinência é de aproximadamente 0,6 mg/m3. O objetivo é verificar como o campo de concentração pode ser controlado ao longo da dispersão dos poluentes. Pode-se observar ainda na figura 2, que as concentrações têm formato de uma gaussiana dupla, conforme previsto pela literatura do ponto de vista qualitativo, não do ponto de vista quantitativo, em virtude desta metodologia está sendo desenvolvida de forma preliminar. As figuras mostram que a região compreendida entre os contornos inferiores e superiores de concentração se encontram as concentrações de maior grau de pertinência. Essas concentrações são mais prováveis de ocorrer dentro dos padrões de lançamento considerados e que quanto mais próximo da linha central maior grau de pertinência. Estes resultados mostram a capacidade da teoria fuzzy de apresentarem os padrões de incertezas para cálculo do risco de falha do sistema de dispersão dos poluentes.

Figura 3. Risco no sentido transversal a 300 metros da fonte – condição neutra

Figura 4. Risco no sentido vertical a 300 metros da fonte para condição neutra

As figuras 3 e 4 mostram que os riscos variam de 0 a 0.7 aproximadamente tanto no sentido vertical quanto no transversal. Entretanto, os resultados mostram que os campos de risco são diferentes nos dois sentidos, sendo a direção vertical maior dispersão, favorecendo a qualidade do ar. É importante notar, que os resultados mostram, que o risco do sistema de dispersão é maior na linha central, isto é no centro da pluma, pois é a região com maior concentração. Para a condição estável, os gráficos são apresentados nas figuras 5 a 8. Comparando as figuras 2 e 6, constata-se que a condição estável é a pior situação para a dispersão dos poluentes, pois a figura 6 apresenta um pico de concentração de 2 mg/m3 tanto no sentido transversal como no vertical. Estes resultados irão influenciar no cálculo do risco.

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Figura 5. Concentração com grau de pertinência maior a 300 metros da fonte na distância transversal

Figura 6. Concentração com grau de pertinência maior a 300 metros da fonte na distância vertical

Figura 7. Risco no sentido transversal a 300 metros da fonte – condição estável

Figura 8. Risco no sentido vertical a 300 metros da fonte condição estável

Comparando as figuras 1 e 5 no sentido transversal, observa-se o estreitamento do gráfico, demonstrando que na condição estável quase não há dispersão dos poluentes, e já no gráfico 1 a condição neutra é melhor comparada a esta condição comentada. Comparando as figuras 3 e 7 no sentido transversal, observa-se que a condição estável é a pior situação para a dispersão dos poluentes, pois o risco varia de 0 a 1, podendo resultar em problemas de aquecimento, saúde, valores acima do recomendado pela legislação em qualidade do ar, conforme CONAMA no. 03/90. Conforme a figura 4, vê-se a queda considerável do risco no sentido vertical para a condição neutra, mostrando que entre as duas condições analisadas a neutra é a melhor condição. 108

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Conclusão Após análise dos resultados, algumas conclusões foram tiradas com base nas diferentes condições de estabilidade atmosféricas. O uso da teoria fuzzy em modelos de balanço de massa, que permite transformar esses modelos em equações diferenciais fuzzys, quando tratado adequadamente permite que se obtenham Funções de Pertinências para as variáveis de controle. No caso do estudo em questão, a variável de controle é a concentração do poluente que é lançado na atmosfera. Desta forma, a metodologia proposta permite que se determinem perfis de concentração, em sua forma fuzzy, que permite que se desenvolvam métodos de cálculo dos campos de risco e de garantia, para algumas distâncias do ponto de lançamento, para diferentes condições atmosféricas; A quantificação do risco proporcionada por esta metodologia mostra a importância para emissões atmosféricas, pois os resultados demonstraram qual distância e local de lançamento o sistema está dentro ou fora dos padrões de qualidade do ar definidos pela legislação pertinente, identificando quais situações poderão ocasionar sérios problemas de saúde pública, provenientes dos poluentes atmosféricos quer sejam de fontes antrópicas ou naturais. Os resultados permitem concluir também que para a condição atmosférica estável o risco de falha é maior do que para a condição neutra, sendo portanto a pior situação para a dispersão dos poluentes atmosféricos.

Referências bibliográficas BRASIL. Resolução CONAMA n° 03, de 28 de junho de 1990. Brasília, 1990. Fisher, H.B. (1979) In: Mixing in inland and coastal water. Academic Press. Ganoulis, J.G (1994) In: Engineering risk analysis of water pollution. Probabilities and fuzzy sets. VCH publishers Inc. Weinheim; New York; Basel; Tokyo. Henry, G., Heinke, W.G. (1989) Environmental Science and Engineering, Prentice Hall, Englewood Cliffs, N. Y. Krieger, G.; Dispersão dos poluentes. Nota de aula, 2007. Lima, O.S.J. (2002) Análise de pontos por função fuzzy, dissertação de mestrado em engenharia de softaware, Universidade de Fortaleza, Fortaleza. Moraes, Marcelo Romero de (2004) Implementação de uma Ferramenta para a Previsão de Ventos e Dispersão de Poluentes na Micro-Escala Atmosférica. Pasquill, F., (1961) The estimation of the dispersion of windborne material, The Meteorological Magazine, vol 90, No. 1063, pp 33-49. Saavedra, O. R.(2003) Introdução aos Conjuntos Difusos – Notas de aula – Inteligência Artificial. Universidade Federal do Maranhão. Vieira, V. P. P. B. (2003) Análise de Risco Aplicada a Recursos Hídricos. Notas de aula. Curso de Doutorado em Recursos Hídricos, Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará.

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

*Luiz Roberto Santos Moraes1

INTRODUCTION TO ENVIRONMENTAL ENGINEERING AND PUBLIC HEALTH: A CURRICULAR COMPONENT FOR NEW ARRIVALS IN UNDERGRADUATE COURSE IN SANITARY AND ENVIRONMENTAL ENGINEERING OF THE FEDERAL UNIVERSITY OF BAHIA, BRAZIL Recibido el 13 de marzo de 2012; Aceptado el 4 de noviembre de 2013

Abstract The undergraduate program in Sanitary Engineering of the Federal University of Bahia, created in 1978, used to offer the course Environmental Sciences in the first year of its curriculum. After some time, professors, former students and students actual, identified that subjects of the Environmental Sciences course were part of other obligatory courses. It was also observed a high contingent of students’ evasions from that course. Some causes were identified as the large number of initial basic courses taken in Institutes other than the Engineering School and the lack of motivation due to the long time to access the Engineering School and their specific courses. In 1994, the undergraduate program in Sanitary Engineering had its curriculum reformulated passing to be named Sanitary and Environmental Engineering. At that time, the problems referred above were taken into consideration and a new basic course was created in substitution to the Environmental Sciences, aiming to introduce and discuss the major and professional issues of the Sanitary and Environmental Engineering, including the profile of the future citizens-engineers. It was named Introduction to Environmental and Public Health Engineering (ENG014). Experience has proved that this new introductory course has contributed to better engaging students in academic life and improving identification with the fields of Sanitary and Environmental Engineering, besides contributing to decrease students’ evasions from this major. Keywords: Curriculum, Curriculum components, Sanitary and Environmental Engineering. 1

Departamento de Engenharia Ambiental, Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia. *Autor corresponsal: UFBA/EP/DEA, Rua Aristides Novis, 2 – Federação – Salvador-Bahia; CEP: 40.210-630 – Brasil; Email: moraes@ufba.br **Editor invitado: Dr Gonzalo Ruiz

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Resumo La licenciatura en Ingeniería Sanitaria de la Universidad Federal de Bahía (UFBA), lanzado en 1978, contemplaba en el primer semestre del primer año en su plan de estudios la asignatura Ciencias Ambientales. Con el tiempo, los profesores, los graduados del curso y los estudiantes identificaron que el contenido del componente curricular se consideraba también en otras. También se notó un alto número de abandonos de estudiantes del curso, que utilizaron como justificación el número de componentes básicos del plan de estudios cursados en Institutos y la desmotivación por la demora en llegar a la Universidad Politécnica para conocer el área elegida y poder cursar las asignaturas del plan de estudios específicos de Ingeniería. En 1994, cuando se hizo la última revisión del plan de estudios del curso, y con el que se pasó a denominar Ingeniería Sanitaria y Ambiental, estos temas fueron considerados y creó el componente curricular ENG. 014 Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública para sustituir aquélla, con el objetivo de presentar y discutir el área y el Curso, así como otros temas importantes para la educación del estudiante, futuro ciudadanoprofesional. Se estima que la experiencia de ese componente del plan de estudios ha ayudado a que los estudiantes se sienten más comprometidos en la vida universitaria y se identifiquen con el área de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, y haya influido en la reducción de la tasa de abandono del curso. Palabras clave: Currículo, componente curricular, Ingeniería Sanitaria y Ambiental.

Introdução La licenciatura en Ingeniería Sanitaria de la Universidad Federal de Bahía (UFBA) se inició en 1978, teniendo su origen en las recomendaciones del Plan Nacional de Saneamiento (Planasa), que dirigió el establecimiento de centros regionales de Ingeniería Sanitaria en las cinco regiones de Brasil, para tratar de superar el marco de la degradación ambiental causada por la intensa urbanización y el rápido desarrollo industrial a nivel nacional. Cayó sobre la UFBA acoger el curso que se establecería en la región Nordeste del País y por medio de los profesores del entonces Departamento de Hidráulica y Saneamiento, actual Departamento de Ingeniería Ambiental de la Escuela Politécnica se preparó el diseño del curso siendo aprobado el curso y posteriormente aplicado y reconocido. El plan de estudios fue diseñado de acuerdo a lo establecido en la Resolución 48/76 y 02/ 77 del Consejo Federal de Educación de entonces, que comprende en el plan de estudios el componente / disciplina ENG 269 - Ciencias Ambientales en el primer semestre (Sena y otros, 1979). Con el tiempo, los profesores, los graduados del curso y los estudiantes identificaban que el contenido de este componente curricular se repetía y se cubría con más detalle en otros componentes del currículum. Por otro lado, también se señaló que la fuga de los alumnos del curso se aumentó, justificándolo con el gran número de disciplinas básicas en las que participarán en los Institutos y la desmotivación de los estudiantes por la demora en llegar a la Politécnica para comprender mejor el área elegida y poder cursar alguna asignatura del plan de estudios de Ingeniería. Una ingeniería que ellos no sabían muy bien de qué se trataba.

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El desarrollo histórico de las áreas de la Ingeniería Sanitaria y la evolución de los conceptos de ingeniería de salud pública, saneamiento básico y saneamiento ambiental llevó al Claustro Académico a celebrar varias reuniones con los profesores del Departamento de Ingeniería Ambiental de la Escuela Politécnica, profesionales y alumnos del curso de Ingeniería Sanitaria, con el fin de adaptarse a la nueva realidad, adaptando tanto el currículo como el nombre del curso (CCES, 1994). Así, en 1994, por decisión de una gran mayoría de personas que participaron en las reuniones y discusiones, después de ser presentada y aprobada por la Claustro del curso, pasó a llamarse Ingeniería Sanitaria y Ambiental, y se rediseñó su plan de estudios con la creación y la inclusión, entre otros, del componente curricular ENG 014-Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública en lugar del componente curricular ENG 269-Ciencias Ambientales, con el objetivo de presentar y discutir el área con los recién llegados, así como otras cuestiones importantes para la vida universitaria y para capacitar al alumno futuro ciudadano-profesional de la ingeniería. El contenido programático del componente de plan de estudios fue diseñado de manera que incluye los puntos de Ciencia, Ética, Universidad, Ingeniería y Ingeniería Sanitaria y Ambiental, Profesional de la Ingeniería y Salud Ambiental, Reciclaje de Conocimientos y de las Entidades Asociativas, en un enfoque constructivista que permita que los estudiantes demuestren su conocimiento y así como su construcción. En este artículo se pretende presentar como un componente del plan de estudios de ENG 014 Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública se ha estructurado y viene siendo impartido, así como fue acertada la decisión de su creación y puesta en práctica. Otras universidades de Brasil (Universidad Federal de Santa Catarina, Universidad de São Paulo) y en otros países (Universidad de Minho, en Portugal, Universidad de Barcelona, en España, Universidad de Greenwich, en Reino Unido, Universidad de California, en los Estados Unidos) también han creado asignaturas similares en sus cursos de grado en Ingeniería Ambiental, Ingeniería Civil e Ingeniería Química.

El componente curricular ENG 014 - Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública El contenido programático del componente curricular. Los cursos de pregrado se han estructurado de tal manera que impiden la conexión esencial entre las diversas actividades que lo componen. El componente curricular ENG 014 Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública tiene por objeto introducir a los nuevos estudiantes que entran en la vida universitaria y en el campo de la Ingeniería Sanitaria y 112

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Ambiental, e integrarlo en el curso, ya que durante el transcurso del curso se aborda la evolución histórica de la Universidad, las actividades de ingeniería y los componentes de las disciplinas del curso, el área de experiencia profesional, sus actitudes hacia la sociedad y la ética, el procedimiento que se adoptará en una investigación científica y tecnológica, la forma de abordar un problema, cómo estudiar para obtener un mejor rendimiento, la importancia de reciclar continuamente los conocimientos y las instituciones asociadas al área (Bazzo y Pereira, 2009). Por lo tanto, el contenido programático del componente del plan de estudios abarca los siguientes ocho puntos: Universidad; Ingeniería Sanitaria y Ambiental; Cursos de Ingeniería Sanitaria y Ambiental; Introducción al Método Científico; el Profesional de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental; Entidades Asociadas al Área; Intercambio y Reciclaje del Conocimiento; y Ética. La sección de la Universidad analiza el concepto, la evolución histórica y el propósito de la universidad, la importancia de la universidad para la sociedad, la conexión entre docencia, investigación y extensión, la historia de la universidad y su estructura organizativa (Rectoría, Prorrectoría, Escuelas / Facultades / Institutos / Centros y Departamentos), sus órganos colegiados (Consejo Universitario, Consejo Superior de Enseñanza, Investigación y Extensión, Consejo Académico de Enseñanza, Consejo Académico de Investigación y Extensión, Asamblea Universitaria y Junta de Síndicos y los colegiados de grado y posgrado) y sus órganos de estructuración (Sistema Universitario de Tecnología de la Información, de Bibliotecas, de Salud, de Museos y Editoriales) con las definiciones de cada una de tareas para cada uno de ellos, los programas de posgrado, investigación y extensión, la organización de estudiantes, profesores y técnicos, y personal administrativo. El trabajo es la comprensión de la Universidad como un lugar privilegiado para la cultura universal y el conocimiento de varias ciencias, para crear y difundir el conocimiento, buscando su propia identidad y ajustándose a la realidad nacional. Una institución cuyos objetivos son la educación, la investigación y la extensión, como una institución social que, en un nivel sistemático y organizado, profesional, técnico e intelectual es necesaria para la sociedad y que puede ser útil para la transformación social, pero que normalmente se utiliza para mantener el sistema dominante y que debe tener una amplia autonomía para cumplir sus objetivos, garantizar el pluralismo de ideas y la libertad de pensamiento; una institución que cumple un papel importante en algunos países en la formulación de políticas científicas y tecnológicas, en la crítica de las teorías que informan sobre el desarrollo y en la concesión de subvenciones para su implementación y ejecución, y que, principalmente, haga que en las sociedades dependientes se realicen las tareas urgentes de compromiso social (Wanderley, 2003). El segundo punto describe la evolución histórica y el propósito de la Ingeniería y de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, el concepto de saneamiento, la salud pública y el medio ambiente (medio) y sus interrelaciones, las condiciones de higiene y las políticas de saneamiento; y salud pública y medio ambiente en Brasil. Se aborda la Ingeniería del pasado, caracterizada por los grandes esfuerzos del hombre en crear y refinar los dispositivos para aprovechar los recursos 113

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naturales, cuya característica principal era el empirismo, y la Ingeniería moderna caracterizada por la aplicación generalizada del conocimiento científico para la resolución de problemas (Bazzo y Pereira, 2009), así como el concepto de Ingeniería Sanitaria, originado en el siglo XX con la creciente demanda de conocimientos técnicos para apoyar la producción de agua potable, especialmente en las ciudades, y para garantizar la correcta manipulación y eliminación de desechos médicos y control ambiental de vectores de enfermedades. Este concepto se perfeccionó en 1948, con la creación de la Organización Mundial de la Salud, momento en el que pasó a definirse como el área que cubre todos los campos técnicos desde las actividades de ingeniería que son más eficaces para hacer frente a problemas de salud pública hasta la situación actual de la creciente demanda de agua en cantidad y calidad; la necesidad de resolver los problemas de eliminación de desechos médicos e industriales y la compatibilidad con la reutilización del agua, problemas de contaminación del suelo, del aire, del ruido y la aparición del concepto de saneamiento ambiental, incluyendo la planificación y control de los recursos naturales en su conjunto, extendiéndose el trabajo de la Ingeniería Sanitaria para el medio ambiente en un sentido más amplio a través de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental (CCES, 1994). La tercera sección analiza la ciencia, la metodología, la iniciación y la investigación científica, la tecnología, multi, inter-y transdisciplinaridad, la comunicación del profesional y la producción y presentación de trabajos técnicos y científicos. En estos puntos se trabajan la comprensión y la importancia de la ciencia, la metodología científica de iniciación, y la investigación científica que puede significar la condición de la conciencia crítica. El que investiga tiene lo que comunicar, el que no investiga debe reproducir y escuchar (Demo, 2003). La ciencia, con su doble propósito, en el esfuerzo por descubrir los principios que rigen la actividad humana tiene por un lado, la formulación de las leyes que determinan el funcionamiento más amplio y más perfecto de la técnica, es decir, sus principios intrínsecos, con el fin de suprimir el empirismo de la evolución, y en segundo lugar, la coordinación entre las diversas técnicas, y su unificación en torno al hombre, habida cuenta de sus facultades para trascender, a través de la filosofía, las técnicas apropiadas. La ciencia viene así a ayudar a la técnica, en el sentido de suprimir sus limitaciones (Ferraz, 1982). Según Ferraz (1983, p.3), "la ciencia es la etapa final del conocimiento, su carácter deliberado e intencional, en la cual el hombre domina su propio conocimiento, porque sabe que las operaciones intelectuales pueden dar lugar a nuevos conocimientos." La cuarta sección incluye la historia de los cursos de la ingeniería ambiental y sanitaria en el mundo y particularmente en Brasil, con el inicio de posgrado a la creación de programas de grado, que detalla la evolución del plan de estudios del curso de la UFBA hasta la etapa actual, la evaluación de estudiantes, profesores y curso, el papel de la Junta y los departamentos y las actividades de investigación y extensión en el área.

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El quinto abarca los campos de los profesionales de los casos, la responsabilidad legal, social y humana, las oportunidades de empleo y registro de la práctica profesional. Aquí, además de presentar el rendimiento de los campos profesionales de Ingeniería Sanitaria y Ambiental y la situación de las oportunidades de empleo en el estado de Bahía y el Nordeste, trabajando la cuestión de la técnica que hoy en día es el tema del destino de la humanidad y su cultura y que tales declaraciones se relacionan con la comprensión de los factores de la cultura humanística y filosófica en la actividad del ingeniero. Según Boukharava (1996, p.8) ", "techne", el término griego, significa habilidad, arte, maestría, y expresa la constitución del sentido y la razón para la existencia misma del hombre. Al mismo tiempo este término originalmente fija el proceso de profesionalización de la actividad humana así como su resultado en forma de objeto material. El desarrollo del hombre en su proceso de formación integral humana incluye implícitamente su formación a través de medios técnicos". El ingeniero de hoy debe tener fundamentos de formación filosófico-humanística. En el sexto punto se analiza la importancia del intercambio y el reciclaje de conocimientos continuos, cursos, pasantías, publicaciones y acceder a ellos por vía electrónica y la participación en eventos técnicos, científicos y culturales. En una sociedad donde la producción de conocimiento y el cambio de paradigma suceden continuamente, es esencial acceder a información con nuevos contenidos y formación continua. La asignatura del plan de estudios anima a los estudiantes a buscar nueva información y realizar una lectura crítica de la misma, así como asistir a reuniones y preparar documentos para su presentación en encuentro de estudiantes y seminarios de iniciación científica. El séptimo tiene varias áreas profesionales asociadas a esta área para que los estudiantes puedan saber cómo los ingenieros se organizan en grupos, cuáles son las responsabilidades de cada entidad y la manera de unirse a ellas. El Consejo Regional de Ingeniería y Agronomía de Bahía (CREA / BA), la Unión de Ingenieros de Bahía (Senge / BA) y la Asociación Brasileña de Ingeniería Sanitaria y Ambiental / Sección Bahía (ABES / BA) participan en una clase mediante la exposición de lo que hacen y estimulan la discusión de los problemas con los estudiantes. El último punto trabaja con la cuestión de la ética en la vida y en la ingeniería. En un país donde en las noticias aparecen a cada momento escándalos que involucran a empresas de ingeniería e ingenieros, el culto al individualismo y las actitudes respecto a la solidaridad entre las personas, incluso entre los estudiantes, se refuerza la necesidad de discutir y trabajar sobre el tema de la ética. Sin ningún tipo de preocupaciones de carácter ético o humanitario, la tecnología se pone al servicio de cualquier actividad, ya sea neutra, constructiva o destructiva. La ciencia y la tecnología no pueden ser separadas ni del ser humano que observa y experimenta, ni de los principios éticos. Si vamos a salvar la vida en este planeta Tierra, y tenemos poco tiempo para esto, más que nunca tenemos que poner la ciencia y la tecnología al servicio de la Ética y de los valores universales (Weil, 1994). Teniendo en cuenta que el tema de la ética es el bien común 115

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(Valls, 2010), se trabaja la importancia de la ingeniería como posible modificador del medio ambiente, de los hábitos y de la calidad de vida, la manera de vivir, de moverse, en fin modificador sustancial del propio comportamiento de la sociedad. El ingeniero debe tener una actitud profesional coherente y racional, siempre que se trate de adoptar soluciones adecuadas basadas en la aplicación de los conocimientos técnicos, guiados por unos principios éticos bien consistentes. La profesión no puede ser vista, desde el punto de vista ético, sólo como un medio para satisfacer intereses personales. La formación del ingeniero tiene un costo social que debe ser redimido por medio de su actuación ética ante la sociedad (Bazzo y Pereira, 2009). También se estudia en la asignatura, y de manera muy exhaustiva, el Código de Ética Profesional del Ingeniero, Arquitecto e Ingeniero Agrónomo adoptado por el Consejo Federal de Ingeniería y Agronomía (CONFEA). Recursos didácticos disponibles Bibliografía actualizada y vídeos (TV) proporcionados por el profesor que imparte la asignatura y puestos a disposición de los estudiantes para su lectura, proyección y discusión en el aula y elaboración de trabajos. Los estudiantes son alentados a utilizar la literatura disponible y la TV, así como para traer para conocimiento del profesor y compañeros de clase materiales y títulos que contribuyan al crecimiento del conocimiento intelectual de todos. La Universidad Federal de Bahía, y la Escuela Politécnica en particular, se enfrentan a dificultades financieras para proporcionar un número adecuado de los títulos de la bibliografía necesaria para satisfacer la demanda de los estudiantes. Formularios de evaluación practicados Segundo Demo (2003, p.22), "la forma más fructífera y conveniente para evaluar es motivar para la producción científica en su propio entorno, con libertad académica, en la que el alumno pueda afrontar el reto de crecer por sí mismo." Por lo tanto, la forma de evaluar la asignatura se llevará a cabo mediante la estimulación de los estudiantes, futuros ingenieros, en desarrollar su capacidad de expresión, sobre todo de forma escrita, pero también por la vía oral, a través de: 1) la interpretación individual de cinco textos escritos y / o cintas de vídeo (TV) sobre asuntos de contenido programático, con al menos dos páginas cada uno, entregados a la siguiente clase; 2) el desarrollo de una monografía individual, o trabajo de curso, teniendo el estudiante a producir el posicionamiento propio elaborado sobre un tema que forme parte del plan de estudios, partiendo de lo qué es una monografía, definiendo el tema y concluyendo con la presentación escrita del texto de la monografía, elaborada durante el curso de la asignatura, y que contenga por lo menos quince páginas; y 3) la presentación de un seminario en grupo, dando la oportunidad de trabajar en equipo de forma participativa, responsable y solidaria que desarrolle la expresión oral, después de trabajar en una elaboración creativa del tema elegido. 116

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De este modo, el profesor se enfrenta a algunos riesgos y desafíos, además de un mayor esfuerzo y dedicación, porque tendrá que leer más material producido por los estudiantes, estar disponible para consultas y debates, facilitar la retroalimentación constante, pudiendo ser engañado de varias maneras, a través de trabajo en grupo, donde sólo trabaja uno, a través de la copia y el plagio, a través de la compra de obras, riesgos estos que pueden ser mitigados si el profesor hace la medición directa con el alumno, para comprobar si el trabajo es de su propia elaboración (Demo, 2003). Los estudiantes evalúan el profesor y el curso la asignatura, cualitativamente y de forma oral al final del semestre, destacando lo que más y menos le ha gustado, así como haciendo sugerencias que pueden ser incorporadas en el momento en el que la asignatura vuelva a ser impartida. Modelo pedagógico La ingeniería, especialmente en Brasil, está saturada, tanto en lo profesional como en su enseñanza por el positivismo. El proceso educativo en ingeniería se imparte en general, sin sentido crítico, utilizando el modelo pedagógico de base empírica en casi la totalidad de la carrera. Sin embargo, el modelo pedagógico de esta asignatura curricular es aquél en el que el profesor mantiene relaciones con los estudiantes enfocadas al crecimiento intelectual de ambos. Se trata de un enfoque o intento de ejercicio del modelo constructivista o interaccionista, que según Von Linsingen y otros (1999) se puede representar como sigue: a) método: el conocimiento de fondo que se construirá con el estudiante; b) objetivo: causar perturbaciones en las construcciones mentales que el estudiante ya posee, instándole a construir y asimilar nuevos conocimientos; c) efectos: el error es considerado como un experimento, e indica la fase en que se encuentra el estudiante; d) funciones: el estudiante es considerado un ser pensante, con historia y universo mental previo ya interiorizado; el profesor es orientador y copartícipe en la construcción del nuevo, provocando perturbaciones que harán que el estudiante reestructure su universo personal; la escuela es un espacio que ayuda al alumno a integrarse en la sociedad y la cultura. Evaluación Los resultados de la evaluación de la asignatura han sido prometedores. Los seminarios han creado un espacio para el ejercicio de la capacidad crítica, presentados incluso con contenido y de forma creativa, se nota un creciente desarrollo en la interpretación de los textos y / o vídeos y de las monografías bien elaboradas, inclusive, las que mejores resultados han tenido en su evaluación han sido presentadas en congresos científicos. 117

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El acompañamiento, durante los últimos diez años, en el desempeño de los estudiantes de la asignatura ha demostrado que los mismos se sientan más comprometidos en la vida universitaria y se identifiquen con el área de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, más interesados en la investigación de grado y más expertos en la preparación de los informes técnicos y científicos, y sin duda influye en la reducción del número de estudiantes que abandonaran el curso (Figura 1), a pesar de que se requiere un control adicional en este proceso para una evaluación más concluyente.

Figura 1. Número de graduados, 2001-2010 (en 40 admitidos por año). Observación: En 2004 aconteció apenas uno semestre debido la huelga de los profesores.

Después de tomar el curso de la asignatura ENG. 014, los estudiantes están más inmersos en el campo de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental, así como el Curso de la UFBA ha formado profesionales más calificados, que están siendo, en su totalidad, absorbidos por las oportunidades de trabajo, teniendo en los últimos cinco años 42 de ellos sido aprobados en concursos para entrar en organismos públicos estatales y federales en las áreas de saneamiento, el medio ambiente y la salud y la Universidad recibió, por el desempeño de los egresados “en la vida professional”, el reconocimiento de la Empresa Baiana de Águas e Saneamento S/A (Embasa), de la Companhia de Engenharia Ambiental e Recursos Hídricos do Estado da Bahia (Cerb), de la Fundação Nacional de Saúde (Funasa), del Ministério das Cidades (MCidades) de Brasil, de empresas de proyectos y consultoría en Ingeniería, entre otros.

Conclusión La creación e implementación de la asignatura ENG.014-Introducción a la Ingeniería Ambiental y de Salud Pública se han mostrado acertados, llenando un vacío que existía hasta ese momento, despertando el interés en los recién ingresados estudiantes de la Universidad en el curso de 118

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Ingeniería Sanitaria y Ambiental, valorando los conocimientos que ya poseen y proporcionando oportunidades para el ejercicio de la reconstrucción y producción de conocimiento por ellos mismos. Así, la asignatura tiene como objetivo contribuir al desarrollo de la competencia profesional del futuro ingeniero, entendida como el vector resultante del saber (conocimiento), del saber hacer (habilidades) y de saber ser (actitudes), con el apoyo de recursos y condiciones proporcionadas a los Proyectos Político-Pedagógicos de la Institución y del Curso (Lelis, 2009). Se espera que al final de su trayectoria en el curso de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, el estudiante formado presente la madurez intelectual y moral que permita caracterizarlo como un sujeto autónomo en su hacer, con una capacidad técnica muy desarrollada y con una elevada capacidad creativa.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TALLERES DE IMPLEMENTACION TECNOLÓGICA: UNA OPCIÓN TRANSVERSAL PARA EL CURRICULUM DEL INGENIERO AMBIENTAL EN LA UNIVERSIDAD DEL MAR, MÉXICO

*R. Enríquez1 J. Amador-Hernández2 D. Jiménez3 H. López-Arjona2 M.-R. Gutiérrez1 G. Anaya1

TECHNOLOGICAL IMPLEMENTATION WORKSHOPS: A CROSS-CURRICULAR OPTION FOR THE ENVIRONMENTAL ENGINEER IN THE UNIVERSIDAD DEL MAR, MEXICO Recibido el 22 de abril de 2012; Aceptado el 22 de octubre de 2013

Abstract In this paper, we present the experience of an integration project that was developed during the 2nd, 3rd, and 4th semesters of the programs in Environmental Engineering at the Universidad del Mar in Mexico. It consisted of a series of workshops in technology implementations (TIT, for its acronym in Spanish), which were intended to be rendered not as ends in themselves, but as instruments in achieving educational goals. The preparation of students from a holistic perspective was facilitated by encouraging the development of meaningful learning through the integration of an interdisciplinary curriculum and contextualized learning. Specifically, this work gives an account of the development of TIT applied by a generation of ten students who were organized in five pairs. Each chose and justified the construction of a prototype, in this case, a solar oven, a grease separator, an evaporator, a wetland and a biodigester. The teams built, assessed, and implemented operational improvements for each prototype by integrating the knowledge learned in other courses, while discovering new concepts that would be reinforced in subsequent courses, all through their cooperative work. Key Words: crosscurricular courses, significative learning, educative innovation, environmental engineering. 1 Universidad

del Mar, Oaxaca, México del Papaloapan, Oaxaca, México 3 Escuela de Formación del Profesorado, Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, México *Autor corresponsal: Licenciatura en Ingeniería Ambiental, Universidad del Mar, Ciudad Universitaria S/N, Puerto Ángel, Dtto. de San Pedro Pochutla, C.P. 70902, Oaxaca, México. Email: enriquez@angel.umar.mx 2 Universidad

**Editor invitado: Dr Gonzalo Ruiz

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Resumo En este trabajo se presenta la experiencia de un proyecto de integración que se desarrolla durante el segundo, tercero y cuarto semestre de la carrera de Ingeniería Ambiental de la Universidad del Mar, en México. Éste consiste en una serie de Talleres de Implementación Tecnológica (TIT), en los que se buscó que los contenidos académicos pasaran a ser considerados no como fines en sí mismos, sino como instrumentos para el logro de metas formativas que facilitasen la preparación de los alumnos desde una perspectiva integral, fomentando el desarrollo de aprendizajes significativos mediante la transversalidad curricular, a través de la cual poder favorecer la interdisciplinariedad y la contextualización de los aprendizajes. En específico, este trabajo da cuenta del desarrollo de los TIT con una generación de estudiantes organizados en cinco parejas, en donde cada una eligió y justificó la construcción de un prototipo -un horno solar, un separador de grasas, un evaporador, un humedal y un biodigestor-. Los estudiantes construyeron, evaluaron y aplicaron las mejoras operativas de cada prototipo mediante la integración de los conocimientos adquiridos en otros cursos, el descubrimiento de otros que se reforzaron en los cursos subsecuentes, todo ello a través de su trabajo cooperativo Palabras clave: Cursos transversales, aprendizaje significativo, ingeniería ambiental, innovación educativa.

Introducción En la formación del Ingeniero Ambiental, como en cualquier otro profesional de la Ingeniería, se plantea una etapa inicial basada fundamentalmente en cursos intensivos de Matemáticas, Física y Química. Tradicionalmente, este proceso de enseñanza se ha centrado en el profesor, priorizando el desarrollo de los contenidos académicos a partir del planteamiento de los conceptos desde un enfoque deductivo, la realización de las demostraciones teóricas pertinentes, etc., con la pretensión de plasmar con rigor las teorías enunciadas y los contenidos que el docente considera relevantes. Dicha forma de abordar la enseñanza ha llevado a postergar la participación del estudiante en la búsqueda de respuestas que surgen como productos de sus inquietudes, esperando sean solventadas a lo largo de la carrera e inhibiendo su motivación inicial. Todo esto, pese a que en la etapa inicial de su formación los estudiantes están ávidos de tener un panorama amplio de su futura carrera, que les permita comprender la realidad en la que están inmersos. En este trabajo, se presenta la experiencia de un proyecto integrador desarrollado en la carrera de Ingeniería Ambiental de la Universidad del Mar (México), en el que se buscó que los contenidos académicos pasaran a ser considerados no como fines en sí mismos, sino como instrumentos para el logro de finalidades formativas que facilitasen la preparación de los alumnos desde una perspectiva integral, fomentando el desarrollo de aprendizajes significativos mediante la transversalidad curricular.

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A través de la transversalidad, se buscó favorecer la interdisciplinariedad y la contextualización de los aprendizajes, además de la oportunidad de que los alumnos participasen de manera protagónica en sus propios procesos de aprendizaje, dando lugar al desarrollo de un aprendizaje autónomo. Tal enfoque educativo fue dirigido al mejoramiento de la calidad educativa, que permitiese una comprensión reflexiva en la que los alumnos no solo aprendiesen habilidades y conocimientos necesarios para un mundo más tecnificado, sino enfrentasen desafíos reales como la interacción con compañeros a través de un proceso cooperativo, además del desarrollo de un juicio formativo que orientase un aprendizaje auténtico en el alumno. Con esta intención es que en el marco de la revisión en 2006, del Plan de Estudios de la Licenciatura en Ingeniería Ambiental se propuso el Taller de Implementación Tecnológica (TIT) como un bloque de tres asignaturas seriadas, con una duración de 36 horas por semestre cada una, ubicadas en los semestres II, III y IV. ¿Qué son los TIT, desde nuestra perspectiva?: Asignaturas con contenidos transversales, es decir, aquellas cuyo tratamiento requiere de diversas disciplinas abordadas desde el nivel adecuado de saberes, intereses y objetivos que se asignen (Díaz-Barriga, 2006 y Alarcón y col., 2003) y que permitirán abordar las habilidades, actitudes, e incluso valores, que suelen resultar poco evidentes en la construcción del perfil del futuro profesionista.  Espacios donde los estudiantes pueden desarrollar su creatividad, a través de: o La elección debidamente justificada de un prototipo de utilidad ambiental, seleccionado después de una búsqueda bibliográfica intensiva y el cual responda a la solución de un problema de interés particular en materiales de divulgación, dicha elección deberá ser justificada (TIT-1), o La construcción y operación de dicho prototipo, adaptándose a los materiales disponibles, de preferencia con material de reúso o reciclado, y a todas las limitaciones o situaciones adversas que pudiesen presentarse en la consecución de su objetivo (TIT-2). o El mejoramiento del prototipo construido a partir de la observación de su operación y la integración de conocimientos adquiridos hasta ese momento (TIT-3).  Ofrecen la oportunidad de que los estudiantes establezcan por sí mismos, una metodología para construir y operar el prototipo, aplicando así el método científico de manera inductiva, es decir, que aprendan haciendo (Felder y Prince, 2006).  Estructuras que favorecen el aprendizaje cooperativo, ya que a lo largo de tres semestres, el prototipo deberá ser desarrollado forzosamente en equipo. La conformación de los equipos la realizan de manera conjunta el coordinador del taller, los tutores (de ser posible) y el coordinador de la carrera, en función de las características 

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individuales de cada participante. Se pretende entonces lograr un efecto sinérgico con las características positivas de cada uno de los estudiantes. Adicionalmente, a través de estas estructuras de aprendizaje se busca formalizar hábitos dirigidos a la planeación y el registro de experimentos, así como la divulgación de sus resultados en forma oral y escrita. El reto en el desarrollo de los TIT es el de superar la fragmentación de las áreas de conocimiento y favorecer la adquisición de valores, formación de actitudes, la expresión de los intereses de los alumnos, maneras de entender el mundo y de las relaciones sociales que surgen en el desarrollo del proyecto en un contexto específico, favoreciendo un modelo pedagógico que transite de lo instructivo a lo formativo y que permita avanzar en el camino de un proyecto integrador como base del esquema curricular. Desarrollo de los TIT Experiencia de la impartición de los TIT en la generación 2006-2011. A raíz de la actualización del Plan de Estudios del Programa Educativo de Ingeniería Ambiental (PE-IA) en 2006, se acordaron los objetivos y alcances de las asignaturas TIT, su duración y ubicación dentro de la currícula, llegando a la distribución de la Figura 1. El reto más importante fue su implementación.

Figura 1. Retícula del Programa Educativo de Ingeniería Ambiental en la Universidad del Mar. TIT: Taller de Implementación Tecnológica 123

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El primer grupo estuvo constituido por 10 estudiantes, lo cual dio pie a trabajar con cinco equipos. Durante el TIT-1 (segundo semestre del curriculum), el objetivo fue que los equipos al final del semestre contaran con una propuesta justificada para la construcción de un prototipo de utilidad ambiental de su interés; la búsqueda de distintas opciones de prototipos se realizó principalmente por la internet. La selección del prototipo se dio a través de discusiones grupales de la pertinencia de cada una de las opciones presentadas por cada uno de los equipos. Las preguntas que debían responder los equipos son ¿Qué iban a construir? ¿Cómo? ¿Con qué? ¿Para qué? ¿En cuánto tiempo?; el análisis de la viabilidad de la construcción y del tipo de materiales a adquirir fue el principal eje de discusión. La evaluación de los estudiantes se dio a través de una lista de chequeo incluyendo tanto el tipo de habilidades a desarrollar como sus alcances; la co-evaluación y autoevaluación fueron necesarias para reafirmar el juicio del profesor. Es necesario resaltar que durante el primer TIT los estudiantes contaron con demostraciones de uso de herramientas que debían utilizar a lo largo de su implementación tecnológica, así como las condiciones de seguridad para su utilización. Al término del TIT-1, los equipos determinaron construir: a) un horno solar, b) un digestor anaerobio para la producción de biogás, c) un separador de grasas, d) un desalinizador y e) un humedal artificial (Figura 2).

Figura 2. Prototipos construidos en los TIT 1-3, generación 2006-2011: horno solar (a), digestor anaerobio para la producción de biogás (b), separador de grasas (c), desalinizador (d) y humedal artificial (e).

En el TIT-2 el objetivo primordial fue la construcción y evaluación del funcionamiento del prototipo mediante pruebas simples de operación. La evaluación de los alumnos se dio de diversas formas, todas contenidas en una lista de chequeo: (i) Avance de la construcción de acuerdo con el cronograma de actividades propuesto en el TIT-I, (ii) el uso de la bitácora, (iii) el uso de materiales reciclables, (iv) el trabajo en equipo, (v) el funcionamiento del prototipos, (vi) la creatividad de los equipos para la resolución de los problemas, (vii) el funcionamiento y (viii) presentación final de los resultados. Los prototipos finales pueden observarse en la Fig. 1. 124

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Inicialmente, las pruebas de funcionamiento de cada prototipo fueron de carácter cualitativo, partiendo de cuestionamientos tan simples como ¿funciona o no? Una vez que hubieron cursado la primera asignatura de Análisis Químico (análisis volumétrico, esencialmente) y adquirido confianza y entusiasmo en la implementación de su prototipo, se les facilitó el material y/o equipo necesario para la evaluación cuantitativa del funcionamiento, a través del uso de aparatos e instrumentos como estufas, balanzas analíticas, turbidímetro, pHmetro, conductímetro, reactivos y materiales, con el fin de realizar determinaciones como demanda química de oxígeno (DQO), fosfatos, salinidad, entre otros. En la Tabla 1 se muestra el material utilizado en la construcción de cada prototipo, principalmente de desecho, así como los parámetros utilizados para evaluar su funcionamiento.

Tabla 1. Materiales de construcción y parámetros evaluados en los prototipos construidos como proyectos de Implementación Tecnológica de la generación 2006-2011 del PE-IA Proyecto Material utilizado Evaluación de funcionamiento Tiempo de cocción de diferentes Horno solar Madera, aluminio, desechos de vidrio alimentos, temperatura máxima alcanzada Recipiente de acero inoxidable con manómetro y válvulas para desfogue de vapores, Sólidos volátiles, presión en el Digestor anaerobio recuperado como desecho tras el agotamiento recipiente, temperatura, pH de su contenido comercial; envase de solvente Recipientes de plástico, PVC, arena, carbón, Turbidez del agua Separador de grasas grava Tina, plantas de humedal, piedra pómez Medición de flujos, determinación de Biofiltro (también llamada pumita o pumicita), bidones fosfatos, DQO Salinidad del agua, temperatura, Desalinizador Madera, cristales, espejos volumen

Finalmente, el objetivo del TIT-3 fue la mejora tanto del prototipo como de los métodos analíticos utilizados para evaluar su funcionamiento. En el caso del grupo estudiado, dicho proceso llevó menos tiempo debido a que los estudiantes asumieron el compromiso de finalizar de la mejor manera su trabajo de implementación y se organizaron para evitar tomar el tiempo asignado a otras asignaturas. La evaluación, al igual que en el TIT-2, se llevó a cabo mediante el seguimiento de los avances y propuestas de mejora contenidos en una lista de chequeo; aquí la co-evaluación y la autoevaluación fueron fundamentales. Es necesario resaltar que al finalizar cada uno de los tres TIT, los estudiantes debieron presentar sus avances a través de seminarios ante la comunidad de la carrera de Ingeniería Ambiental.

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Implementación tecnológica de un horno solar y un biodigestor, ejemplos. En el presente apartado se mostrará a manera de ejemplificación dos de los proyectos que fueron realizados por dos equipos con diferente problemática en el manejo de su implementación. Horno solar (Sánchez Rodríguez y López Chávez, 2008). En este caso el parámetro elegido fue la temperatura, introduciendo un termómetro en el interior del horno, el cual constó de una caja de madera con una ventana de doble vidrio para evitar pérdidas de calor. El objetivo fue llegar a las mayores temperaturas posibles para disminuir los tiempos de cocción de los alimentos, por lo que las mejoras en el dispositivo consistieron en disminuir las fugas de calor, variar el material (madera, aluminio o metal) y el color del interior del horno (metálico o negro). Simultáneamente el equipo tuvo la iniciativa de verificar el tiempo de cocción de diversos alimentos y relacionarlos con las temperaturas alcanzadas. La figura 3 muestra la evolución de las temperaturas a lo largo del día bajo las diferentes condiciones evaluadas; se lograron temperaturas de hasta 115 °C con el interior de aluminio negro. Asimismo, se muestran diferentes tipos de alimentos que fueron cocinados hasta en 1 h (verduras y arroz). Con estos resultados fue posible inducir, con ayuda del coordinador del Taller, la influencia de los diferentes mecanismos de transferencia de calor (radiación, convección y conducción), así como propiedades de los materiales como la conductividad térmica en el proceso. Dichos conceptos se abordan en un curriculum normal de Ingeniería en el quinto o sexto semestre. Es necesario resaltar que este proyecto fue realizado por un equipo que tuvo problemas entre los integrantes por la poca participación de uno de ellos; sin embargo, la tolerancia del otro integrante y la intervención del coordinador hizo posible que el proyecto saliera avante.

Alimentos cocinados Verduras: tiempo de cocción, 1 h (4h en días nublados); temperatura de cocción: 110 º C. Filete de pescado: Tiempo de cocción, 1½ h. ¼ Kg de Arroz: tiempo de cocción, 1 h; temperatura de cocción: 100 º C.

Figura 3. Evolución de la temperatura alcanzada en el horno solar a diferentes condiciones internas 126

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Biodigestor (Morales Rangel y Cuevas Sánchez, 2008). En el caso del biodigestor, se utilizó un recipiente de acero inoxidable, el cual constaba con un respiradero y un manómetro, por lo que de manera natural, el parámetro de seguimiento fue la presión producida por los gases generados por la descomposición de la materia orgánica previamente introducida en el recipiente. Asimismo, se caracterizaron las diferentes cargas de materia orgánica mediante la medición del pH y la determinación de sólidos volátiles, variando el contenido de las cargas: estiércol de vaca + desechos de comida + agua residual + tierra, con el fin de poder relacionar la cantidad de sólidos volátiles con la presión de biogás generada. Uno de los principales problemas de este proyecto fue la mala hermeticidad del recipiente, por lo que la mejora de éste fue objetivo del TIT-3.

(a)

(b)

Figura 4. Evolución de la generación de biogás (a) para diferentes cargas y (b) para una misma carga en dos etapas

La producción de biogás de las dos últimas cargas introducidas son mostradas en la figura 3a; en el caso de la carga 5, se puede apreciar que alrededor del día 25 la presión se incrementa bruscamente, lo cual coincidió con el cambio de lugar del recipiente, descubriendo que la agitación del proceso era necesaria. En la carga 6 se mejoró la hermeticidad y se programaron agitaciones periódicas del recipiente, lo cual se vio reflejado en un incremento substancial de la presión en el recipiente, alcanzando el límite del manómetro al día 15, por lo que se desalojó el gas producido y se volvió a cerrar el recipiente. En la figura 4b se muestra la generación en dos etapas de la carga 6, obteniendo una curva típica de crecimiento microbiano mostrando las fases de adaptación, exponencial y el inicio de la estacionaria, conceptos que las estudiantes estudiarían ampliamente en el cuarto semestre de su formación en la asignatura de Microbiología. En el proyecto del biodigestor la cantidad de conceptos manejados por las 127

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estudiantes fue mayor, ya que en el análisis pudieron evaluar los efectos de la agitación en la transferencia de materia, la importancia de los balances de materia al intentar compaginar la materia orgánica introducida con la presión obtenida, la importancia de parámetros como pH y temperatura en el crecimiento de microorganismos, entre otros. En este caso las estudiantes y el coordinador se apoyaron de otros profesores de la planta académica. Asimismo, es conveniente resaltar que este equipo mostró desde un inicio disciplina, organización y perseverancia lo que les permitió concluir de manera satisfactoria el proyecto. Papel del coordinador. Los TIT requirieron de una participación del docente como mediador pedagógico, llevando a cabo un acompañamiento directo a los estudiantes y teniendo en cuenta sus necesidades e intereses de aprendizaje. Para lograrlo, se requirió además del dominio específico disciplinar, de una planeación didáctica y de actitud asertiva para lograr favorecer las relaciones interpersonales y el trabajo cooperativo de los alumnos. Bajo esta reorientación del rol docente, el profesor funge principalmente como coordinador y es esencial su disposición al trabajo de grupo ya que sobre él recae una buena parte de la responsabilidad de llevar a buen término la experiencia educativa. En el caso presentado en este trabajo, el profesor debió:  Coordinar sesiones grupales de trabajo para la solución conjunta de los problemas que se iban presentando, desde los relativos a la construcción y operación, hasta aquellos al interior de los equipos de trabajo. Si bien cada equipo era responsable de su prototipo, el resto conocía los problemas de sus compañeros y contribuían con ideas a la solución de éstos. El respeto fue el eje de la discusión, de manera que los estudiantes aceptaran las sugerencias o críticas de sus compañeros.  Apoyarse de la planta de profesores de la carrera para las asesorías a los estudiantes dada la naturaleza variable de los proyectos elegidos.  Probar varias formas de evaluación dada la naturaleza no convencional del curso, desde la autoevaluación por los alumnos, la evaluación por pares y la lista de chequeo de todos los rubros a evaluar.  Organizar un seminario al final de cada TIT para mostrar los avances de sus proyectos, invitando a participar a la comunidad de la carrera.  Mantener una actitud abierta ante todos los comentarios o desacuerdos que puedan surgir de parte de los equipos, ya sea debido a la conformación de éstos o bien en la misma conducción del Taller.  Impulsar el compromiso de los estudiantes hacia su formación, buscando la tolerancia hacia ideas contrarias, empujándolos a defender sus convicciones de manera razonada, etc.

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Conclusiones De la presente experiencia, se considera que los Talleres de Implementación Tecnológica cumplieron ampliamente con los objetivos y que su inclusión en la currícula del Ingeniero Ambiental de la UMAR fue un acierto, dado que se complementaron los cursos iniciales fundamentales en la formación del Ingeniero y estructurados con alto contenido teórico, con un espacio donde los estudiantes pudieron aprender haciendo, integraron conocimientos, desarrollaron su creatividad, intercambiaron opiniones, hicieron suyos los espacios académicos disponibles para su desarrollo profesional (laboratorios y talleres, entre otros). El profesor debe dar un seguimiento muy cercano tanto al desarrollo del trabajo y a la interacción entre los participantes en los equipos, como al hecho de evitar que descuiden sus cursos básicos. Los TIT favorecieron estructuras de aprendizajes más flexibles y dinámicas, de tal manera que los alumnos percibieron una contextualización real de su formación profesional en relación a los problemas de la vida cotidiana, dando lugar a un aprendizaje significativo a partir de la planeación de temas transversales, lo cual permitió vincular los contenidos de base conceptual con aspectos relevantes para la Ingeniería Ambiental respondiendo de tal manera a retos reales que enfrenta la Sociedad actual. La transversalidad curricular fue un instrumento articulador que permitió integrar en el diseño de las asignaturas (a) nuestras estrategias de aprendizajes en el desarrollo de los contenidos y (b) una revisión profunda del proceso evaluativo, interrelacionando así diversos elementos de modernización del proceso pedagógico. En consecuencia, se favorecieron las conexiones o puntos de encuentro entre lo disciplinario y lo formativo, considerando como una oportunidad la integración de aprendizajes desde una perspectiva sistémica que dirige el proceso de enseñanza y del aprendizaje. Además constituyó una alternativa viable para mejorar el vínculo entre la institución y la realidad socioeconómica, cultural y ambiental de la Sociedad que lo rodea, lo que sin duda favorece la toma de conciencia de los estudiantes de su papel social como profesionistas. Las habilidades, actitudes y valores reforzados gracias a asignaturas como los Talleres de Implementación dentro de un plan de estudios balanceado, repercutió sustancialmente en el desempeño de los estudiantes, bajando así la tasa de deserción de los estudiantes. Mientras en las generaciones precedentes a este nuevo Plan la tasa de deserción era de casi el 50% durante los dos primeros semestres, en esta generación piloto dicha tasa fue de 18 % en total, contando a un estudiante que renunció antes de cursar los TIT. Si bien a lo largo de la carrera se les presentaron problemas de distintas índoles, como el retraso de un integrante del grupo, es de resaltar que todos son actualmente egresados.

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Es de reconocer que el grupo de trabajo facilitó de manera importante el desarrollo de los Talleres. Como una manera de resaltar la importancia de los TIT, se muestran algunas de las opiniones vertidas por los equipos de estudiantes:  “nos parece que es una de las pocas materias que abarca aspectos tanto académicos como de relación grupal buscando la integración del mismo; la duración de la materia fue un factor importante pues hubo momentos complicados y de tensión que se discutieron y permitieron concluir satisfactoriamente”  “la materia sirvió para fomentar en el alumno un hábito de estudio, investigación y aprendizaje autodidáctico”  “ al final de este curso se puede comprender y apreciar que todas las materias en nuestro curriculum son importantes, y que nos dan las bases para poder desempeñarnos en el quehacer de Ingeniero Ambiental”  “descubrimos que se posee la capacidad de poner en marcha un proyecto a pesar de no contar con todas las bases necesarias, lo que lleva a la conclusión de que llevar a cabo un proyecto será más fácil cuando contemos con todas las bases y conocimientos académicos”

Agradecimientos Este trabajo no hubiera sido posible sin los estudiantes, agradecemos infinitamente a Ana Isabel, Ana Esther, Aurelio, Emanuel, Ernestina, Dalia, Gabriela, Guadalupe, Lorenzo y Pedro por el entusiasmo en el desarrollo de esta experiencia.

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La Revista AIDIS Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica agradece a las siguientes personas por su valiosa ayuda en el proceso de revisión de los artículos sometidos. Proceso de revisión 2013 Adalberto Noyola Robles Aldeney Andrade Soares Filho Alejandra Urtubia Alejandro Vargas Casillas Alma Concepción Chávez Mejía Anderson Alan da Cruz Coêlho André Monteiro Costa Andrés Donoso Bravo Armando Borges de Castilhos Jr Carlos Augusto de Lemos Chernicharo Catalina Maya Rendón Christian Vergara O. Constantino Gutiérrez Palacios Darci Barnech Campani Dorian Prato García Fátima Carvalho Francisca Rosenkranz Francisco J. Torner Morales Francisco Javier Cervantes Carrillo Franciso Molina Gabriela Moeller Chávez Gilson Barbosa Athayde Jr Gladys Vidal Glenda Cea Barcia Gloria Moreno Rodríguez Gonzalo Ruiz-Filippi Guilherme Araujo Pimentel Hellmuth E. Leal Humberto M. I. Tomas Chaves Isaac Zilberman Iván Moreno Andrade J. Ixbalak Torres Zúñiga Jean-François Mas Caussel Jorge de Victorica Almenida

Juan Carlos Quintero Liliana Borzaconni Vidal Liséte Celina Lange Luis Alcides Schiavo Miranda Luis Roberto Santos Moraes Manuel Salvador Rodríguez Susa Marcel Szanto Narea Marcelo Zaiat Marcia Zambrano Riquelme Marcos Portela Marcos von Sperling María Antonieta Gómez Balandra Maria Cristina Schiappacasse María Eugenia González Ávila María Inés Josefina Navarro González María Neftalí Rojas Valencia Mercedes Esperanza Ramírez Campero Mirna Noemí Argueta Moacir M. de Araujo Jr Murilo Daniel de Mello Innocentini Oscar González Barceló Pablo Kroff Pilar Tello Espinoza Rafael Kopschitz Xavier Bastos Rafael Val Segura Renata Rodríguez Rodrigo Gallotti Lima Rosa María Flores Serrano Rolando Chamy Maggi Silvio Montalvo Simón González Martínez Víctor Hugo Alcocer Yamanaka Vinka Craver 131