Vol7 no1 2014

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

Vol. 7, No. 1 6 de abril de 2014 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: Germán Buitrón Planta potabilizadora Acueducto II Querétaro

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).

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Vol. 7, No. 1 6 de abril de 2014

Tabla de Contenido Vol. 7, No 1.

1.-

PANORAMA DA SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL NAS MELHORES UNIVERSIDADES DA AMÉRICA LATINA OVERVIEW OF ENVIRONMENT SUSTAINABILITY IN TOP UNIVERSITIES IN LATIN AMÉRICA Stevan Cardinal Brondani, Luciana Londero Brandli, Marcos Antonio Leite Frandoloso, Sabrina Vieira

1 - 10

2.-

BIORREMEDIAÇÃO DO EFLUENTE DE CULTIVO DE TILÁPIA DO NILO PELA MICROALGA Spirulina platensis BIOREMEDIATION OF WASTEWATER OF NILE TILAPIA CULTIVATION BY MICROALGAE Spirulina platensis Anderson Alan da Cruz Coelho, Hundson Damasceno Maia, José William Alves da Silva, João Henrique Cavalcante Bezerra, Renato Teixeira Moreira, Wladimir Ronald Lobo Farias

11 - 18

3.-

AMMONIACAL NITROGEN REMOVAL FROM SANITARY LANDFILL LEACHATE BY STRIPPING PROCESS USING A BAFFLED REACTOR Luciana Paulo Gomes, Marcelo Oliveira Caetano, Luis Alcides Schiavo Miranda

19 - 32

4.-

FACTIBILIDAD DEL USO DE BIOGÁS COMO COMBUSTIBLE EN LA INDUSTRIA LADRILLERA DEL MUNICIPIO DE CHIAPA DE CORZO, CHIAPAS, MÉXICO FEASIBILITY OF USING BIOGÁS AS A FUEL, IN THE BRICK INDUSTRY IN THE MUNICIPALITY OF CHIAPA DE CORZO, CHIAPAS, MEXICO Cesar Gómez, Neín Farrera, Joel Moreira

33 - 44

5.-

QUANTIFICAÇÃO DOS PARÂMETROS FÍSICOQUÍMICOS DOS EFLUENTES ORIUNDOS DA PURIFICAÇÃO DO BIODIESEL DE ÓLEO VEGETAL E GORDURA ANIMAL MEASUREMENTS OF PHYSICAL AND CHEMICAL PARAMETERS IN THE WASTEWATER PURIFICATION ARISING OUT OF THE BIODIESEL PLANT OIL AND ANIMAL FAT Fernando Pedro Dias, Ana Vivian Parente Rocha Martins, Alexandre Colzi Lopes, Ronaldo Ferreira do Nascimento, Ronaldo Stefanutti, Erika Almeida Sampaio Braga

45 - 57

6.-

7.-

EFEITOS DA VARIAÇÃO DE SÍLICA NO DESENVOLVIMENTO DA MICROALGA DIATOMÁCEA Thalassiosira fluviatilis EFFECT OF SILICA CHANGES IN THE DEVELOPMENT OF DIATOMACEOUS MICROALGAE Thalassiosira fluviatilis Renato Teixeira Moreira, Francisco Farley Vasconcelos de Sousa, José Reges da Silva Lobão, Leonardo Galvão de Freitas Albuquerque, Wladimir Ronald Lobo Farias SERVIÇOS DE ÁGUA E ESGOTO DISPONIBILIZADO POR CONCESSIONÁRIAS REGIONAIS NO BRASIL WATER AND SEWAGE SERVICES PROVIDED BY BRAZILIAN REGIONAL COMPANIES Lucy Barbosa Melo Santos, Alcido Elenor Wander

58 - 65

66 - 77

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

PANORAMA DA SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL NAS MELHORES UNIVERSIDADES DA AMÉRICA LATINA

Stevan Cardinal Brondani1 *Luciana Londero Brandli1 Marcos Antonio Leite Frandoloso2 Sabrina Vieira2

OVERVIEW OF ENVIRONMENT SUSTAINABILITY IN TOP UNIVERSITIES IN LATIN AMÉRICA Recibido el 12 de agosto de 2013; Aceptado el 24 de enero de 2014

Abstract There are many kinds of rankings in the world for universities, according to specific criteria. One of these is the Quacquarelli Symonds (QS), which ranks the top universities in Latin America (LA). This research aims to identify whether these universities, considered the best in Latin America, utilize environmentally sustainable practices in their campuses. In order to identify the environmental practices of these universities, two approaches were undertaken at the top 200 universities: I) a survey of the university websites to evaluate action related to: air, water, wastewater, transportation, solid waste, energy, environmental practices and environmental management.

II) a questionnaire mailing to universities about their environmental practices related to the same points. For analysis of the data from the university websites we applied the technique of content analysis. The results show a lack of data information in the university websites with a higher incidence of action in environmental education and waste management and presents an overview, showing that, though considered models in education, these universities still need to focus attention on issues related to environmental sustainability in university campuses.

Keywords: Environment Sustainability; Practices; Latin America Universities; Ranking.

1 Programa

de Pós-Graduação Engenharia Civil e Ambiental (PPGENG), Universidade de Passo Fundo, RS, Brasil. de Engenharia e Arquitetura, Universidade de Passo Fundo, Brasil. *Autor corresponsal: Universidade de Passo Fundo, Bairro São José, BR 285, CEP 99052-900, Passo Fundo/RS, Brasil. Email: brandli@upf.br 2 Faculdade

1

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Resumo Existem vários tipos de classificações sobre universidades cada qual com critérios específicos. Um dos mais significativos é o Symonds Quacquarelli (QS), que entre suas várias publicações, classifica as melhores universidades da América Latina (AL). Esta pesquisa tem como objetivo identificar se essas universidades, consideradas as melhores da América Latina, possuem práticas ambientalmente sustentáveis em seus campi. Para identificar as práticas ambientais destas universidades, duas abordagens metodologicas foram usadas: I) pesquisa nos sites das universidades e II) um questionário enviado via email para os gestores das universidades sobre as práticas relacionadas aos mesmos pontos. Os resultados mostram falta de informações nos sites com destaque nas ações em educação ambiental e gestão de resíduos sólidos. A visão geral mostrada nesta pesquisa aponta para uma necessidade de maior atenção das universidades em relação a sustentabilidade ambiental em seus campi e a divulgação das mesmas.

Palavras-chave: Sustentabilidade Ambiental; Práticas; Universidades na América Latina; Classificação.

Introdução A Declaração da Década a Educação para o Desenvolvimento Sustentável 2005-2014, preconiza que, após séculos de descaso diante dos recursos naturais do planeta, é preciso aprender a viver de forma sustentável. Para tanto, é necessário transformar o comportamento da sociedade mundial, buscando comprometimento para com todos os seres vivos e para com a natureza como um todo (UNESCO, 2005). Segundo a UNESCO (2005), é preciso integrar princípios e práticas de desenvolvimento sustentável nos ambientes de ensino, em todos os aspectos de aprendizagem, abordando o problema em âmbito social, econômico, cultural e ambiental. A Declaração da Conferência Regional de Educação Superior na América Latina e no Caribe – CRES 2008 destaca necessidade de desenvolvimento integral e sustentável, pois a educação é crucial para transformar valores que hoje estimulam um consumo não sustentável, sendo papel fundamental das instituições de ensino a orientação para encontrar alternativas que visem a melhorias no bem-estar sem que este represente um aumento no consumo de energia e materiais.

Embora as universidades e instituições de ensino superior sejam geradoras de conhecimento e devam, em tese, ter consciência da importância de se adotar uma gestão ambiental, nem sempre é o que acontece, pois a conscientização ambiental, que deveria estar presente nos currículo de todos os cursos de graduação e pós-graduação, ainda é uma realidade a ser conquistada. Neste contexto, Nicolaides (2006) coloca que para uma universidade se tornar ambientalmente sustentável, a mudança é necessária.

O Quacquarelli Symonds foi a primeira organização a publicar uma classificação específica para as melhores Instituições de Ensino Superior da América Latina, em outubro de 2011. Seus critérios de classificação abrangem indicadores de qualidade da instituição de ensino superior, reputação no meio acadêmico, produção científica realizada nos últimos anos, análise da 2

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qualificação do corpo docente e relevância internacional. Entre estes critérios, no entanto, não são consideradas as questões ambientais e a existência de práticas de sustentabilidade ambiental nas instituições de ensino superior (IES) na América Latina, o que suscitou a necessidade de avaliar se estas universidades consideradas destaques na America Latina também poderiam ser exemplos de Universidades Sustentáveis.

Neste sentido, o presente trabalho possui como objetivo avaliar a sustentabilidade ambiental das melhores instituições de ensino superior da América Latina, classificadas de acordo com a classificação Quacquarelli Symonds (QS). Em 2008, foi realizado o primeiro Encontro LatinoAmericano de Universidades Sustentáveis (ELAUS), na Universidade de Passo Fundo, que teve como objetivo mostrar as práticas e pesquisas que estão sendo feitas, e debater os conceitos de sustentabilidade e o papel das instituições de ensino superior perante o desenvolvimento sustentável. Já naquele evento se verificaram muitas inciativas isoladas das universidades em prol da sustentabilidade. (Brandli et al., 2010).

Durante a última década, um número crescente de instituições de ensino superior tem se empenhado na integração e institucionalização de sustentabilidade em seus currículos e pesquisas (Lozano, 2011). Para Nicolaides (2006) as universidades, como cidadãos do mundo, devem estar totalmente comprometidas com questões de sustentabilidade e no avanço do conhecimento, que é capaz significativamente de agregar valor a meta de longo prazo de um ambiente totalmente sustentável. Na visão de Moore (2005) existe uma obrigação para as universidades se tornarem líderes no movimento de evitar o colapso ecológico global. Bero (2012) acrescenta que as universidades modernas são grandes empresas compostas por uma grande variedade de elementos funcionais, que incluem não somente as salas de aula, mas também os laboratórios, escritórios, dormitórios e demais dependências que devem ser instrumentalizados para este fim. Segundo este autor, há muitas possibilidades de se inovar culturalmente para resolver os problemas ambientais.

Existem muitos estudos usando campi universitários como uma oportunidade de educação para a sustentabilidade. (Shriberg, 2012; Brett e Levy, 2011). Ao se observarem as IES da América Latina, nota-se um crescente e expressivo aumento no número de instituições e alunos em todos os países. (CEPAL, 2013). Assim, estas universidades vêm ganhando importância no contexto internacional e merecem atenção.

Para avaliar a eficácia das IES diz respeito à sustentabilidade é indispensável que se tenham indicadores que possibilitem monitorar a sustentabilidade em Instituições de Ensino Superior e propiciem a verificação das contribuições destas instituições para a sua promoção de forma geral.

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Os benefícios de analisar a sustentabilidade em uma Instituição de Ensino Superior incluem: identificar experiências e benchmarking, comunicação e objetivos comuns, melhores práticas, além de definir métodos e medir o progresso, entre outras (SHRIBERG, 2002).

Metodologia Os resultados apresentados neste artigo referem-se a sustentabilidade ambiental das 200 melhores universidades da América Latina segundo o QS University Ranking América Latina no ano 2011. Estas 200 universidades pesquisadas estão localizadas no Brasil, México, Argentina, Chile, Colômbia, Peru, Venezuela, Uruguai, Costa Rica, Cuba, Equador, Bolívia, Panamá, Paraguai e Porto Rico, conforme a Figura 1.

Figura 1: Mapa de localização das IES. Fonte: Próprio autor.

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Os dados foram obtidos por meio de uma pesquisa nos sites destas universidades. Após este procedimento de coleta de dados, foi realizada uma análise de conteúdo de acordo com os seguintes itens: ar, água, efluentes, transporte, resíduos sólidos, energia, boas práticas ambientais, gestão ambiental e se possuía política ambiental, certificação ISO 14001, plano diretor e algum site com informações ambientais, criando uma tabela por país para cada universidade.

Além disto, foi enviado um questionário por e-mail para os dirigentes das universidades com questões relacionadas as ações ambientais nas mesmas. Apenas 37 questionários foram retornados. O programa utilizado para gerar e armazenar os dados dos questionários foi o SurveyMonkey. Este programa torna possível a formação de um banco de dados, o que possibilita a análise dos indicadores. Os indicadores de sustentabilidade ambiental utilizados na elaboração do questionário foram baseados no questionário da ULSF (2009), nos relatório de sustentabilidade Global Reporting Initiative (2011) e The College Sustainablity Report Card (2009), Couto et al. (2005).

Resultados e discussão Panorama da sustentabilidade das IES com dados disponíveis nos sites De acordo com a Figura 2, quanto à certificação ISO 14001, observa-se um baixo valor em relação às demais categorias, devido ao fato de apenas uma universidade brasileira e duas universidades mexicanas serem certificadas. Em relação à gestão ambiental pode-se perceber que mais de 50% das universidades não realizam qualquer ação relacionada com a gestão ambiental.

1.5%

Possui ISO 14001

6.5%

Possui plano diretor Efluente

8.0%

Ar

9.0%

Transporte Possui Politica Ambiental Possui Site com inf. Ambientais Energia Água Gestão Ambiental Resíduos sólidos Boas práticas ambientais

0.0%

13.5% 15.0% 15.5% 23.0% 25.0% 32.5% 53.0% 61.0%

20.0%

40.0%

60.0%

80.0%

Figura 2: Práticas ambientais realizadas pelas universidades.Fonte: Próprio autor.

5

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Projetos ligados a resíduos sólidos apresentaram um percentual elevado se comparado com os demais itens, atingindo um valor de 59,5% das universidades que realizam algum tipo de projeto nesta área, como reutilização, reciclagem, gestão de resíduos entre outras ações. Isso pode ser explicado devido ao fato de que as universidades geram resíduos sólidos de diversos tipos, o que acarreta em tratamentos diferentes e na necessidade da coleta seletiva. Além disso, de acordo com Nolasco, Tavares e Bendassolli (2006), as universidades de todo o mundo vêm implantando programas de gerenciamento de resíduos, reconhecendo a responsabilidade do gerador sobre os resíduos e também levando em conta as preocupações ambientais existentes e a sustentabilidade.

Quadro 1: Panorama geral dos dados disponíveis nos sites das IES CATEGORIA: AR

CATEGORIA: TRANSPORTE

Mapeamento de CO2

0.5%

Incentivo a caronas

3.0%

Centro de pesquisas armazenamento geológico carbono

0.5%

Incentivo ao uso de bicicleta

5.5%

Monitoramento da qualidade do ar

4.5%

Transporte sustentável

8.0%

Programa de redução de CO2

4.0%

CATEGORIA: ÁGUA

CATEGORIA: ENERGIA Programa de uso eficiente e racional

21.0%

Uso de Energia sustentável

5.0%

Uso Racional

18.5%

Reuso de águas servidas

6.0%

CATEGORIA: GESTÃO AMBIENTAL

Diagnóstico de consumo de água

0.5%

Pessoa responsável

5.0%

Controle de qualidade

4.0%

Possui PDI

8.0%

Aproveitamento da Água de chuva

2.0%

Agenda ambiental

7.0%

Gerenciamento do consumo da água

8.0%

Comissão de meio ambiente

20.0%

Educação ambiental

44.5%

CATEGORIA: EFLUENTE Reúso

4.0%

Premio ambiental

1.0%

Possui ETE

7.0%

Banheiro seco (não usa água no banheiro)

0.5%

Tratamento terceirizado

0.5%

Dialogos e treinamentos na área ambiental

28.0%

Reflorestamento

4.5%

CATEGORIA: RESÍDUOS SÓLIDOS Reciclagem de óleos(geral) e lubrificantes

3.0%

Observatório ambiental

3.5%

Reutilização

10.5%

Edificações Sustentáveis

4.5%

Programa de Coleta seletiva

32.0%

Tem Unidade de Conservação

4.0%

Reciclagem

27.0%

Gerenciamento de resíduos

30.0%

POSSUI POLITICA AMBIENTAL

15.0%

Coleta de resíduos químicos

5.5%

POSSUI PLANO DIRETOR

6.5%

POSSUI SITE COM INFORMAÇÕES AMBIENTAIS

15.5%

POSSUI CERTIFICAÇÃO IS0 14001

1.5%

Compostagem

3.0%

Pontos para coleta de residuos radioativos

6.0%

Pontos para coleta de resíduos eletrônicos

6.5%

OUTRAS INFORMAÇÕES

Fonte: Próprio autor 6

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O item boas práticas ambientais está relacionado à educação ambiental, diálogos e treinamentos específicos na área ambiental e demais projetos de sustentabilidade. Esta categoria atinge um percentual de 62%, sendo a mais expressiva dos resultados obtidos no que se refere às 200 universidades pesquisadas. O Quadro 1 resume os resultados encontrados dentro de cada categoria, mostrando assim as ações desenvolvidas pelas 200 universidades.

De acordo com o QS University Rankings: América Latina, das 200 melhores em 2011, 64 estão no Brasil, 36 no México, 25 na Argentina, 25 no Chile, 21 na Colômbia, 6 no Peru, 5 na Venezuela, 4 no Uruguai, 3 na Costa Rica, 3 em Cuba, 3 no Equador, 2 na Bolívia, 1 no Panamá, 1 no Paraguai e 1 em Porto Rico. Há uma tendência de equilíbrio entre Brasil, México e Colômbia dos os países com IES de melhor desempenho nestes indicadores analisados, pelo fato de aparecem indicados por um maior número de universidades. Por meio de uma análise de dados por país, observa-se que as ações ambientais das universidades estão, em sua maioria, voltadas para a coleta seletiva, reciclagem e reuso dos resíduos, e para a educação ambiental. Também se observa que o plano diretor ainda precisa ser realizado em diversas instituições, visto que apareceu apenas no Brasil e na Argentina.

Panorama geral dos questionários on-line A Quadro 2 detalha o percentual de incidência das ações ambientais em cada categoria. Com relação a água e energia um item que aparece em destaca é campanhas de conscientização para a comunidade acadêmica. Na categoria resíduos sólidos 84% das universidades indicaram que fazem programa de coleta seletiva. Cerca de 35% indicaram possuir unidade de tratamento de efluentes. Sobre a categoria ar, quase 50% não desenvolvem questões específicas. Com relação a existência de uma política ambiental, 54% indicaram que possuem, integrada ou não a outras políticas da IES. Os resultados de maneira geral corroboram com os obtidos pelas análises dos sites, mostrando foco das universidades nas ações relacionadas a resíduos sólidos e a educação ambiental.

Classificação da sustentabilidade A partir da indicação das ações ambientais das universidades foi elaborada uma classificação da sustentabilidade com base nas ações ambientais entre estas 37 instituições. A Universidade com um maior número de ações implementadas, com 82% delas, está localizada na Colômbia, e a com menor número possui 11% de ações e está no México. Fazendo-se uma comparação com a classificação de sustentabilidade e o QS (Tabela 1), observa-se que os resultados não possuem relação direta, significando que as universidades consideradas as melhores da América Latina segundo os critérios da classificação QS não são necessariamente as melhores em termos de práticas ambientais em seus campi.

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Quadro 2: Panorama dos questionários online Categori as

Água

Tratamentos de Efl uentes

Ar

Resíduos Sól i dos

Energi a

Pol íti ca Ambi enta

Gestão Ambi ental Certi fi cação Ambi ental (ISO 14001) Pl ano Di retor

Boas Prati cas Ambi entai s

Opções de respostas Monitoramento com indicadores específicos Reuso de água da chuva Reuso de águas servidas (pia, chuveiro, etc) Metas de redução do consumo de água Campanhas de conscientização para a comunidade acadêmica Não desenvolve questões especificas Outro (especifique) Monitoramento com indicadores específicos Reuso Metas de reciclagem Processo para diminuir a geração Possui unidade de tratamento de efluentes Não desenvolve ações especificas Outro (especifique) Monitoramento com indicadores específicos Metas de qualidade do ar Há campanhas de conscientização Não desenvolve questões especificas Outro (especifique).

Programa de coleta seletiva no campus Destinação correta dos resíduos laboratoriais Campanha e incentivo para uso dos 3 R ( Reciclar, Reutilizar e Reduzir) Existem campanhas para redução do uso de papeis no campus universitário A instituição incentiva o uso de papel reciclado Outro (especifique).

Monitoramento do consumo de energia com indicadores específicos Metas para redução do consumo de energia Na instituição existe o uso de energia renováveis Campanhas de conscientização à comunidade acadêmica Não desenvolve ações especificas

% 54 43 14 49 65 5 16 30 14 14 32 35 19 32 24 11 38 49 14 84 68 59 54 59 35 59 51 19 57 14

Outro (especifique) Sim, integrada com as demais políticas da IES Sim, especifica para o meio ambiente Não possui Possui gestor responsável pelo setor ambiental no campus Existem fóruns institucionais que debatem as questões ambientais do campus Divulgam dados de indicadores ambientais Possui relatório de sustentabilidade ambiental Sim Não, mas planejam ter Não mas cumprem os procedimentos para obter Sim, de maneira formal De maneira informal Não possuem Promove ações de educação ambiental Campanhas de consumo consciente

16 27 27 46 65

Contratação de fornecedores com boa conduta ambiental Incentivo ao uso de transporte coletivo Incentivo ao uso de bicicletas Incentivo a caronas Não desenvolvem nenhum tipo de ação

46 38 35 22 5

65 32 32 5 68 27 70 21 8 89 65

Fonte: Próprio autor

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Tabela 1 - Comparação dos resultados entre a classificação de sustentabilidade e o QS CO 6 BR 14 BR 16 MX 29 BR 22 BR 52 BR 33 BR 5 BR 63 BR 36 CU 2 CO 1 BR 48

1° 2° 3° 4° 5° 6° 7° 8° 9° 10° 11° 12° 13°

62° 38° 45° 144° 76° 188° 105° 14° 199° 171° 130° 6° 184°

BR 20 BR 9 BR 62 BR 29 UY 1 BR 53 BR 31 BR 26 BR 40 BR 30 BR 19 BR 24 MX 22

14° 15° 16° 17° 18° 19° 20° 21° 22° 23° 24° 25° 26°

69° 28° 198° 96° 94° 189° 98° 88° 175° 97° 61° 82° 116°

BR 23 BR 45 BR 55 BR 7 BR 18 PE 3 BR 44 BR 15 BR 59 BR 41 MX 15

27° 28° 29° 30° 31° 32° 33° 34° 35° 36° 37°

81° 181° 191° 16° 59° 75° 180° 42° 195° 176° 103°

.

Fonte: próprio autor.

Legenda: SUS –Classificação de sustentabilidade; QS – Classificação Symonds Quacquarelli

Conclusão Com relação à metodologia de coleta de dados utilizada, deve-se considerar que os resultados obtidos por meio dos sites ficam dependentes da publicação da informação ou não pela universidade. Uma correção deste erro foi esperada a partir das informações enviadas por mala direta via questionário, o que também não se teve o retorno esperado. Pôde-se concluir com este panorama as melhores universidades não divulgam devidamente suas ações ambientais, quando existem. Entretanto a pesquisa nos sites e o questionário online, demostra que as Instituições de Ensino Superior Latino-Americana sinalizaram preocupação e comprometimento satisfatório em relação as categorias resíduos sólidos e boas praticas ambientais.

Ao se chegar ao final da Década para o desenvolvimento sustentável preconizada pela UNESCO (2005) esperava-se que mesmo não sendo um critério oficial, as questões de sustentabilidade reveladas por meio de práticas ambientais estivessem mais visíveis entre as universidades.

Em 2012 o Quacquarelli Symonds (QS, 2013) publicou uma nova classificação para as Universidades da América Latina. Os seus critérios permaneceram os mesmos. A única mudança em relação a classificação de 2011 foi o aumento para 250 universidades, 50 a mais do que no ano anterior. Fazendo-se uma análise sobre a manutenção das universidades que estavam entre as melhores no ano de 2011 as quais foram o foco desta pesquisa, 97,5% permaneceram classificadas em 2012.

Agradecimentos À Fapergs Processo 11/1089-6 pelo apoio financeiro para realização da pesquisa e ao CNPQ pela bolsa de Iniciação Científica. A todas as IES que se disponibilizarama participar da pesquisa.

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

BIORREMEDIAÇÃO DO EFLUENTE DE CULTIVO DE TILÁPIA DO NILO PELA MICROALGA Spirulina platensis BIOREMEDIATION OF WASTEWATER OF NILE TILAPIA CULTIVATION BY MICROALGAE Spirulina platensis

*Anderson Alan da Cruz Coelho1 Hundson Damasceno Maia2 José William Alves da Silva1 João Henrique Cavalcante Bezerra2 Renato Teixeira Moreira2 Wladimir Ronald Lobo Farias2

Recibido el 29 de septiembre de 2013; Aceptado el 26 de febrero de 2014

Abstract The potential environmental impacts from intensive aquaculture have increased public concern about the sustainability of the activity. This study aimed to evaluate the production of algal biomass and removal rate of nitrogen compounds by Spirulina platensis in effluent of juvenile Nile tilapia (Oreocrhomis niloticus). The experiment was conducted at the Biotechnology Centre Applied Aquaculture (CEBIAQUA) of the Department of Fisheries Engineering, Ceará Federal University. For the cultivation of S. platensis, initially the inoculum was cultivated in alternative chemical medium and later adapted to the effluent of Nile tilapia. After the full development of S. platensis, collection of the microalgae was performed by filtering the water 60 micrometers screens. We monitored the levels of ammonia, nitrate and nitrite during the trial period of 29 days. The results showed that the microalgae easily adapted and developed in the effluent of Nile tilapia and there was a significant bioremediation of effluent, reducing the concentrations of ammonia, nitrate and nitrite.

Keywords: Spirulina platensis, Nile tilápia, bioremediation.

1 Instituto

Federal do Ceará, Brasil Federal do Ceará, Brasil *Autor corresponsal: Curso Técnico em Aquicultura, Instituto Federal do Ceará, Av. Santos Dumont, S/N, Julia Santiago, Morada Nova, Ceará, CEP - 62.940-000, Brasil. Email: anderson.coelho@ifce.edu.br 2 Universidade

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Resumo Os potenciais impactos ambientais provenientes da aquicultura intensiva têm aumentado à preocupação da sociedade quanto à sustentabilidade da própria atividade. O presente trabalho teve como objetivo avaliar a produção de biomassa algal e taxa de remoção dos compostos nitrogenados pela microalga Spirulina platensis em efluente de juvenis de tilápia do Nilo (Oreocrhomis niloticus). O experimento foi realizado no Centro de Biotecnologia Aplicada a Aquicultura (CEBIAQUA) do Departamento de Engenharia de Pesca da Universidade Federal do Ceará. Para o cultivo de S. platensis, inicialmente, o inóculo foi cultivado em meio químico alternativo e posteriormente adaptado ao efluente de tilápia do Nilo. Após o completo desenvolvimento da S. platensis, a coleta da microalga foi realizada através de filtragem da água em telas de 60 µm. Foram monitorados os níveis de amônia, nitrato e nitrito durante o período experimental de 29 dias. Os resultados mostraram que a microalga se adaptou facilmente e se desenvolveu no efluente das tilápias do Nilo e houve significativa biorremediação do efluente, reduzindo as concentrações de amônia, nitrato e nitrito.

Keywords: Spirulina platensis, tilápia do Nile, biorremediação.

Introdução O crescimento intensivo da aquicultura tem afetado seriamente os ecossistemas aquáticos.

Muita dessas tecnologias de cultivo adotadas atualmente não se justifica principalmente do ponto de vista ambiental. Dessa forma, para que a produção continue em crescimento, uma das alternativas é o desenvolvimento de novas tecnologias que utilizem menos espaço e produzam o mínimo de impactos ambientais (Jones et al., 2002).

Os impactos negativos provenientes dos efluentes da aquicultura dependem da espécie cultivada, intensidade do cultivo, densidade de estocagem, composição da ração utilizada, técnicas de alimentação dos animais e hidrografia da região. Os viveiros de aquicultura podem lançar quantidades significativas de N (nitrogênio) e P (fósforo) em corpos de água adjacentes e a intensificação da aquicultura necessita de grande aporte de água, fertilizantes, rações e produtos veterinários, que eventualmente vão para o ambiente. Em muitos lugares, a atividade é caracterizada pela pequena taxa de renovação de água devido às condições hidrodinâmicas, tornando a dispersão dos poluentes pouco eficiente (Boyd, 2003).

De acordo com o autor os potenciais impactos ambientais provenientes da aquicultura intensiva têm aumentado à preocupação da sociedade quanto à sustentabilidade da própria atividade.

Esta prática pode resultar na poluição dos recursos hídricos, dos quais as fazendas de aquicultura são completamente dependentes.

Esforços globais para o desenvolvimento de novas técnicas de cultivo mais sustentáveis na aquicultura têm sido buscadas devido aos potenciais impactos negativos da atividade. Uma das alternativas é a fitorremediação que utiliza vegetais aquáticos para assimilar os nutrientes produzidos pelo cultivo de animais aquáticos. Esta técnica é considerada como uma das mais 12

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ecologicamente corretas dentre todas as técnicas conhecidas em aquicultura, com o mais eficiente uso dos recursos e uma grande resiliência contra as flutuações ambientais (Arana, 2004). As algas podem absorver grandes quantidades de nutrientes dissolvidos (orgânicos e inorgânicos), geralmente com preferência para a amônia (Porrello et al., 2003).

A habilidade das algas de absorver rapidamente os nutrientes da água para seu crescimento e também de acumulá-los como reserva na forma de aminoácidos e pigmentos, as tornam ideais para melhorar a qualidade dos efluentes provenientes da aquicultura (Lourenço, 2006). Assim, a utilização de algas para absorver os nutrientes dissolvidos pode, realmente, melhorar a qualidade da água proveniente do cultivo intensivo de organismos aquáticos. Essa técnica tem se mostrado bastante eficiente no tratamento de águas residuais da aquicultura intensiva.

Uma das espécies componentes do fitoplâncton que pode ser utilizada como fitorremediadora de efluentes da aquicultura intensiva é a Spirulina (Arthrospira) platensis, uma cianofícea com um elevado teor de proteína, nutrientes essenciais e compostos antioxidantes, uma vez que também necessita de nutrientes para a produção de biomassa, os quais podem ser obtidos em efluentes de cultivo de tilápia do Nilo, Oreochromis niloticus, amplamente cultivada no Estado do Ceará (Colla et al. (2007). O presente trabalho teve como objetivo avaliar a biorremediação do efluente de tilápia do Nilo pela microalga Spirulina platensis, bem como a produção de biomassa algal.

Material e métodos A Spirulina platensis foi obtida no cepário do laboratório de Planctologia do CEBIAQUA do Departamento de Engenharia de Pesca da Universidade Federal do Ceará (UFC). Inicialmente, o inóculo foi cultivado em meio de cultura alternativo preparado com os sais NaCl (5.0 g L-1) e NaHCO3 (10.0 g.L-1) que foram diluídos em um recipiente contendo água submetida a uma forte aeração por 24 horas. Posteriormente, foram adicionados 1.0 g L-1 do fertilizante químico nitrogênio, fósforo e potássio (NPK) na proporção de 10: 10: 10 e 0.1 g L-1 de superfosfato triplo (SPT).

Com o objetivo de manter as culturas livres de bactérias patogênicas e outros microorganismos, o inóculo inicial foi repicado para erlenmeyers de 200 mL previamente esterilizados em autoclave por 20 min à temperatura de 120 ºC. As cepas de S. platensis foram mantidas inicialmente em culturas estanques em condições ótimas de crescimento através de repicagens sistemáticas por diluição em novo meio de cultivo.

Foram repicadas quatro vezes, transferindo 20 mL da cepa inicial para erlenmeyers previamente esterilizados, contendo 180 mL de meio de cultura, formando uma nova coleção.

Posteriormente, as novas culturas foram inoculadas em 12 frascos circulares de 3.0 L de volume 13

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útil, contendo 1,8 L de meio de cultura e mantidas a temperatura (28 ± 1 ºC), salinidade (15 ± 1), iluminância (40 µE m-2 s-1) e aeração proveniente de uma bomba de diafragma com fluxo de ar de 1.0 L h-1 (v v-1).

Após o desenvolvimento das microalgas, foi realizada a transferência de 2.5 L das culturas para tanques de 20 L de volume útil, contendo 17.5 L de efluente esterilizado em autoclave por 20 min à temperatura de 120 ºC proveniente de cultivos de tilápias do Nilo (meio orgânico). O efluente foi obtido do cultivo de juvenis com peso médio de 1.0 ± 0.5 g cultivadas nas densidades de 0.10, 0.15 e 0.20 juvenis L-1 na Estação de Piscicultura Prof. Dr. Raimundo Saraiva da Costa do Departamento de Engenharia de Pesca da Universidade Federal do Ceará (UFC).

Diariamente foram realizadas amostragens para o acompanhamento do crescimento celular em cel por mL-1 através de contagem microscópica e densidade óptica (DO680nm) em espectrofotômetro no comprimento de onda de 680 nanômetros.

Após o completo desenvolvimento da S. platensis nos tanques circulares, a coleta da biomassa foi realizada através de filtragem da água em telas de 60 µm. Posteriormente a biomassa úmida contida na tela foi submetida à lavagem com água doce para retirada do sal e posteriormente seca em estufa a 60 ºC. A biomassa seca foi pesada para a obtenção do rendimento e da produtividade em mg seca L-1 e mg seca L-1 dia-1, respectivamente.

Os dados de crescimento da S. platensis e da taxa de remoção dos compostos nitrogenados nos diferentes densidades foram submetidos às análises de variância (ANOVA) simples (p<0.05) e no caso de diferenças significativas, as médias dos tratamentos foram comparadas pelo teste de Tukey (p<0.05).

Resultados e discussão A microalga S. platensis foi cultivada em todos os efluentes provenientes dos tratamentos com diferentes densidades de estocagem de juvenis de tilápias que passaram a ser meio de cultivo orgânico para a mesma. Para maior praticidade de acompanhamento dos cultivos, os dados de crescimento algal obtidos em DO foram convertidos em concentração de biomassa algal (mg L-1) através da equação de regressão linear obtida em um experimento preliminar, no qual foi calculado um coeficiente de determinação de 0.982, evidenciando a forte correlação positiva entre estes dois parâmetros, o que permitiu o seu uso na conversão: CB (mg L-1) = (DO . 0.6134) – 0.0242

Equação 1

Onde CB: Concentração de biomassa algal (mg L-1) DO: Densidade Óptica.

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Os dados cinéticos obtidos das culturas de S. platensis podem ser observados na tabela 1. Todos os parâmetros analisados são representados pela média de dois ciclos de cultivo da alga nos efluentes de cultivo dos juvenis de tilápia.

Tabela 1. Parâmetros de rendimento cinético das culturas de S. platensis, em efluente de tilápia do Nilo cultivadas em diferentes densidades Taxa de Tratamento Tempo de Rendimento Produtividade crescimento cultivo (dias) (mg L-1) (mg L-1 dia -1) (divisões dia-1) 14.5 ± 0.71ª* 62.50 ± 29.52ª 4.17 ± 1.97ª 0.15 ± 0.02ª 01 14.5 ± 0.71ª 84.24 ± 8.39ª 5.62 ± 0.56ª 0.16 ± 0.03ª 02 a a 90.28 ± 24.51 6.02 ± 1.63 0.16 ± 0.02ª 14.5 ± 0.71ª 03 *

Letras diferentes representam diferença estatística (p<0.05)

Observa-se na figura 1 que todos os parâmetros analisados não diferiram entre os tratamentos (p>0.05). Isto se evidenciou por conta da biomassa alga que também não diferiu (p>0.05) e das taxas de crescimento da S. platensis cultivadas nos efluentes de tilápia nas densidades, que também não diferiram (p>0.05) ficando evidenciado que o efluente obtido de diferentes densidades de cultivo de tilápia do Nilo não interferiu no desempenho algal.

Biomasssa algal (g L-1)

0.4

T - 01 T - 02 T - 03

0.3

b ab a a

a a

0.2

0.1

a

a a

0.0 1

15 29 Tempo (dias) Figura 1. Biomassa algal inicial e nos dias de filtragem dos cultivos de S. platensis, em efluente de tilápia do Nilo cultivadas em diferentes densidades. Cada ponto representa a média de quatro repetições ± desvio padrão

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Os valores de produtividade foram inferiores aos observados por Reichert et al. (2006) que encontraram produtividades de 160 a 690 mg L-1 dia-1. Andrade & Costa (2008) cultivando a S. platensis em modo autotrófico com bicarbonato de sódio, e mixotrófico com 0.25, 0.50, 0.75 e 1.0 g L-1 de melaço em pó ou melaço líquido, obtiveram rendimentos variando de 71 a 1.117 mg L-1, bem superiores ao deste experimento. Isto pode ser explicado pela baixa iluminância de cerca de 30 ± 7.0 µE cm-2 s-1 nos cultivos de S. platensis e do cultivo ter sido realizado em meio orgânico e não em uma meio especifico para a microalga.

Em relação aos compostos nitrogenados, suas concentrações iniciais presentes nos cultivos de S. platensis podem ser observadas na tabela 2.

Tabela 2. Concentrações iniciais de amônia, nitrito e nitrato nas culturas de S. platensis, em efluente de tilápia do Nilo cultivadas em diferentes densidades.

Tratamentos Amônia (mg L-1) Nitrito (mg L-1) Nitrato (mg L-1) 01 0.33 ± 0.15ª 0.23 ± 0.14ª 5.25 ± 2.05ª 02 0.42 ± 0.57ª 0.25 ± 0.13ª 5.45 ± 1.48ª 03 0.54 ± 0.02ª 0.31 ± 0.18ª 6.30 ± 0.28ª * Letras diferentes representam diferença estatística (p<0.05).

O consumo de amônia, nitrito e nitrato pela microalga reduziu significamente a quantidade desses constituintes no meio de cultivo (Figura 2). As taxas de remoção dos compostos nitrogenados foram semelhantes para amônia e nitrato (p>0.05) nos dois dias de coleta da microalga e não apresentaram diferenças significativas entre os tratamentos com diferentes densidades de estocagem. Em média, foram reduzidos 95.57 ± 1.1% da amônia, 87.9 ± 4.4% de nitrato e 42.63 ± 8.5% de nitrito.

Kumar et al. (2010) mostraram que a microalga C. vulgaris removeu mais de 85% da amônia total de um efluente de suinocultura em dez dias de cultivo. Martins et al. (2007) relataram a capacidade de biorremediação da água de tanques de piscicultura pela macrófita aquática Typha dominguensis, com cinco diferentes níveis de nitrogênio (N) em sistema fechado com uma taxa máxima de remoção de 87%. Neste trabalho, observaram-se elevadas taxas de redução de nitrogênio por S. platensis, o torna esta microalga outra alternativa em potencial para o tratamento de efluentes industriais ou da aquicultura.

Henry-Silva & Camargo (2008) avaliaram a eficiência das macrófitas aquáticas flutuantes Eichhornia crassipes e Pistia stratiotes no tratamento de efluentes gerados por um viveiro de piscicultura e a maior taxa de remoção foi de 34.7% para P. stratiotes.

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Bertoldi et al. (2007) avaliaram o consumo de nitrato pela microalga C. vulgaris em diferentes diluições de uma solução hidropônica residual. Quando os cultivos foram realizados com uma diluição de 25% as microalgas removeram 87% de nitrato do meio de cultivo, enquanto na solução original e com 50% de diluição, as microalgas consumiram 80.5 e 80.4% de nitrato, respectivamente.

a

0,1 a

0,15

a

a

0,2

a

0,1

a

a

100 Remoção de nitrato (%)

Remoção de amônia (%)

100

75

50

25

0,15

a

a a

a

0,2

a

75

50

25

0

0 15

29

15 Tempo (dias)

Tempo (dias)

A

29

B

Remoção de nitrito (%)

100

0,1

0,15

0,2

75 a

a

a

a

a

a

50

25

0 15

29 Tempo (dias)

C Figura 2. Taxas de redução de amônia (A), nitrito (B) e nitrato (C) nos cultivos de S. platensis em efluentes de tilápia do Nilo cultivadas em diferentes densidades. Cada ponto representa a média de quatro repetições ± desvio padrão 17

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No presente trabalho, a microalga S. platensis demonstrou uma maior preferência para assimilar o nitrato e a amônia presentes nos efluentes de cultivo dos peixes. Dessa forma, o acúmulo desses nutrientes em cultivos de peixes pode ser utilizado para o crescimento de S. platensis, obtendo benefícios como a produção de biomassa algal e a redução dos impactos ambientais negativos gerados pela aquicultura tradicional, mediante a remoção de nutrientes dos efluentes de cultivo de peixes pela microalga.

Conclusões Foi constatado a biorremediação dos efluentes de tilápia do Nilo, uma vez que a taxa de remoção de amônia, nitrito e de nitrato foram elevadas.

A S. platensis cresceu satisfatoriamente, se adaptando ao efluente produzido pelas tilápias do Nilo, independente da densidade de estocagem dos juvenis.

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

AMMONIACAL NITROGEN REMOVAL FROM SANITARY LANDFILL LEACHATE BY STRIPPING PROCESS USING A BAFFLED REACTOR

*Luciana Paulo Gomes1 Marcelo Oliveira Caetano1 Luis Alcides Schiavo Miranda1

Recibido el 5 de octubre de 2013; Aceptado el 26 de febrero de 2014

Abstract Ammoniacal nitrogen in Sanitary Landfill Leachate may reach concentrations up to 2000 mg/L, which, if discharged into the environment under such concentrations, may cause severe environmental and public health impacts. The stripping process is a technical highlight among the alternatives for leachate ammoniacal nitrogen removal employed worldwide. The comparison of the analyses performed at inflow and outflow, at the São Leopoldo/Brazil Leachate Treatment Plant wastewater (lagoons), showed an ammoniacal nitrogen removal rate that ranged between 38% and 65% in 90 days of HRT. On the other hand, the Baffled Reactor yielded a 73% removal rate in 12 days. Statistically, the “temperature” variable affected Ammoniacal nitrogen removal, such that the higher removal rates were associated to environmental temperatures above 20ºC, thus rendering this technology as useful in tropical countries. The Baffled Reactor demonstrated to be applicable for use in sanitary landfills that produce 0.33 m³ of leachate per day. This value corresponds to service provided to a small scale municipality with a population of up to 10.000 inhabitants. Treatment operational cost using the reactor was estimated to be US$ 30.25/m3 of treated leachate, which is an interesting result if compared with other ammoniacal nitrogen removalunits, as well as with ex situ treatment processes.

Key Words: Landfill, Leachate treatment, Ammoniacal nitrogen removal.

1 Universidade

do Vale do Rio dos Sinos – UNISINOS, Brasil *Autor corresponsal: Programa de Pós Graduação em Engenharia Civil / Unisinos. Avenida Unisinos, 950. CEP 93022-000 - São Leopoldo – RS – Brasil. Email: lugomes@unisinos.br

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Resumo Nitrogênio amoniacal em lixiviados pode atingir concentrações que ultrapassam 2.000 mg/L, o que, se lançado para o meio ambiente com tais concentrações, pode causar graves impactos ambientais e de saúde pública. O processo de stripping é uma das técnicas que se destaca entre as alternativas para remoção de nitrogênio amoniacal de lixiviados empregados em todo o mundo. A comparação das análises realizadas na Estação de Tratamento de Lixiviado de São Leopoldo/Brasil, na entrada e saída, mostrou que o tratamento biológico utilizado atualmente no local (lagoas) para o tempo de retenção hidráulica de 90 dias, produziu uma taxa de remoção de nitrogênio amoniacal, que variou entre 38% e 65%. Por outro lado, o reator de chicanas (reator compartimentado) rendeu uma taxa de remoção de 73% em 12 dias. Estatisticamente, a variável "temperatura" afetou a remoção de nitrogênio amoniacal, de tal forma que as maiores taxas de remoção foram associadas a temperaturas ambientais acima de 20 ºC, tornando, assim, essa tecnologia tão útil em países tropicais. O reator de chicanas demonstrou ser aplicável para uso em aterros sanitários que produzem 0,33 m³ de lixiviado por dia. Este valor corresponde ao serviço prestado em um município de pequeno porte, ou seja, com uma população de até 10.000 habitantes. O custo operacional do tratamento usando o reator de chicanas estudado foi estimado em US$ 30,25/m3 de lixiviado tratado, o qual é um resultado interessante, se comparado com outras unidades de remoção de nitrogênio amoniacal, bem como com os processos de tratamento ex situ.

Palavras chaves: Aterro Sanitário, Lixiviado, stripping.

Introduction In Brazil, sanitary landfills are the main municipal solid waste final disposal method. If adequately engineered and operated, this treatment system is both a safe and economically viable technical solution. It may be noted, however, that in the majority of the municipalities in the country such control does not occur, thus potentially causing a serious environmental contamination of water, soil and air resources as a result of landfill leachate and gas toxicity, as they are discharged and spewed intod the environment without any treatment.

Marttinen et al. (2002) mention that leachate treatment focus is on organic and nitrogenated matter removal. Souto e Povinelli (2006) confirm this point of view, since a high concentration of these pollutants is found in Brazilian Sanitary Landfill leachate (the authors indicate that the total nitrogen concentration may reach up to 3.100 mg/L. Such characteristics may cause systemic effects such as: (1) dissolved oxygen level depletion (due to oxygen demand), (2) it is the main cause of the process of eutrophication, thus affecting water quality and aquatic life; (3) it is toxic to both fish and population health, potentially causing diseases that affect the central nervous system, breathing and the digestion of human beings and (4) it may inhibit wastewater biological treatment processes, thus affecting the efficacy of the system. The incidence of such effects as related to nitrogen in the water was noted by several authors such as Aziz et al.

(2004), WEF, ASCE, EWRI (2005), Pelkonen et al. (1999), Jokela et al. (2002) and Iamamoto (2006).

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Burton e Watson-Craik (1998) mention that the main organic nitrogen component in Municipal Solid Wastes (MSW) landfills is protein, although smaller quantities may be found in nucleic acids, urea, chitin, phospholipids and adenosine triphosphate (ATP) derived from the organic fraction of the wastes. These components may be found in wastes such as: plant and animal remains, food-waste, used cloth diapers, animal feces, slaughterhouse wastes, sewer wastewater treatment plant sludge and soil.

In spite of recognizing the limitations of biological lagoons in sanitary landfill leachate treatment as they relate to the need for a physical area in addition to low nitrogen removal efficiency, their use is widespread in Brazil. As an alternative, Aziz et al. (2004) mentions both physicochemical treatments as interesting and outstanding processes when compared to other methods. The motivation to study the ammonia stripping process for leachate treatment among the several existing processes is due to its proven worldwide efficiency in removing wastewater ammoniacal nitrogen, as demonstrated in the works by Campos et al. (2006), Leite et al. (2006), Cheung et al. (1997), Marttinen et al. (2002), Ozturk et al. (2003), Collivignarelli et al. (1998), Silva et al. (2004), Calli et al. (2005). Marttinen et al. (2002) and Renou et al. (2008), in which stripping is highlighted as the most widespread treatment method. Bench scale experiment that resulted in over 90% ammoniacal nitrogen removal rate, including high initial concentrations for this variable.

The essence of the Baffled Reactor project presented in this work is to take the reality of a leachate treatment plant and its variables such as temperature, climate, flow and leachate variability into consideration. In addition, the goal was to use an efficient ammoniacal nitrogen removal process by stripping, with low operational costs and lower utilization of natural resources; thus consisting in a technology that may be used even in municipalities with limited financial resources.

Methodology Characteristics of the Studied Leachate The treated leachate in the proposed system originated from the SĂŁo Leopoldo Sanitary Landfill Leachate Treatment Plant, which is operated by SL Ambiental. The landfill receives all of the Municipal Solid Wastes (MSW) generated in the municipality, although the potentially recyclable wastes are previously segregated at the Recycling Plant, which is also operated near the sanitary landfill. The wastes generated in SĂŁo Leopoldo and later discarded into the landfill have the following characteristics: 59% organic matter, 13% plastic, 13% paper/cardboard, 2% glass, 2% metal, 11% chemical and biological contaminants as well as other wastes (SEMMAM, 2009).

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The wastes discarded in the São Leopoldo Sanitary Landfill thus produced the leachate used in this research. Nowadays, the current treatment has an equalization tank followed by one anaerobic lagoon, four optional lagoons and two maturation lagoons. The total mean Hydraulic Retention Time was of 90 days.

Experimental Unit Set Up (Baffled Reactor) The experimental unit has a Baffled Reactor built with solid brick walls and a reinforced concrete floor. The internal dimensions of the reactor are as follows: 10 (ten) meters long, 1 (one) meter wide and 0.5 meters deep and a usable volume of 5m³.

Internally, the reactor has twenty-two movable parts (baffles), transversely arranged lengthwise, made of 6 mm thick polyethylene measuring 0.50 x 1.00 m with a hollow rim measuring 10 x 10 cm, which will serve as wastewater passageway (Figure 1).

Figure 1. Studied Baffled Reactor Scheme

The tests were made in batches, preceded by preliminary experimental tests performed in bench testing scale using Jar Test equipment in order to simulate the Baffled Reactor’s operation. The studied variables and the monitoring parameters of these tests are described below: Bench Tests (Jar Test) – performed with and without aeration and added alkaline agent concentration variation, leading to leachate behavior assessment with different pH values. Both ammoniacal nitrogen concentration and pH were monitored.

Baffled Reactor Preliminary Tests: ammoniacal nitrogen initial concentration and recirculation pump flow variation. The monitored parameters were: pH, ammoniacal nitrogen and COD. 22

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The Jar Tests revealed that the increase in pH contributes to ammonia removal efficiency in the stripping process, such that leachate aeration with air diffusion (flow of 0.33 L/minute) also aided in such improvement, although not significantly. The degree of agitation used in the Jar Test did not correspond to that which was used in the Baffled Reactor, although the results were useful in the extrapolations and necessary applications carried forth in the subsequent Baffled Reactor tests. The lack of feasibility of this treatment alternative on a real scale using added chemical products was also noted, considering both the product quantity to be used and the operational cost, as well as the sludge volume that would be produced as a result of the added NaOH. In accordance with the conclusions set forth by the works of Collivignarelli et al.

(1998), Ozturk et al. (2003) and Cheung et al. (1997) the final Jar Tests’ analysis showed that the most feasible cost-benefit option for Baffled Reactor sanitary landfill leachate treatment would have a leachate pH ranging between 7.7 and 8.6 without using any chemical products, mechanical agitation or aeration.

On the preliminary Baffled Reactor tests it was noted that: a) longer hydraulic retention time improved ammoniacal nitrogen removal; b) there may be an ammoniacal nitrogen initial concentration effect on nutrient removal; c) there is a possibility that the increase in leachate recirculation flow may affect ammoniacal nitrogen removal; d) Baffled Reactor solids’ sedimentation between tests did not affect ammoniacal nitrogen removal results; thus, it was not necessary to filter the samples prior to the analyses.

Therefore, based on these results, the Baffled Reactor batch tests were planned and performed with the following characteristics: leachate recirculation flow (0.0 m³/h; 1.7 m³/h and 3.5 m³/h) and ammoniacal nitrogen initial concentration (greater and smaller than 600mg/L), without the use of chemical products or aeration. As for the hydraulic retention time, the value corresponding to 12 days was used.

Fifteen batch tests were performed on the Baffled Reactor, divided into 5 tests with different characteristics in order to assess the performance of the leachate treatment unit, mainly regarding ammoniacal nitrogen removal. Tests 1, 2, 3 and 4 included leachate recirculation aiming at the intensification of the ammonia stripping process and a recirculation pump, whereas test 5 was conducted without the aid of recirculation in order to simulate ammonia’s natural volatilization.

Table 1 shows the characteristics of each Baffled Reactor test and trial. In these trials the treated leachate volume ranged from 2 to 3 m³. The monitored variables were: pH, ammoniacal nitrogen and environmental temperature (on a daily basis); series of solids, COD, nitrite and nitrate (measured both in the beginning and in the end of each trial) and alkalinity (measured every two days). The trial methodology followed APHA, AWWA, WEF (1995) guidelines.

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Table 1. Specification data for the trials performed on the Baffled Reactor TESTS PARAMETERS – VARIABLES TRIALS Initial AN concentration range < 600 mg/L Test 1 RC1, RC4, RC13 Recirculation Pump Flow = 1.7 m³/h Test 2

Initial AN concentration range < 600 mg/L Recirculation Pump Flow = 3.5 m³/h

RC10, RC11, RC14

Test 3

Initial AN concentration range > 600 mg/L Recirculation Pump Flow = 1.7 m³/h

RC2, RC3, RC7 e RC8

Test 4

Initial AN concentration range > 600 mg/L Recirculation Pump Flow = 3.5 m³/h

RC5, RC6, RC9

Test 5

Initial AN concentration range < 600 mg/L Without recirculation pump

RC12, RC15

AN – ammoniacal nitrogen

Statistical Analysis The following characteristics were taken into account when conducting the statistical analyses: Data Variability – the initial data analysis always corresponded to the obtained median and standard deviation, in addition to the variation coefficient (VC). The objective of this research was to present the median results obtained with values where VC ≤ 20%; Environmental temperature range definition – even though temperature influence in the stripping process was corroborated in the references’ review, the statistical analysis for this variable was used in this work and has become essential, given the fact that the Baffled Reactor study was developed in an experimental scale, as opposed to the previous works, which were conducted on a bench scale. Thus, three environmental temperature ranges were defined, which were obtained from the temperature values measured onsite (Baffled Reactor trial) and based upon the work of Emerson et al. (1975) and Von Sperling (2007). The trials were divided into three temperature ranges: below 20ºC (range 1); above or equal to 20ºC and below or equal to 25ºC (range 2); above 25ºC (range 3); Precipitation ranges’ definition – Precipitation ranges were defined as greater than and lower than 51mm. The total precipitation mean value of 51mm in the trials corresponds to a monthly precipitation of 127.5mm, which is equivalent to the pluviometric mean value of the city of São Leopoldo, Rio Grande do Sul, Brazil.

The similarity among the Baffled Reactor trials on the same test was analyzed using the mean, standard deviation and the variation coefficient. Subsequently, temperature influence, leachate solids precipitation, initial ammoniacal nitrogen concentration, leachate recirculation flow in ammoniacal nitrogen removal and alkalinity were analyzed, in addition to the decrease in COD and total solids. In order to do so, the software SPSS 1.5 for Windows was used to perform the ANOVA test with a 95% confidence level.

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Results and Discussion Characteristics of the Studied Leachate The results of the physico-chemical monitoring performed at the São Leopoldo Sanitary Landfill Leachate Treatment Plant showed great variability in wastewater characteristics. The concentration of ammoniacal nitrogen verified at the plant’s wastewater inflow, for instance, varied between 219.0 mg/L and 1802.9 mg/L. In terms of efficiency, the conventional São Leopoldo landfill leachate treatment through the lagoon succession system showed an ammoniacal nitrogen removal rate that varied between 38% and 65% for a 90-day hydraulic retention time period. Table 2 illustrates removal efficiency for the analyzed variables.

Table 2. Physico-chemical variables’ removal efficiency – Leachate Treatment Plant Variable Removal Efficiency Range (%) Phosphorus 28 – 62 Volatile Acidity 52 – 78 Total Alkalinity 65 – 42 BOD 70 – 84 COD 0 – 58 Ammoniacal Nitrogen 38 – 65 Organic Nitrogen 0–4 Total Nitrogen 17 – 25 Nitrites 0 – 60 Nitrates 0 – 55

Baffled Reactor Tests According to the performed trials, the ammoniacal nitrogen removal rate varied from 6% to 73%, given that these limits are associated to test 3, trial RC8 (mean environmental temperature of 14ºC) and trial RC2 (mean environmental temperature of 30ºC), respectively.

Other works addressing leachate ammoniacal nitrogen removal through the stripping process modifying variables such as pH, aeration flow, hydraulic retention time and temperature obtained removal rates such as: 79% (Silva et al., 2006); 7% to 96% (Campos et al. 2006); 92% (Leite et al. 2006); 14% to 68% (Collivignarelli et al. 1998); 64% to 89% (Marttinen et al. 2002); 45% to 95% (Ozturk et al. 2003); 65% to 93% (Cheung et al. 1997); 80% to 99,5% (Silva et al.

2004) and 94% (Calli et al. 2005).

The alkalinity variable decreased in all trials, showing a similar profile regarding ammoniacal nitrogen removal, as illustrated in Figure 2. This close association between the ammoniacal nitrogen and alkalinity variables is reported by Silva et al. (2006) as a result of the chemical balance between ammonium and free ammonia ions and the consequent removal of the latter via stripping process. Similarly, Campos et al. (2006) suggests that a secondary effect, which can 25

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be combined with the first, may occur. This refers to the transformation of bicarbonates into carbonates, and the latter into CO2, which is eliminated through entrainment, since the CO2 stripping speed is greater than the ammoniaâ&#x20AC;&#x2122;s counterpart. The result of this physico-chemical dynamics reflects upon the combined decrease in ammoniacal nitrogen content and alkalinity, as the stripping process is finalized.

Figure 2. Ammoniacal Nitrogen and Alkalinity Result Analysis for Test 4: Initial AN >600mg/L and Recirculation Flow = 3.5 mÂł/h

The Baffled Reactor trials confirmed the dependence of ammoniacal nitrogen removal upon environmental temperature, reinforcing the results obtained by Emerson et al. (1975), Collivignarelli et al. (1998), Marttinen et al. (2002), Calli et al. (2005) and Campos et al. (2006).

Statistical Analysis The statistical analysis showed great variability among the results obtained considering the same test, such that there is no similarity among them. In addition, the influence of other variables such as initial ammoniacal nitrogen concentration, leachate recirculation flow and temperature was evidenced. Table 3 shows the results obtained in the different trials, as well as the calculated mean, standard deviation and variation coefficient.

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Table 3. Obtained results for sanitary landfill leachate Ammoniacal Nitrogen removal in the BR trials Mean Initial AN Final AN AN Removal Mean Standard Test Trial Temperature (ºC) (mg/L) (mg/L) (%) Removal Deviation 1

BR 1 BR 4 BR 13

24.0 25.0 20.3

539.3 357.4 513.4

229.0 169.4 344.9

58 63 33

51

13

2

BR 10 BR 11 BR 14

19.0 18.0 22.1

512.0 301.8 233.7

361.6 268.0 200.7

29 11 14

18

8

3

BR 2 BR 3 BR 7 BR 8

30.7 25.4 17.4 13.3

898.4 1213.0 1802.9 877.5

289.8 696.1 1361.0 828.6

73 43 25 6

36

25

4

BR 5 BR 6 BR 9

26.4 22.4 15.5

1588.3 727.3 724.4

885.9 346.2 574.1

44 52 21

39

13

5

BR 12 BR 15

15.8 25.6

220.05 172.75

146.7 160.1

33 7

20

13

Through the statistical analysis’ results, the influence of the variables (initial ammoniacal nitrogen concentration, recirculation flow, temperature and pluviometric precipitation) was assessed without taking the characteristic of the test into consideration. The results showed that environmental temperature (significance equal to 0.022; thus, smaller than 0.05 and 95% confidence interval) and pluviometric precipitation (significance equal to 0.012; thus, smaller than 0.05 and 95% confidence interval) variables had a significant influence in ammoniacal nitrogen removal in the studied leachate. However, studies addressing the influence of precipitation must be amplified, aiming at confirming the obtained results, whereas the influence of the temperature variable showed similar results to those obtained by several authors who researched ammoniacal nitrogen removal from sanitary landfill leachate through the stripping process.

In analyzing the ammoniacal nitrogen initial concentration and recirculation flow variables, the significant influence of the recirculation flow factor alone was noted, highlighting ammoniacal nitrogen removal in temperatures above 20ºC and recirculation flow of 1.7 m³/h. Figures 3 and 4 illustrate ammoniacal nitrogen removal comparison graphs, taking temperature, recirculation flow and initial concentration into consideration.

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Figure 3. BR Ammoniacal Nitrogen removal comparison under different recirculation flows

Figure 4. BR Ammoniacal Nitrogen removal percentage during trials using Ammoniacal Nitrogen concentrations lower than and greater than 600 mg/L

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Economic and Operational Analysis Cost make-up associated to the ammonia stripping process preformed on the Baffled Reactor took only electrical energy use and recirculation pump operation into consideration. In this case, costs associated to chemical products (since the system was operated with the original pH without the need to add an alkaline agent), human resources (since the system does not need a dedicated and continuous operational monitoring, thus enabling the actual landfill operating team to run it as its duty), and reactor maintenance costs, such as cleaning painting and baffle replacement (since these are non-significant due to low maintenance) were not taken into consideration.

The characteristics of the used pump (Pump NM0310--1L by Nietzsche) were: operation with maximum flow of 4.2 m³/h, nominal rotation of 510 rpm and maximum frequency of 60 Hz. Thus, for a recirculation flow of 1.7 m³/h, batch treatment, hydraulic retention time of 12 days and Baffled Reactor with a volume of 4 m³, the total energy consumption will be US$ 121 (US$ 30.25/m3 of treated leachate). This composition may be applied to small scale municipalities (up to 10,000 inhabitants), which represent nearly 75% of the municipalities in the country.

This exact analysis and cost make-up was performed by Leite et al. (2009) considering ammoniacal nitrogen removal tests via stripping using Filling Tower in bench testing scale using leachate from the João Pessoa/Paraíba Brazil sanitary landfill. The tests considered the use of a recirculation pump and chemical products to increase leachate pH to 8, 9 and 10. According to the results, the best efficiency in ammoniacal nitrogen removal occurred with pH equal to 10, with an operational cost of US$ 89.90/m³ of treated leachate. With a pH equal to 8, considering pump and electricity costs without the use of chemical products, treatment cost lowered to US$ 44.10/m³ of treated leachate.

In Brazil there is also the possibility of ex situ leachate treatment, thus, outside the landfill area.

The approximate price charged by the Waterworks Agency of the State of Rio Grande do Sul is US$ 12.00/m³ of treated leachate (Souza, 2011). Private companies charge approximately US$ 85.00/m³ of treated leachate for leachate treatment in Rio Grande do Sul. Nowadays, the mean cost of transportation from the landfill to the treatment location is estimated to be US$ 75.00/m3 (considering a mean distance of 20 km between the two locations), which are much higher costs than those charged for in situ treatment.

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Conclusions The comparison between the analyses performed at the leachate treatment plant’s wastewater inflow and outflow showed that the biological treatment currently used onsite yielded an ammoniacal nitrogen removal that varied from 38% to 65% in a 90-day hydraulic retention time period. Conversely, the Baffled Reactor yielded an ammoniacal nitrogen removal that varied from 6% to 73% in a 12-day hydraulic retention time period. The use of the Baffled Reactor is considered to be promising, mainly in what refers to hydraulic retention time reduction and also due to the fact that in 40% of the performed trials ammoniacal nitrogen removal was greater than 40%.

Nevertheless, as was the case of the plant’s current treatment, it was noted that none of the performed trials (Table 4) yielded ammoniacal nitrogen concentrations that could be discharged into water bodies in compliance with the country’s established laws and regulations (lower than 20mg/L - CONAMA nº 357/05 (BRASIL, 2005). Accordingly, some kind of treatment after the use of the Baffled Reactor must be contemplated.

The statistical analysis showed a significant influence of the temperature variable, thus confirming the various studies addressing this subject. Regarding the influence of the recirculation flow and ammoniacal nitrogen initial concentration, it was noted that for temperatures above 20ºC (ranges 2 e 3) the best sanitary landfill leachate treatment option from an environmental and technical stance is the use of leachate recirculation flow of 1.7 m³/h, regardless of the initial ammoniacal nitrogen concentration. For temperatures below 20ºC, the best Baffled Reactor performance occurred with recirculation flow equal to 0.0m³/h; thus, without the use of a pump, also regardless of the initial ammoniacal nitrogen concentration.

However, it is suggested that for temperatures below 20ºC a higher hydraulic retention time be used in order to obtain an adequate ammoniacal nitrogen removal efficiency.

The Baffled Reactor proved to be applicable to sanitary landfills that produce 0.33 m³ of leachate daily. This value corresponds to service provided to a small scale municipality with a population of up to 10.000 inhabitants. Treatment operational cost using the reactor was estimated to be US$ 30.25/ m3 of treated leachate, which is an interesting result if compared with other ammoniacal nitrogen removal units, as well as with ex situ treatment processes..

Acknowledgments The authors thanks CNPq (National Council for Scientific and Technological Development), PROSAB (Basic Sanitation Research Program), FINEP (Financial Aid for Studies and Projects) and Caixa Econômica Federal (governmental bank) for financing and setting the conditions for research development.

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Vol. 7, No. 1, 33 – 44 6 de abril de 2014

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

FACTIBILIDAD DEL USO DE BIOGÁS COMO COMBUSTIBLE EN LA INDUSTRIA LADRILLERA DEL MUNICIPIO DE CHIAPA DE CORZO, CHIAPAS, MÉXICO.

*Cesar Gómez1 Neín Farrera1 Joel Moreira2

FEASIBILITY OF USING BIOGÁS AS A FUEL, IN THE BRICK INDUSTRY IN THE MUNICIPALITY OF CHIAPA DE CORZO, CHIAPAS, MEXICO. Recibido el 27 de noviembre de 2013; Aceptado el 28 de febrero de 2014

Abstract This article reports the feasibility study results to contribute to the sustainable development of Chiapa de Corzo, Chiapas. Mexico, by means of the introduction of a biogás system produced in anaerobic digesters fed by cattle excreta so that such biogás can be used as fuel at the brick industry in Chiapa de Corzo. Data concerning the fuel used and the number of people involved were recorded, as well as the amount of analyzed kiln carbon dioxide (CO2) emitted. Additionally, an anaerobic digester installed at a nearby ranch was assessed to determine potential biogás production. Furthermore, a purification and compression prototype designed at Universidad del Valle de Mexico, Tuxtla campus was subject to test in order to determine the potential biogás use when stored and shipped.

Key Words: Biogás, Brick Industry, Compression of Biogás, Biogás Purification.

1 División

de Ingenierías, Universidad del Valle de México campus Tuxtla, México de Investigación en Energías Renovables, Universidad de Ciencias y Artes de Chiapas, México *Autor corresponsal: Universidad del Valle de México campus Tuxtla. Ed.G. Coordinación de Ingenierías. Blvd. Los Castillos 375, Villas Montes Azules. C.P. 29050, Tuxtla Gutiérrez, Chiapas. México. Email: cesar.gomezb@uvmnet.edu

2 Centro

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Resumen En este artículo se presentan los resultados del análisis de la factibilidad de contribuir al desarrollo sustentable del municipio de Chiapa de Corzo, Chiapas. México, mediante la implementación de un sistema de biogás producido en biodigestores alimentados con excretas de ganado vacuno, para su uso como energía térmica en las ladrilleras del municipio. Se recabaron datos sobre combustibles utilizados, cantidad de personas involucradas en las ladrilleras y se determinó el Dióxido de Carbono (CO2) emitido por los hornos analizados. También se instaló y se evaluó un biodigestor en un rancho cercano a las ladrilleras, para determinar el potencial de producción de biogás. Además, se realizaron pruebas con un prototipo de purificación y compresión de biogás diseñado en la Universidad del Valle de México campus Tuxtla, para determinar el potencial de manejo del biogás en su almacenamiento y transporte.

Palabras Clave: Biogás, Ladrillera, Compresión de Biogás, Purificación de Biogás.

Introducción En este trabajo se evalúa la factibilidad de uso del biogás en la producción del ladrillo, el cual será generado en digestores anaeróbicos alimentados por excretas de ganado vacuno, que en caso de no darles ningún tratamiento también contribuyen al efecto invernadero, debido a que el biogás contiene metano (CH4) y dióxido de carbono (CO2) (Masters, et al., 2008).

La industria ladrillera es una importante actividad productiva generadora de empleos en México. De acuerdo al INEGI (2009), existen en el país 18,768 unidades económicas dedicadas a la manufactura de productos a base de arcillas y refractarios para la construcción, quienes ocupan a 53,550 personas directamente. Sin embargo, esta industria continúa usando combustibles y sistemas de combustión con muy baja eficiencia térmica y altamente contaminantes (Romo, 2004). En el municipio de Chiapa de Corzo, se utilizan diversos combustibles como el diesel, el aserrín de madera, la cáscara de café, leña, olotes, llantas y aceite gastado (Gómez, 2011); combustibles que producen contaminación por CO2 (Casado 2005, 2010). Esta actividad productiva da sustento a más de 400 familias de la zona (SEMARNAT, 2005), y en los últimos años la producción se ha incrementado, debido a que satisface una gran parte de la demanda de la industria de la construcción, que en los últimas años ha tenido un crecimiento inclusive mayor que el producto interno bruto (SHCP, 2010).

El término biogás se aplica a la mezcla de gases que se obtienen a partir de la descomposición en un ambiente anaerobio (sin oxígeno) de los residuos orgánicos (Martínez et al., 2008), como lo es el estiércol animal. En este proceso realizado por bacterias, el biogás está compuesto en un 50% a un 70% de CH4 y de un 30% a un 50% de CO2, además de contener ácido sulfhídrico (H2S) y otros gases de menor importancia.

Actualmente el uso del biogás se realiza en su mayoría en zonas de producción agropecuaria; es decir, en el mismo lugar en donde se genera, por lo que existe una gran necesidad de hacer el biogás transportable (Zafar, 2006), y esto puede hacerse comprimiendo el biogás en cilindros, lo 34

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cual es posible únicamente después de remover el CO2, el H2S y los componentes del vapor de agua (Kapdi et al., 2006). Una vez que se ha purificado, el biogás resultante presenta características muy similares a las del gas natural (GNC), por lo que puede ser utilizado en las mismas aplicaciones que este (Vijay, 2007).

Metodología El estudio se desarrolló en cuatro etapas. En la primera se determinaron los sitios que iban a ser visitados. Con base en el “Diagnóstico de las condiciones de operación de los hornos ladrilleros ubicados en el municipio de Chiapa de Corzo” (SEMARNAT, 2005), se determinó que existen en el municipio 126 hornos y 428 familias dependen directamente de estas actividades. Se pudo tener acceso al 25.4 % de la población total (32 ladrilleras) del municipio y el criterio que se utilizó para seleccionar estos centros de producción, fue el de acudir a las ladrilleras con mayor capacidad de producción y que utilizaran los combustibles más utilizados en esta región.

La segunda etapa consistió en visitar a las 32 ladrilleras que correspondían. A cada una de ellas se le referenció geográficamente utilizando un equipo de posicionamiento global y a los responsables de cada una, se les aplicó una encuesta sobre la cantidad y tipo de combustibles utilizados, el número de trabajadores, así como las cantidades y características de las materias primas usadas en la elaboración del ladrillo.

La siguiente etapa residió en la instalación y pruebas de un biodigestor rígido DM-1, en el Rancho Nueva Esperanza, ubicado en el Ejido Galecio Narcía, Municipio de Chiapa de Corzo, Chiapas, con coordenadas geográficas Longitud: 92°59’59”; Latitud. 16°40’28”. Esto con el objeto de determinar el potencial de producción de biogás de un centro de producción de ganado vacuno lechero y que se encontrara próximo a la producción del ladrillo (a 7 kilómetros de distancia de la ladrillera más cercana).

La etapa final consistió en realizar pruebas de desempeño en la purificación y presurizado de biogás en laboratorio, con un prototipo diseñado en la Universidad del Valle de México, campus Tuxtla. El dispositivo tiene la función de filtrar el biogás para eliminar el H2S y el CO2 para incrementar el potencial calorífico del CH4 como combustible, además de comprimirlo en tanques portátiles para facilitar su almacenamiento y transporte hacia los hornos de ladrillo. En esta etapa, se realizaron cálculos de capacidad de purificación, compresión y de consumo de energía eléctrica necesaria para llevar a cabo dicha operación, todo esto para poder evaluar la factibilidad del uso del biogás como combustible en las ladrilleras en cuestión.

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Resultados Tipos de combustibles utilizados De los centros de producción (ladrilleras) muestreadas, se encontró que 157 familias dependen económicamente de esta actividad, que se realizan un total de 724 sesiones de cocción de ladrillo (quemas) al año en total, con un promedio de 22, 000 piezas de ladrillo por cada una.

Del total de quemas, 46% se efectúan con madera (leña) proveniente principalmente de las siguientes especies arbóreas: Mulato (Bursera simaruba L. Sarg), Matilisguate (Tabebuia rosea), Brasil (Haematoxylon brasiletto Karst.), Mezquite (Prosopis juliflora), Capulín (Mutingia calabura L.), Cuaulote (Guazuma ulmifolia), Guanacaste (Enterolobium cyclocarpum), Guamúchil (Pithecellobium dulce), Guash (Leucaena leucocephala (Schlecht.) M. Sousa.), Maluco (Genipa americana) y Guayabo (Psidium guajava). [Conabio, 2010]. Las quemas realizadas con cáscara de café (Coffea arabica L.) conocida en la zona como “cascabillo” corresponden al 22% de total de las quemas. El 10% de ellas se realizan con los residuos de la mazorca de maíz (Zea mays var. saccharata) conocido como “olote” y finalmente el 22% se realizan con aceite gastado de mantenimiento automotriz.

Cantidad de CO2 emitido por la combustión de madera Debido a los resultados obtenidos anteriormente, la mayor preocupación proviene del uso de la madera como combustible, debido a que genera doble impacto ambiental. El primero es debido a que la combustión de madera sin control genera contaminación por dióxido de carbono a la atmósfera. El segundo impacto consiste en promover la deforestación de la región, debido a que la madera utilizada, como se mencionó en el punto anterior, proviene de la tala de bosques y no de madera de desperdicio. La cantidad estimada de madera utilizada por quema es de 5,517 kg, y de acuerdo a Carazo (2006) se generan 1.63 kg de CO2 por kilogramo de madera incinerada, debido a que la madera es celulosa en su mayor parte (García et. al, 2006; Orea et. al, 2004), que es un polímero natural cuya macromolécula tiene la fórmula empírica n(C6H10O5).

Por lo tanto, la combustión de madera sería entonces combustión de celulosa y la reacción molecular de la misma será: n(C6H10O5) + n6O2

n6CO2 + n5H2O

Ecuación (1)

Teniendo en cuenta los pesos moleculares de cada elemento, se tiene: 162 g de (C6H10O5) + 192 g O2

264 g de CO2 + 90 g de H2O

Ecuación (2)

Por lo tanto, si se dividen estos pesos entre 162 se tendrá la reacción ajustada para 1 kg de madera (celulosa): 1 kg (C6H10O5) + 1.19 kg O2

1.63 kg CO2 + 0.56 kg H2O

Ecuación (3)

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Por lo que, si se usa 1.00 kg de Madera, se generará 1.63 kg de CO2. Si en un horno típico de ladrillo del municipio de Chiapa de Corzo Chiapas se utilizan 5,517 kg de leña y se realizan 336 quemas al año, entonces se generarán 3,022 toneladas de CO2 al año derivadas del uso de madera (leña) en la muestra de ladrilleras evaluadas.

Cantidad de biogás a generar en el rancho El Rancho Nueva Esperanza es un rancho lechero de ganadería intensiva que cuenta con 200 hembras (vacas) con un peso promedio de 425 kg, 2 machos (toros) adultos con un peso promedio de 600 kg, y 100 crías (becerros) con un peso promedio de 150 kg. Todo el ganado es bovino de registro raza AFS (Australian Freisian Sahiwal). Según Wayllas (2010) y Elizondo (2005) un ejemplar vacuno puede llegar a producir desde un 6% hasta un 8% de estiércol con relación a su peso. Por lo tanto, si tomamos en cuenta únicamente el peso promedio de las vacas del rancho, debido a que son las que servirán para fines de cálculo de este artículo, podemos calcular entonces la cantidad diaria de estiércol a producirse y que será materia prima potencial para la generación de biogás. El peso promedio por animal resulta ser de 425 kg, y si existe una cantidad de 200 ejemplares, y si consideramos como promedio de estiércol producido por animal el 6.5% de su peso, entonces se tendría una producción de estiércol de 5,525 kg/día.

Debido a las características físicas del rancho se dificulta la recolección del total de excremento, por lo que se calculó que la cantidad diaria de estiércol máxima a recolectar y a depositar en el biodigestor será del 30%, por lo tanto el total de estiércol aprovechable para producir biogás será de 1,658 kg/día.

Figura 1. Biodigestor instalado en el Rancho 37

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Para determinar la cantidad de biogás a producir, se instaló y se probó un biodigestor de plástico rígido DM-1 (Farrera, 2011), con capacidad volumétrica de 1,100 L y conectado a una bolsa de geomembrana reservorio con capacidad de 3.5 m3 (Figura 1). Dicho biodigestor fue alimentado con estiércol, en una proporción de 3 L de agua por cada 1 L de estiércol, generando una producción promedio de 0.031 m3 de gas producido por cada kilogramo de alimentación de materia orgánica al día (Tabla 1). Con esto, se deduce que la cantidad aproximada de producción diaria en el biodigestor utilizando todo el estiércol aprovechable en el rancho, sería de 51.4 m3/día.

Tabla 1. Producción de Biogás en el Biodigestor Rígido DM-1 Instalado en el Rancho Nueva Esperanza Estiércol Volumen de Biogás Rendimiento Biodigestor alimentado (Kg) (m3) (kg/m3) 180 180 90 90 Promedio de Producción

3.5 5.0 3.5 3.5

Tabla 2. Datos de presión contra masa de biogás Presión masa (psi) (kg) 10 65 80 95 115 125 150 165

0.303 0.342 0.365 0.381 0.406 0.415 0.437 0.454

0.0194 0.0277 0.0388 0.0388 0.0311 (m3/kg)

Presión (psi)

masa (kg)

175 190 200 210 215 230 235

0.469 0.487 0.495 0.504 0.512 0.53 0.532

Compresión y purificación del biogás Se realizaron pruebas de desempeño al sistema de compresión y purificación de biogás en un prototipo diseñado en la Universidad del Valle de México, campus Tuxtla (Figura 2).

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Figura 2. Equipo de Purificación y Presurizado

El equipo trabaja en dos etapas. La primera consiste en la eliminación del Ácido Sulfhídrico (H2S) usando virutas de acero (Martínez, 2008) convertidas en Fe2O3 (Oxido Férrico) que reacciona rápidamente con el ácido sulfhídrico (H2S), formando Sulfuro Férrico (Fe2S3). También el sistema de purificación incluye un sistema de filtro húmedo que usa agua a presión en filtro de columna (Morero, 2010), en donde el agua es aplicada desde la parte superior, y por la parte inferior se suministra el biogás, lo que ocasiona burbujeo en la solución que absorbe el dióxido de carbono.

Este proceso de purificación del biogás mediante absorción por agua a presión es un proceso usado para la compresión y embotellado del biogás. (Vijay, 2007). Con este sistema, se obtienen concentraciones de por lo menos 95% de metano (CH4) en el biogás.

La siguiente etapa consiste en un proceso de compresión y almacenamiento del biogás purificado en recipientes metálicos de alta presión (Tabla 2). En las pruebas se utilizaron tanques metálicos con capacidad de 10 L, alcanzándose en promedio una presión máxima de 16.52 kg/cm2 y una masa de biogás en cada tanque con media de 0.532 kg, a una temperatura de trabajo de 35°C (Tabla 3). Además el consumo de energía eléctrica durante todo el proceso de purificación y compresión fue de 0.42 kWh, a un costo en México (Septiembre, 2013) de $0.056 dólares por kWh.

Tabla 3. Resultados de las pruebas de purificación y presurizado de biogás Volumen Presión Masa de biogás Temperatura Temperatura del Máxima contenida en el Inicial de Final de tanque alcanzada tanque trabajo trabajo 10 L 235 psi 0.532 kg 30 ° C 35 ° C (16.52kg/cm2)

Tiempo total de proceso 35 min.

Potencia eléctrica consumida 720 W

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Figura 3. Flama obtenida con el gas purificado y presurizado

Cantidad de biogás requerido para cocer ladrillo en un horno típico de Chiapa de Corzo, Chiapas.

De acuerdo a los datos obtenidos en campo en la “Ladrillera Cupasmí”, con ubicación en Longitud 92°59’59” y Latitud. 16°40’28”, se requieren 1,800 kg de aceite lubricante gastado para cocer 20,000 piezas de ladrillo. De acuerdo a los datos obtenidos por COMIMSA (2002) y González (2012), el potencial calorífico del aceite gastado es de 8,500 kcal/kg. Por lo tanto, la cantidad de calor requerida para completar la cocción del ladrillo es de 15.3x105 kcal.

También se realizaron pruebas para medir el potencial calorífico del biogás purificado (Figura 3) usando el método propuesto por Martina et al (2006), comparando la transferencia de calor del gas licuado del petróleo con poder calorífico conocido (10,900 kcal/kg), contra la transferencia de calor debida a la combustión del biogás, al calentar un litro de agua (Tabla 5) con ambos combustibles en iguales condiciones de presión, masa y tiempo de calentamiento (Figura 4). De esta manera se obtuvo un potencial calorífico del biogás purificado de 9,000 kcal/kg (Tabla 4), lo que significa que el biogás purificado contiene por lo menos un 94.73% de Metano (CH4) debido a que el potencial calorífico del metano puro es de 9,500 kcal/kg; entonces, con esto podemos calcular que para terminar el proceso de cocido del ladrillo utilizando biogás se requerirán de 1,700 kg de Biogás.

Tabla 4. Datos obtenidos para los cálculos del potencial calorífico del biogás Massa ΔT Tempo (kg) (°C) (min) Biogás Gas Licuado del Petróleo (Gas L.P.)

Potencial Calorífico (Kcal/kg)

0.013

50

8

8,993.67

0.014

65.3

8

10,907.14 40

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Tabla 5. Mediciones de temperatura contra tiempo en el calentamiento de un litro de agua con biogás Tiempo Temperatura (min) (°C) 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

22 25.5 37 41.2 48 57 61 63 67 72 Figura 4. Grafica de temperatura contra tiempo

Las ecuaciones enlistadas a continuación fueron las que se utilizaron para calcular el potencial calorífico del biogás purificado y envasado: QG= (PC GAS L.P.) x (masa GAS L.P. )= (10,907.14 kcal/kg) x 0.014 kg = 152.7 kcal

Ecuación (4)

QG,Agua. = masaagua x Ceagua x ΔT = 1 kg x (1 kcal/kg) x 65.3 °C = 65.3 kcal

Ecuación (5)

Rend GAS L.P.= QG / QG,Agua = 42.8%

Ecuación (6)

QBiogás, Agua = masaagua x Ceagua x ΔT = 1 kg x (1 kcal/kg) x 50 °C = 50 kcal

Ecuación (7)

QBiogás= QBiogás, Agua / Rend GAS L.P = 50 kcal / 0.428 = 116.91 kcal

Ecuación (8)

PCBiogás= QBiogás / masaBiogás = 8,993.67 kcal/kg

Ecuación (9)

Donde: QG: Calor entregado por el Gas L.P. al quemarse.

PC GAS L.P: Potencial Calorífico del Gas L.P. de acuerdo a la hoja de seguridad del material.

QG,Agua.: Calor recibido por el agua al calentarse con el Gas L.P. Rend GAS L.P: Rendimiento del proceso de calentamiento de agua con Gas L.P. QBiogás, Agua: Calor recibido por el agua al calentarse con Biogás.

QBiogás: Calor entregado por el Biogás al quemarse PCBiogás: Potencial Calorífico del Biogás.

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Con base en los resultados anteriores, la producción diaria de biogás será de 51.4 m3/día (5,140 L/día), del cual por lo menos el 60% del volumen total es metano (3,084 L/día). Sin embargo, esa cantidad de metano se encuentra a presión atmosférica y tiene que ser comprimida en un tanque estacionario de 10,000 L para su transporte, por lo que para calcular la cantidad de masa de metano presurizada en el tanque, debemos hacer las consideraciones siguientes: primero determinamos el peso molecular del biogás purificado y presurizado con el sistema mencionado anteriormente, y posteriormente con el resultado obtenido, se calcula la cantidad de masa de biogás que se tendría en un tanque de almacenamiento de mayor tamaño.

Con el dato calculado del peso molecular del biogás purificado (84.16 g/mol) y aplicado la ley de los gases ideales (Cengel, 2009), pero cambiando el volumen del tanque, podemos determinar la cantidad de masa de biogás presurizado que tendríamos en un tanque metálico de 10,000 L a 235 psi, la cual sería de 531.99 kg. Por lo tanto, para contar con 1,610.5 kg la cual es la cantidad suficiente de metano para cocer 20,000 ladrillos, se requerirán de 3 días de producción de biogás en el rancho.

Finalmente, otra consideración importante es la cantidad estimada de CO2 que se generaría al quemar los 1,610.5 kg de biogás previamente mencionados. Por lo tanto, con base en la reacción de combustión (Howell, 1990) del metano, el cual es corresponde al 94% de volumen del biogás purificado se puede calcular este dato. Por lo tanto, la combustión de 1,000 gramos de CH4 genera 2,750 gramos de CO2. Esto significa que 1,610.5 kg de biogás usados como combustible generarían 4,348.35 kg de dióxido de carbono.

Conclusiones La mayoría de las interpretaciones de desarrollo sustentable coinciden en que, para llegar a ello, las políticas y acciones para lograr crecimiento económico deberán respetar el medio ambiente y además ser socialmente equitativas (Artaraz, 2002). Por lo tanto, las conclusiones de este artículo están basadas en esta premisa: 



Es necesario disminuir el uso de madera como combustible en la industria ladrillera del municipio de Chiapa de Corzo, Chiapas, México. En el presente trabajo se estimó que para dar abasto a las 336 quemas al año con uso de madera, se requieren deforestar cuatro hectáreas (40,000 m2) de zonas arboladas en este mismo periodo.

Se producen 15, 928,000 de ladrillos en las 32 ladrilleras evaluadas, cantidad necesaria para construir 3,185 viviendas al año de interés social, de acuerdo a las dimensiones mínimas establecidas por el Instituto del Fondo de la Vivienda de México (INFONAVIT, 2010), actividad económica que involucra a 128 familias.

42

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



Un horno tradicional de ladrillo requiere de 5,517 kg de madera por sesión de cocción, y si un kilogramo de madera incinerada genera 1.63 kg de dióxido de carbono, entonces cada horno que utiliza madera genera 8,992.71 kg de CO2.

Al usar como combustible alterno el biogás purificado y presurizado (con contenido de por lo menos 94% de metano), se requere por horno 1,610.5 kg de este material, lo que genera 4,348.35 kg de dióxido de carbono. Es decir, cada horno que sustituya el uso de madera por biogás, emitirá 52% menos de CO2.

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

QUANTIFICAÇÃO DOS PARÂMETROS FÍSICOQUÍMICOS DOS EFLUENTES ORIUNDOS DA PURIFICAÇÃO DO BIODIESEL DE ÓLEO VEGETAL E GORDURA ANIMAL

*Fernando Pedro Dias1 Ana Vivian Parente Rocha Martins1 Alexandre Colzi Lopes1 Ronaldo Ferreira do Nascimento1 Ronaldo Stefanutti1 Erika Almeida Sampaio Braga2

MEASUREMENTS OF PHYSICAL AND CHEMICAL PARAMETERS IN THE WASTEWATER PURIFICATION ARISING OUT OF THE BIODIESEL PLANT OIL AND ANIMAL FAT Recibido el 5 de julio de 2013; Aceptado el 24 de marzo de 2014

Abstract Biofuels represent a potential to reduce environmental impacts, promote social inclusion, generation of employments and income, diversifying energy sources, boosting agribusiness, among other benefits. However, the minimization of environmental impacts related to the production of the biodiesel, is a real need to avoid overshadowing the benefits already mentioned above. This study is aimed to produce the biodiesel with several types of oils and subjecting them to wash damps with distilled water, thus, assessing and quantifying contaminants in effluents from the purification of biodiesels and determining the physical and chemical parameters of the aforesaid effluents. We observed that the effluents duly studied, showed high values in the parameters analyzed when compared to the discharged standards, established by the Brazilian environmental legislation. The water used to wash all the raw materials duly investigated, showed values from the chemical oxygen demand (COD) with a very high decrease in subsequent washings. With reference to the parameters pH and turbidity, it was also observed that a significant reduction in the values of the effluent from the first through the third wash in all the raw materials, were properly used.

Keywords: Biodiesel, environmental legislation, purification, wastewater.

1 Universidade

Federal do Ceará (UFC), Brasil Núcleo de Tecnologia Industrial do Ceará (NUTEC), Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N Campus do Pici Fortaleza - CE CEP 60451-970, Brasil. E-mail: fpedrodias2001@gmail.com

2 Fundação

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Resumo Os biocombustíveis representam um potencial para diminuir os impactos ambientais, promover a inclusão social, geração de emprego e renda, diversificar a matriz energética, impulsionar o agronegócio, entre outros aproveitamentos. No entanto, a minimização dos impactos ambientais relativos à produção do biodiesel é uma necessidade real para não ofuscar os benefícios já citados. O trabalho teve como objetivo produzir o biodiesel com diversas oleaginosas e submetê-los a lavagem úmida com água destilada, avaliar e quantificar os contaminantes nos efluentes oriundos da purificação dos biodieseis e determinar os parâmetros físico-químicos dos efluentes.

Observou-se que os efluentes pesquisados apresentaram valores elevados para os parâmetros analisados se comparados aos padrões de lançamento estabelecidos pela legislação ambiental do Brasil. As águas de lavagem de todas as matérias primas investigadas apresentaram valores de Demanda Química de Oxigênio (DQO) bastantes elevados com diminuição nas lavagens subsequentes. Para os parâmetros pH e turbidez também se observou uma redução significativa dos valores nos efluentes da primeira para segunda e terceira lavagens em todas as matérias primas utilizadas.

Palavras-chave: Biodiesel, efluente, legislação ambiental, purificação.

Introdução A produção e uso do biodiesel no Brasil representa o desenvolvimento de uma fonte energética sustentável sob os aspectos econômicos, social e ambiental. A dimensão do mercado no Brasil e no mundo assegura uma grande oportunidade para o setor agrícola, assim como contribui para o desenvolvimento e a ampliação do parque industrial, em consonância com o meio ambiente (Campos, 2006).

De acordo com Vieira, (2006) a grandiosidade do projeto de utilização do biodiesel devido à geração de emprego e renda, inclusão social, preservação de recursos naturais, utilização de excedentes agrícola e outros usos, acabam criando dificuldades para avaliar seus impactos ambientais e suas limitações.

A utilização dos vários insumos disponíveis, incluindo novos insumos como sebo bovino, graxa suína, mamona, borra de ácidos graxos, gordura de frango, óleos usados (advindos do uso culinário), dendê, além do lodo de esgoto, pode ser projetada com um potencial máximo de produção de cerca de 14,3 bilhões de litros em 2017 (figura 1). Entretanto, a produção efetiva dependerá do crescimento da demanda, (MME, 2008).

Os alquil ésteres de ácidos de graxos (biodiesel) são obtidos por reação de transesterificação ou alcoólise entre o glicerídeo e o álcool de cadeia curta (etanol ou metanol). Esta reação ocorre em temperaturas baixas (30 a 60º C) e com utilização de catalisadores alcalinos ou ácidos, podendo atingir conversões elevadas (95 a 99%) em tempos curtos (1 hora), razão molar (óleo: álcool) igual a 1:6, com separação espontânea das camadas de ésteres e glicerol (Freedman et al., 1986 e Knothe, 2006).

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O Brasil dispõe de mais de sessenta usinas autorizadas pela Agência Nacional de Petróleo, Gás Natural e Biocombustíveis (ANP, 2013) e praticamente todas aplicam a reação de transesterificação para produção de biodiesel em seguida do processo de lavagem (purificação) umidade com adição de água para remoção dos contaminantes remanescentes da separação de fases éster e glicerina no biodiesel final gerando, desta forma, grande volume de efluente líquido com vários contaminantes (glicerina livre, sabão, hidróxido ativo, metais, óleo/gordura, biodiesel).

O Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) normatizou o lançamento de efluentes industriais por intermédio da Resolução nº 430/2011, fixando os limites dos parâmetros para minimizar os possíveis impactos ambientais após o tratamento do efluente bruto, e delegando aos órgãos estaduais e municipais de controle ambiental a responsabilidade pelo apoio técnico e fiscalização quanto ao cumprimento da legislação disponível e aplicável ao local. No Estado do Ceará, o órgão ambiental, Secretaria de Meio Ambiente do Ceará (SEMACE) padronizou através da portaria Nº 154/2002 o lançamento de efluente industrial após o tratamento sendo este mais restritivo se comparado ao do CONAMA. É importante justificar que poucos trabalhos se dedicaram à investigação qualitativa e quantitativa dos contaminantes do biodiesel possivelmente devido à recente implementação da indústria do biodiesel e, sendo assim, este trabalho teve o objetivo de identificar e quantificar os contaminantes no efluente resultante da purificação do biodiesel obtido por reação de transesterificação alcalina utilizando várias oleaginosas (animal e vegetal).

Materiais e Métodos Os experimentos foram desenvolvidos no Laboratório de Saneamento (LABOSAN), do Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental (DEHA), Laboratório de Traços, do Departamento de Química Analítica e Físico-Química ambos da Universidade Federal do Ceará (UFC) e Laboratório de Referência em Biocombustíveis, Eng. Prof. Expedito José de Sá Parente (LARBIO), da Fundação Núcleo de Tecnologia Industrial do Ceará (NUTEC).

Os reagentes utilizados foram: álcool etílico para análise (P.A), álcool metílico P.A, glicerina bidestilada P. A., e hidróxido de sódio P.A. todos da marca VETEC. Os óleos (tabela 3) foram adquiridos em diferentes estabelecimentos comerciais em Fortaleza/CE e outros foram cedidos gentilmente pelos proprietários de estabelecimentos geradores de óleos e gorduras de fritura.

Produção e purificação do biodiesel Determinou-se o índice de acidez (I.A.) e umidade das amostras de óleo e gordura de acordo com as normas da American Oil Chemists Society (AOCS), Instituto Adolf Lutz e procedimentos da Empresa de Tecnologias Bioenergéticas (TECBIO). Para produção de biodiesel utilizou-se o 47

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volume constante de 750 ml de matéria prima (óleo/gordura) por meio da reação de transesterificação no reator de bancada com equipamentos auxiliares da marca MARCONI, modelo MA 502/1/FUN, nas seguintes condições: razão molar (óleo: MeOH) de 1:6, catalisador de 0.5% (m/v) em relação ao volume do óleo/gordura, tempo de reação de 60 minutos, temperatura de 60º C e agitação mecânica de 350 rpm. O tempo de separação da mistura reacional (fase éster e glicerina) após o termino da reação foi fixado em duas horas, permitindo assim, que ocorresse a maior separação da glicerina livre e demais impurezas contidas na mistura reacional da fase éster, isto é, que fosse atingido o equilíbrio entre as fases.

A purificação da fase éster (biodiesel) consistiu primeiramente da recuperação do excesso de metanol utilizado na reação por destilação com evaporador rotativo, nas condições de temperatura de 75º C, acoplado a uma bomba de vácuo a -350 mm Hg. Em seguida a fase éster (730 ml) foi submetida a três lavagens sucessivas com água destilada (10% de H2O em relação ao volume do biodiesel) sob agitação mecânica (350 rpm) por cinco minutos e deixado em repouso por duas horas. Após o termino das lavagens e separação da fase aquosa do biodiesel este último foi finalmente submetido ao processo de secagem e as águas de lavagem foram armazenadas num frasco âmbar de 250 ml, refrigeradas na geladeira e em seguida utilizadas na pesquisa conforme os parâmetros descritos na tabela 1.

Tabela 1. Parâmetros e métodos de análises físico-químicos dos efluentes brutos Ensaios Parâmetro Método e referência 1 pH Potenciômetro – APHA, 2005 2 Turbidez (NTU) Turbidímetro 2100P HACH – APHA, 2005 3 Condutividade (µS/cm) Sonda multiparâmetro – HI 9828/HANNA 4 DQO (mg O2/L) Método Colorimétrico por refluxo fechado – APHA, 2005 5 Glicerina livre (%) NLBA – 0101 – TECBIO 6 Alcalinidade (meq/g) NLBA – 0301 – TECBIO Fonte: APHA – American Public Health Association, TECBIO – Tecnologias Bioenergéticas

Resultados e discussões Determinação dos parâmetros físico-químicos das matérias primas utilizadas A tabela 2 apresenta os resultados da caracterização das matérias primas (óleos/gorduras) utilizadas na produção do biodiesel e percebe-se que todas apresentaram valores tanto de acidez, quanto de umidade abaixo do recomendado para fabricação do biodiesel por transesterificação alcalina e, portanto, as interferências indesejáveis no processo produtivo do biodiesel serão amenizadas.

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Tabela 2. Resultados de índice de acidez e umidade das matérias primas Matéria prima Índice de acidez (mg KOH/g) Soja 0.343 ± 0.06 Milho 0.472 ± 0.03 Girassol 0.253 ± 0.05 Algodão 0.493 ± 0.02 Vísceras de tilápia 0.447 ± 0.0 Sebo bovino 0.296 ± 0.0 Gordura suína 0.451 ± 0.02 Gordura de frango 0.528 ± 0.0 Óleo e gordura residual 0.496 ± 0.03

Umidade (mg/L) 133.9 ± 1.12 316.1 ± 3.86 253.7 ± 6.98 249.4 ± 4.57 321.8 ± 3.21 402.7 ± 8.66 249.2 ± 18.7 398.1 ± 51.3 377.6 ± 4.01

Segundo Knothe (2009) e Marques & Fontoura (2010), na produção do biodiesel, o aspecto mais relevante é a extensão com que a reação de transesterificação pode ser realizada para atingir uma elevada conversão dos reagentes em alquil ésteres de ácidos graxos. Os parâmetros como índice de acidez e umidade deverão ser monitorados e mantidos em limites máximos (2.0 mg KOH/g e 500.0 mg/L respectivamente), para que estes não interfiram negativamente na reação de transesterificação, isto é, para que favoreça a reação paralela de saponificação e desativação do catalisador, acarretando baixo rendimento do processo e além de incorporar impurezas tais como sabão, catalisador, umidade, dentre outras na mistura reacional e consequentemente aconteça a sua posterior transferência para fase aquosa durante a purificação úmida do biodiesel, pois tais contaminantes são hidrofílicos.

As diferenças observadas nos parâmetros índice de acidez e umidade para as matérias primas utilizadas já eram esperadas, pois estes dependem de vários fatores como o processo de obtenção do óleo/gordura, método de pré-tratamento e purificação, condições de armazenamento, entre outras.

Determinação de contaminantes no efluente bruto oriundo da purificação do biodiesel A tabela 3 apresenta os parâmetros glicerina livre (GL) e alcalinidade total (AT) encontrados nos efluentes oriundo da purificação dos biodieseis de diversas oleaginosas e percebe-se uma redução significativa nas lavagens subsequentes, indicando a migração dos contaminantes do biodiesel para os efluentes brutos gerados.

O processo de lavagem com água proporciona maior contato entre as impurezas presentes na fase éster e a água adicionada permitindo assim, que estes sejam removidos para a fase aquosa que se forma no processo de separação. Os experimentos realizados mostraram que, para se obter menor quantidade de glicerina livre no efluente bruto oriundo da purificação do biodiesel é necessário que a mistura reacional seja colocada em decantação por um tempo suficiente para que a fase biodiesel e a fase glicerina entrem em equilíbrio e este último seja retirado por 49

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drenagem e possa, assim, proporcionar menor quantidade de glicerina na fase aquosa durante as lavagens. Já para alcalinidade livre e combinada é recomendável que as matérias primas utilizadas na produção do biodiesel tenham baixa acidez e umidade condicionando desta forma uma ótima conversão de tri, di e monoglicerídeos em metil ésteres de ácidos graxos (biodiesel).

Tabela 3. Resultados dos contaminantes dos efluentes oriundo da purificação do biodiesel Matéria prima G.L.(%) A.T. (meq/g) Lavagem Lavagem 1ª 2ª 3ª 1ª 2ª 3ª Soja 0.27 0.037 0.010 0.028 0.0025 0.00012 Algodão 0.45 0.015 0.007 0.031 0.0051 0.0003 Milho 0.40 0.015 0.0013 0.061 0.0029 0.0 Girassol 0.33 0.019 0.0035 0.021 0.00025 0.00024 Vísceras de Tilápia 0.23 0.022 0.0074 0.041 0.00025 0.00025 Gordura de frango 0.38 0.015 0.0037 0.010 0.00025 0.0 Sebo bovino 0.12 0.018 0.0011 0.022 0.00048 0.00025 Gordura suína 0.23 0.037 0.0015 0.032 0.00025 0.00024 Óleo/gordura residual 0.12 0.029 0.0074 0.290 0.00073 0.0

Resultados de parâmetros físico-químicos do efluente bruto oriundo da purificação do biodiesel A tabela 4 apresenta os parâmetros físicos dos efluentes oriundos do processo de purificação do biodiesel obtidos com diversas oleaginosas (óleo e gordura) e observa-se que as primeiras águas de lavagens (efluentes) de todas as matérias primas apresentam valores elevados dos parâmetros analisados se comparados aos da segunda e terceira lavagem respectivamente. O efeito de diminuição nas concentrações dos contaminantes já era esperado, já que estes contaminantes são hidrofílicos, isto é, tendem a migrar para a fase aquosa.

O pH é uma medida da intensidade do caráter ácido, básico e neutro de uma solução (Pohling, 2009) e percebe-se que todas as primeiras águas de lavagem apresentam os valores de pH acima do limite superior fixado pela legislação ambiental (CONAMA 430/2011 e SEMACE 154/02), que é pH de 9 e 10 para fins de lançamento. Berrios e Skelton (2008) e Jaruwat et al., (2010) encontraram valores de pH de 6.7, 9.25 e 10.8 respectivamente nos efluentes oriundos da purificação de biodiesel. As diferenças de pH entre os autores e os obtidos nesta pesquisa podem ser explicadas possivelmente pelo procedimento adotado na purificação de biodiesel, isto é, a utilização de um ácido inorgânico durante o processo de lavagem de biodiesel, o que é comum nas indústrias de biodiesel e contribuindo desta forma, para neutralizar os vestígios de hidróxido utilizado como catalisador na produção de biodiesel. Granjeiro (2009), obteve os valores do pH de 10.26, 9.62 e 8.56 no efluente de biodiesel de soja e 10.65, 9.97 e 8.62 no efluente de biodiesel de óleo de fritura residual para primeira, segunda e terceira água de lavagem respectivamente. Braga (2012) pesquisando os efluentes oriundos do processo de 50

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purificação de biodiesel de óleo e gordura de vísceras de tilápia obteve os valores de pH de 10.43 ± 0.29, 9.24 ± 0.38 e 8.94 ± 0.34 nas águas de primeira, segunda e terceira lavagem respectivamente. Percebe-se que os resultados dos dois últimos autores citados são semelhantes e corroboram com os resultados encontrados nesta pesquisa, demonstrando a eliminação e diminuição dos contaminantes com sucessivas de lavagem do biodiesel.

Tabela 4. Resultados dos parâmetros físicos dos efluentes brutos oriundos da purificação de biodiesel Parâmetros Matéria prima Lavagens Turbidez Condutividade pH (NTU) (µS/cm) 1ª 1095 ± 7.10 10.7 ± 0.08 447.5 ± 6.40 Biosoja 2ª 152.3 ± 0.73 7.70 ± 0.03 16.0 ± 0.0 3ª 28.5 ± 0.71 6.64 ± 0,25 2.0 ± 0.0 Biogirassol

1ª 2ª 3ª

1140.0 ± 4.90 256.0 ± 1.41 44.0 ± 4.24

11.0 ± 0.03 8.29 ± 0.05 6.55 ± 0.18

571.0 ± 7.07 31.5 ± 2.12 8.50 ± 0.71

Biomilho

1ª 2ª 3ª

1350.0 ± 12.10 275.0 ± 5.40 60.0 ± 11.40

11.1 ± 0.01 8.96 ± 0.11 7.20 ± 0.05

627.0 ± 9.90 80.0 ± 0.0 12.5 ± 0.71

Bioalgodão

1ª 2ª 3ª

2440.1 ± 42.50 190.9 ± 3.80 10.3 ± 5.70

11.3 ± 0.54 8.30 ± 1.40 6.59 ± 0.73

281.7 ± 2.08 46.0 ± 0.00 33.3 ± 0.58

Biofritura

1ª 2ª 3ª

2543.1 ± 2.93 132.8 ± 0.08 21.6 ± 0.43

10.3 ± 0.53 9.47 ± 0.08 7.11 ± 0.0

453.7 ± 4.30 21.9 ± 1.50 5.21 ± 0.76

Vísceras de tilápia

1ª 2ª 3ª

1951 ± 3.10 73.3 ± 1.11 6.0 ± 1.42

11.2 ± 0.14 8.0 ± 0.32 7.4 0 ± 0.0

571.0 ± 1.14 25.0 ± 3.10 12.0 ± 0.0

Gordura de frango

1ª 2ª 3ª

1310.0 ± 13.00 56.0 ± 0.81 44.0 ± 4.24

10.9 ± 0.17 8.90 ± 1.05 6.70 ± 0.0

432.0 ± 1.21 82.4 ± 0.28 6.65 ± 0.0

Sebo bovino

1ª 2ª 3ª

2350.0 ± 12.3 302.0 ± 15.10 40.0 ± 1.90

11.0 ± 0.01 7,61 ± 0,0 7.01 ± 0.50

397.0 ± 1.10 80.0 ± 0.0 23.4 ± 3.20

Gordura suína

1ª 2ª 3ª

2190.1 ± 22.00 130.0 ± 3.75 19.9 ± 2.10

11.1 ± 0.91 7.99 ± 2.10 6.39 ± 1.30

411.2 ± 0.01 76.0 ± 0.0 13.4 ± 0.18

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Para o parâmetro turbidez os valores observados apresentaram comportamento semelhante aos de pH, isto é, nos efluentes de primeira e segunda lavagem os valores de turbidez foram elevados e estão acima dos limites estabelecidos para o padrão de lançamento tendo assim, a necessidade de proceder com o tratamento de efluente para adequá-lo as exigências legais, cujo limite recomendado para este parâmetro varia de 40 a 100 NTU, dependendo da classe do corpo hídrico (CONAMA, 430/2011). Granjeiro (2009) obteve valores de turbidez de 2295, 1510 e 595 UNT para águas de lavagem de biodiesel de soja e 2550, 1725 e 675 UNT para águas de lavagem de biodiesel de óleo de fritura residual na primeira, segunda e terceira lavagem respectivamente reforçando os resultados encontrados nesta pesquisa.

O parâmetro condutividade elétrica é uma medida da habilidade de uma solução aquosa de conduzir corrente elétrica devido à presença de íons (POHLING, 2009). Percebeu-se que todos os efluentes pesquisados apresentaram a presença deste parâmetro, possivelmente devido a resíduos de hidróxido de sódio utilizado como catalisador e reagente neutralizante dos ácidos graxos livres presente nas matérias primas utilizadas na produção de biodiesel. Berrios e Skelton (2008) encontraram valores de condutividade de 1119 µS/cm na água de lavagem do biodiesel de óleo residual de fritura, corroborando com os resultados encontrados nesta pesquisa, com todos os efluentes (águas de lavagem) das matérias primas pesquisadas. Vale ressaltar que este parâmetro não consta na legislação ambiental brasileira, mas é importante a sua avaliação e quantificação no efluente, pois os compostos inorgânicos, principalmente os metálicos, podem apresentar efeito tóxico aos microrganismos aquáticos.

A tabela 5 apresenta os valores da demanda química de oxigênio (DQO) dos efluentes brutos oriundos do processo de purificação de biodiesel de diversas matérias primas. Segundo Sperling (2005) e Pohling (2009), DQO é a medida da quantidade de oxigênio requerida para oxidar quimicamente a matéria orgânica presente em uma amostra e geralmente é, na prática, o dobro do valor de demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e este último foi fixado na legislação ambiental brasileira variando de 3, 5 e 10 mg O2/L para as águas de classe 1, 2 e 3, respectivamente (CONAMA, 430/2011). No entanto, a legislação ambiental do Estado do Ceará, estabeleceu o valor de 200 mg/L para a DQO (SEMACE, 154/2002) e percebeu-se que os todos os efluentes pesquisados, mesmo com significativa diminuição de DQO no efluente da primeira lavagem para segunda e terceira lavagem, ainda assim, os dois últimos ultrapassam o limite de lançamento.

Para os valores de DQO era esperada uma diferença significativa e foi observada entre as águas de lavagens (primeira, segunda e terceira lavagens) para diferentes matérias primas pesquisadas. Observou-se que houve para todas as matérias primas investigadas, uma diminuição da demanda química de oxigênio nas águas de lavagens de primeira < segunda < terceira respectivamente.

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A diminuição de DQO pode ser explicada devido a uma possível diminuição dos contaminantes na fase éster (biodiesel) na sequência das lavagens, já que os contaminantes são hidrofílicos e tendem a serem removidos com as lavagens e também devido a uma possível diferença das matérias primas utilizadas.

Tabela 5. Resultados de Demanda Química de Oxigênio de efluentes brutos oriundo do processo de purificação do biodiesel DQO (mg O2/L) Matéria prima Lavagens Média DP CV 1ª 15790 109.6 0.69 Biosoja 2ª 7077 49.9 0.71 3ª 686 7.01 1.02 Biogirassol

1ª 2ª 3ª

17092 9144 1936

51.0 27.4 37.2

0.30 0.30 1.92

Biomilho

1ª 2ª 3ª

22441 11106 467

71.1 35.2 1.48

0.32 0.32 0.32

Bioalgodão

1ª 2ª 3ª

26084 10935 679

82.63 34.6 21.2

0.32 0.32 3.12

Biofritura

1ª 2ª 3ª

21248 11427 884

67.3 147.7 37.5

0.32 1.29 4.24

Biotilápia

1ª 2ª 3ª

18772 6607 713

643.1 58.6 22.6

3.4 0.90 3.20

Biofrango

1ª 2ª 3ª

23412 10287 2411

103.8 30.9 39.6

0.40 0.30 1.60

Biobovino

1ª 2ª 3ª

22873 9285 735

71.3 166.4 25.2

0.30 1.80 3.40

72.5 67.8 3.50

0.30 0.60 0.50

1ª 23260 2ª 10965 3ª 656 DP – desvio padrão; CV – coeficiente de variação Biosuíno

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Na figura 1 é notório que as lavagens subsequentes de biodiesel foram satisfatórias na medida em que os valores de DQO apresentaram uma redução significativa com todas as matérias primas (oleaginosas). Percebe-se que somente o efluente oriundo do processo de purificação de biodiesel de algodão (bioalgodão) apresentou um valor de DQO (26084.0 ± 82.6 mg O2/L) maior no efluente da primeira lavagem e isso pode ser atribuído a fatores como: maior presença de resíduos remanescentes de metanol, glicerina livre, óleo, biodiesel, dentre outros no bioalgodão sendo arrastado posteriormente para a fase aquosa.

28000 Matérias primas

26000

Demanda Química de Oxigênio (mg O2/L

24000

Biosoja Biogirassol Biomilho Bioalgodao Biofritura Biotilápia Biofrango Biobovino Biosuíno

22000 20000 18000 16000 14000 12000 10000 8000 6000 4000 2000 0 1ª Lav

2ª Lav

3ª Lav

Lavagens Figura 1. Resultados de Demanda Química de Oxigênio de efluentes brutos oriundo do processo de purificação do biodiesel

Diversos autores relataram em suas pesquisas com efluentes provenientes do processo de purificação úmida do biodiesel de diversas oleaginosas (animal e vegetal), valores elevados de demanda química de oxigênio. Braga (2012), utilizando efluente oriundo da purificação de biodiesel metílico de óleo e gordura de vísceras de tilápia encontrou a DQO de 25140.58 ± 1415.44, 21376.81 ± 3285.78 e 16275.83 ± 2132.93 mg O2/L para primeira, segunda e terceira água de lavagem respectivamente. Granjeiro (2009) encontrou valores de DQO de 8000.0, 7200.0 e 5500.0 mg O2/L para o efluente de biodiesel etílico de soja e 9500.0; 8000.0 e 6400.0 mg O2/L para efluente de biodiesel etílico de óleo de fritura residual para primeira, segunda e terceira água de lavagem respectivamente. Zanetti (2011) obteve o valor de DQO de 54

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1150289.63 mg O2/L para efluente oriundo da purificação de biodiesel metílico de girassol.

Berrios e Skelton (2008) obtiveram DQO de 18362.0 mg O2/L na água de lavagem do biodiesel de óleo residual de fritura. Jaruwat et al., (2010) obtiveram valores altíssimos de DQO na faixa de 312000.0 a 588800.0 mg O2/L para efluente do biodiesel de óleo de fritura residual.

As diferenças observadas nos valores de DQO entre os pesquisadores podem ser atribuídas a vários fatores, tais como: origem das matérias primas, suas características físico-químicas (índice de acidez, umidade e outras impurezas), tipo de álcool utilizado na reação, processo e as condições de purificação de biodiesel empregada, isto é, com e/ou sem a recuperação do álcool antes do início da lavagem do biodiesel.

Os valores dos parâmetros físico-químicos obtidos por vários autores corroboram com os encontrados nesta pesquisa, isto é, observou-se uma variabilidade grande entre os efluentes oriundos do tratamento do biodiesel com matérias primas de diferentes óleos e gorduras pesquisadas. Observou-se que há uma necessidade de proceder com o tratamento dos efluentes antes do seu lançamento em recursos hídricos e este fato serve de alerta para indústria do biodiesel e seus possíveis impactos ambientais, visando atender a legislação ambiental do Brasil, (CONAMA, 430/2011 e SEMACE, 154/2002).

Conclusões Pode-se concluir que o processo de lavagem (purificação) úmida do biodiesel obtido por reação de transesterificação alcalina remove os contaminantes remanescentes na fase éster gerados no processo de produção de biodiesel após a decantação da mistura reacional.

O elevado valor encontrado da demanda química de oxigênio (DQO) poderá impactar o ambiente se lançado em recurso hídrico sem tratamento adequado, indicando a necessidade de tratamento dos efluentes da indústria de biodiesel para adequá-los aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais do Brasil.

O parâmetro condutividade embora não controlado pelos órgãos ambientais foi observado nos efluentes, indicando a necessidade de estudos para avaliar os seus efeitos adversos nos organismos aquáticos.

Os resultados mostraram que, independentemente da matéria prima empregada na produção de biodiesel, os efluentes gerados apresentam valores elevados de carga inorgânica e orgânica sendo necessária aplicação do tratamento do efluente antes do seu lançamento.

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Agradecimentos Os autores agradecem as instituições CAPES, CNPq, FINEP, FUNCAP, NUTEC e UFC por disponibilizarem os recursos financeiros e infraestruturas para a realização da pesquisa.

Referências Bibliográficas ANP, Agência Nacional De Petróleo, Gás Natural e Biocombustíveis (2013). Biocombustíveis. Biodiesel. Autorização para Produção de Biodiesel. Acesso em maio de 2013, disponível em www.anp.gov.br ANVISA, Agência Nacional de Vigilância Sanitária (2005) Regulamento Técnico para Óleos vegetais, Gorduras vegetais e Creme vegetal, Resolução nº 270 de 22 de setembro de 2005. Acesso em Jun 2013, disponível em http://www.oliva.org.br/pdf/RDC_270_2005_oleos_gorduras_vegetais_azeite_de_oliva.PDF. AOCS, American Oil Chemists Society (1993), Official methods and recommended practices of the AOCS, 3a ed., American Oil Chemists Society, Champaign, IL., 63pp.

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Vol. 7, No. 1, 45 – 57 6 de abril de 2014

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Vol. 7, No. 1, 58 – 65 6 de abril de 2014

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

EFEITOS DA VARIAÇÃO DE SÍLICA NO DESENVOLVIMENTO DA MICROALGA DIATOMÁCEA Thalassiosira fluviatilis

*Renato Teixeira Moreira1 Francisco Farley Vasconcelos de Sousa1 José Reges da Silva Lobão1 Leonardo Galvão de Freitas Albuquerque1 Wladimir Ronald Lobo Farias1

EFFECT OF SILICA CHANGES IN THE DEVELOPMENT OF DIATOMACEOUS MICROALGAE Thalassiosira fluviatilis Recibido el 8 de septiembre de 2013; Aceptado el 30 de marzo de 2014

Abstract Microalgae are important to the environment because they constitute an important link in the aquatic food chain and can still be used as bioindicators of water quality and regulators of nutrients level in the water column. This study aimed to evaluate the development of diatom microalgae Thalassiosira fluviatilis in culture media Conway and Guilard f / 2, with different concentrations of sodium silicate and its influence on cultures of diatoms. The cultures were monitored by direct cell counts in a Neubauer chamber and the culture absorbance at 700 nm using a spectrophotometer. The best result was obtained with the Conway medium, using a low concentration of sodium silicate, followed by the Guilard medium, with the same silicate concentration. The cultures performed with twice the concentration of sodium silicate, showed a very short and lethargic development, resulting in excessive formation of precipitated material and depigmented cells, leading to the death of cultures. Thus, high concentrations of sodium silicate inhibit algal growth in cultures of T. fluviatilis.

Keywords: diatoms, sodium silicate, Thalassiosira fluviatilis.

1 Universidade Federal do Ceará, Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia de Pesca, Universidade Federal do Ceará, Bloco 827, Avenida Humberto Monte S/N, Campus do Pici. Fortaleza-Ce. CEP – 60451970, Brasil. Email: renatoteixeiram@yahoo.com.br

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Vol. 7, No. 1, 58 – 65 6 de abril de 2014

Resumo As microalgas são importantes para o ambiente por se constituírem como importante elo na cadeia trófica dos animais aquáticos, podendo ser ainda utilizadas como bioindicadores e reguladores dos teores de nutrientes na coluna d’água. O presente trabalho teve por objetivo avaliar o desenvolvimento da microalga diatomácea Thalassiosira fluviatilis nos meios de cultivo Conway e Guilard f/2, com diferentes concentrações de silicato de sódio e observar a influência da sílica sobre culturas de diatomáceas. Os cultivos foram monitorados através da contagem direta das células em câmara de Neubauer e da absorbância da cultura a 700 nm, utilizando um espectrofotômetro. O melhor resultado foi obtido com o meio Conway, utilizando a concentração de 0.025 g.L-1 de silicato de sódio, seguido do meio Guilard na mesma concentração de silicato. Quando os cultivos foram realizados com o dobro da concentração (0.051 g.L-1) de silicato de sódio, apresentaram um desenvolvimento letárgico e bastante curto, resultando na formação de muito material precipitado, células despigmentadas, levando à morte das culturas. Desta forma, as elevadas concentrações de silicato de sódio inibem o crescimento algal em culturas de T. fluviatilis.

Palavras-chave: diatomácea, silicato de sódio, Thalassiosira fluviatilis.

Introdução As microalgas não são somente importantes na aquicultura como fonte de alimento, mas também podem auxiliar na manutenção da qualidade de água, pois tem um papel funcional no balanço do oxigênio, do dióxido de carbono e dos compostos nitrogenados, sobretudo a amônia (Derner, 1996). Além disso, podem também ser utilizadas como bioindicadores, ajudando a dar informações sobre o nível de eutrofização de corpos d'água. Estudos mostram que variáveis ambientais, tais como, a proporção entre nitrogênio e fósforo, salinidade e o movimento da água influenciam no desenvolvimento desses microorganismos (Trobajo et al., 2004).

Outra característica importante que deve ser atribuída às microalgas é o seu fácil desenvolvimento a partir de várias fontes de nutrientes presentes na coluna da água. A luz e a concentração de nutrientes são fatores que influenciam no crescimento das algas. A intensidade luminosa e a duração do fotoperíodo regulam o suprimento de energia para a fotossíntese e a concentração de nutrientes influi diretamente na constituição estrutural das células (SipaúbaTavares e Rocha, 2001) e influencia diretamente no cultivo de microalgas. Ilyashi e Zapara (2006) mostraram que, para algumas diatomáceas, ocorre um melhor desenvolvimento em baixa irradiação e, para outras, o crescimento é otimizado com uma alta irradiação, sendo também importante a fonte de nitrogênio. Uma escassez de nutrientes no meio de cultivo também pode causar danos ao crescimento das microalgas.

A fim de suportar condições ambientais adversas e severas, tais como variações bruscas de temperatura associadas à falta ou excesso de nutrientes, principalmente fósforo e nitrogênio, alguns microorganismos aquáticos são capazes de se encistar, desenvolvendo células de resistência especializadas, tais como acinetos, estatósporos entre outras. No caso do 59

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dinoflagelado Peridinium cinctum os teores de nitrogênio e as variações de temperatura são os fatores de maior importância para provocar o encistamento das células. Já a influência das concentrações de fósforo só foi observada em temperaturas mais elevadas. (Grigorszky et al., 2006).

As microalgas da espécie Thalassiosira fluviatilis são eucarióticas, pertencem à divisão Bacillariophyta (diatomáceas) e apresentam, como pigmentos principais, as clorofilas a, c1 e c2, xantofilas (fucoxantina) e carotenos, os quais conferem às mesmas uma coloração geralmente marrom-amarelada. Possuem uma parede celular composta principalmente por sílica e utilizam a crisolaminarina e lipídios como substâncias de reserva energética. São bastante encontradas em ambientes marinhos, onde se reproduzem através de divisão celular simples ou bipartição.

Suas células apresentam forma cilíndrica com 12 a 14 m de comprimento e se reúnem em cadeias curtas unidas por um filamento gelatinoso que parte do centro das valvas, porém em cultivo, geralmente, as células encontram-se isoladas. Apresentam elevadas concentrações de carboidratos, lipídeos e proteínas em sua composição bioquímica e são de alto valor nutricional para larvas de camarões como o Penaeus schimitti e P. paulensis (Rocha et al., 2001).

O objetivo deste estudo foi avaliar o desenvolvimento da microalga T. fluviatilis nos meios de cultivo padrão para microlagas, Conway e Guilard f/2, utilizando duas diferentes concentrações de silicato de sódio e determinar a influência da sílica sobre o desenvolvimento das culturas de microalgas diatomáceas.

Material e métodos Obtenção da microalga Thalassiosira fluviatilis e meios de cultivo As cepas da microalga Thalassiosira fluviatilis, utilizadas neste estudo, foram obtidas no cepário do laboratório de Planctologia do Departamento de Engenharia de Pesca da UFC. Neste trabalho foram utilizados dois meios de cultivo padrões para o cultivo de microalgas, o Guillard f/2 (Guillard, 1975) e o Conway (Walne, 1966), com variações nas concentrações de silicato de sódio de 0.051 g.L-1 e 0.025g.L-1, para determinar a influência desta sobre culturas de diatomáceas.

Início dos cultivos O tipo de cultivo utilizado neste experimento foi o tipo estacionário, que consiste na transferência das culturas para volumes crescentes de meio. Para isso, a cepa inicial foi repicada em quatro tubos de ensaio de 40 mL contendo 1.0 mL de meio de cultivo, sendo dois tubos em meio Conway e dois em meio Guillard f/2, com os dois tubos de ensaio de cada meio contendo as diferentes concentrações de silicato de sódio. Diariamente, os volumes de cada tubo de ensaio foram duplicados com meio de cultivo, até atingirem um volume de 32 mL, o que 60

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ocorreu após cinco dias da repicagem. Posteriormente, após o crescimento, as culturas foram transferidas para erlenmeyers de 250 mL, os quais passaram pelo mesmo procedimento de acréscimo de meio de cultivo até atingirem um volume de 200 mL. Finalmente, as culturas nos erlenmeyers foram repicadas para potes de vidro com volume útil de 3L. Condições abióticas As culturas foram conduzidas em uma estante de ferro, com iluminação fornecida por lâmpadas fluorescentes de 20W para os tubos de ensaio e erlenmeyers, e de 40W para os potes de vidro.

O fotoperíodo foi controlado por um “timer”, programado em 16h de claro e 8h de escuro e a temperatura da sala de cultivo foi controlada por um condicionador de ar, ficando em torno de 24  2ºC. Acompanhamento do cultivo O acompanhamento do cultivo de T. fluviatilis foi realizado a partir da repicagem das culturas para os potes de vidro de 3L, sendo feito através de leitura da absorbância em espectrofotômetro e contagem de células em câmara de Neubauer. Para isso, a cada 48 horas, foi retirada uma alíquota de 1,0 mL dos cultivos para leitura da absorbância a 700nm e, posteriormente, realizada a contagem do número de células. Antes do preenchimento da câmara de Neubauer, foram adicionadas duas gotas da solução de formol com bórax, para fixação das células. A contagem foi realizada em um microscópio (marca Olimpikus) com contraste de fase, sendo contadas todas as células dentro dos quatro quadrados maiores da câmara. O cálculo do nº de células. mL-1 foi realizado através da equação 1.

Nº de células = [nº de células / 4) . 10-4

Equação (1)

Resultados e discussão Curvas de crescimento da microalga T. fluviatilis cultivadas em meio Conway e Guilard f/2 Segundo Rocha e Tavares (2001), a curva de crescimento de microalgas é expressa como o incremento da biomassa ou do número de organismos (densidade celular) em determinado tempo. Em um cultivo do tipo estacionário este crescimento pode apresentar cinco fases ou etapas distintas. A 1ª fase, conhecida como fase de indução ou fase lag, ocorre logo após o início do cultivo (repicagem) e, praticamente, não existe um incremento líquido na população devido à adaptação das células algais às novas condições de cultivo.

A 2ª fase é chamada de exponencial ou fase log., na qual a biomassa se duplica, sucessivamente, em intervalos regulares de tempo. Com a continuação do cultivo, o tempo requerido para a duplicação celular aumenta, reduzindo assim a taxa de crescimento, sendo esta fase denominada de diminuição do crescimento relativo. Isto é consequência da diminuição da 61

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concentração de nutrientes no meio, do aumento da concentração metabólitos e da redução da atividade fotossintética por incremento da densidade populacional, a qual diminui a disponibilidade de luz por unidade de célula (autosombreamento). Na 4ª fase de cultivo, não há incremento da população e a taxa de crescimento está compensada pela taxa de mortalidade celular (fase estacionária), devido à maior influência dos fatores acima mencionados.

Finalmente, a cultura entra na fase de senescência ou morte, resultado da depleção de nutrientes a um nível que não suporta mais o crescimento e ocorrência de um nível tóxico de metabólitos. A taxa de mortalidade supera a de crescimento e a lise das células favorece a contaminação microbiana.

As curvas de crescimento da microalga T. fluviatilis, em meio Conway e Guilard f/2, foram obtidas a partir das equações de regressão linear entre os valores de absorbância a 700 nm e o número de cel(s).mL-1. É possível observar que os cultivos realizados em elevadas concentrações de silicato de sódio resultaram em um péssimo desempenho das microalgas. Ambos os cultivos apresentaram uma rápida fase de indução até o terceiro dia, caracterizada por uma redução do crescimento líquido da população (Figuras 1A e 2A), seguido de um ligeiro crescimento exponencial que até o oitavo dia de cultivo, no caso do meio Guilard e, no meio Conway, apenas até o quarto dia.

30

180

28 160

26

-4

Nº de cel(s) x 10

Nº de cel(s) x 10

-4

140

24 22 20 18 16

valores calculados valores observados

14

120 100 80 60 40

valores calculados valores observados

20

12 0

0

2

4

6

8

10

Dias de cultivo

A

12

14

16

0

5

10

15

20

Dias de cultivo

B

Figura 1. Curvas de crescimento de T. fluviatilis, cultivadas em meio Conway com 0.051 (A) e 0.025 g.L-1 de silicato de sódio (B)

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Já, quando a concentração de silicato de sódio foi reduzida para 0.025 g.L-1, ou seja, pela metade (Figuras 1B e 2B), as microalgas apresentaram as melhores taxas de crescimento.

22 100

20

-4

Nº de cel(s) x 10

Nº de cel(s) x 10

-4

18

16

14

12

valores calculados valores observados

10

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60

40

valores calculados valores observados

20

8 0

2

4

6

8

10

Dias de cultivo

A

12

14

16

0

5

10

15

20

Dias de cultivo

B

Figura 2. Curvas de crescimento de T. fluviatilis, cultivadas em meio Guilard F/2 com 0.051 (A) e 0.025 g.L-1 de silicato de sódio (B)

As curvas de crescimento apresentaram uma fase de indução um pouco mais longa (1° ao 5° dia), mas sem redução da densidade celular. Em seguida, ambos os cultivos tiveram m ligeiro crescimento exponencial, o qual foi interrompido, provavelmente. No entanto, esta fase foi mais curta em meio Conway (até o 11° dia) do que no meio Guilard (até o 13° dia), mostrando, no primeiro, uma melhor capacidade de re-adaptação das células. Em seguida, ambos os cultivos voltaram a entrar em fase exponencial de crescimento, sendo mais curta (até o 15° dia) no meio Guilard e, no caso do meio Conway (Figura 1B), a fase de exponencial se prolongou até o final do experimento (17° dia), resultando na maior densidade celular obtida em todo o cultivo. Ao contrário, no caso do meio Guilard (Figura 2B), o cultivo entrou na fase de diminuição do crescimento relativo a partir do 15° dia e, no final do experimento, apresentou uma menor densidade celular (Figura 2B).

Em um cultivo do tipo “Batch” com a microalga cianofícea Spirulina platensis realizado nas mesmas condições físico-químicas do presente trabalho, foi possível observar uma nítida fase de indução, com diminuição da densidade celular, que durou do início até o 3° dia do cultivo. A partir deste ponto, o cultivo entrou em crescimento exponencial, o qual se prolongou até o 15° dia (Da Silva, 2004).

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Soares (2005), também trabalhando nas mesmas condições, mostrou que o cultivo de Haematococcus pluvialis apresentou uma fase de indução até o 4° dia do início da cultura, sem mortalidade celular, seguidos de 10 dias de crescimento exponencial. Oliveira (2007) cultivou a microalga Dunaliella sp., a qual apresentou fase de indução até o 3° dia de cultivo, seguido de um crescimento exponencial até o 5° dia. Neste caso, a cultura passou, ainda, por uma nítida fase de diminuição do crescimento relativo (até o 7° dia de cultivo) e, posteriormente, para a fase estacionária.

Nos cultivos Conway e Guilard com 0.051g silicato de sódio.L-1 evidenciou-se que as microalgas depois de um certo período de cultivo apresentavam-se despigmentadas, mas três das culturas apresentaram uma característica que não se fez presente na cultura da microalga no meio Conway a 0.025 g silicato de sódio.L-1, que foi a alta formação de precipitado no recipiente.

Conclusões O meio Conway com teores de sílica de 0.025g.L-1, apresentou-se mais propício ao desenvolvimento das culturas, uma vez que atingiu a maior densidade celular e melhor coloração; Ao duplicar-se a concentração de silicato de sódio resultou em um desenvolvimento aquém do esperado, com o elevado teor de sílica inibindo o desenvolvimento das microalgas em ambos os meios de cultura.

Os resultados obtidos no presente trabalho contribuirão para o aprimoramento das etapas de cultivo de microalgas, principalmente as diatomáceas, assim como no desenvolvimento de novas pesquisas relacionadas à observação de indicadores de desenvolvimento biológico, e da influência direta da flutuação dos compostos dissolvidos na água, uma vez que as microalgas se apresentam extremamente dependente de suas concentrações no ambiente.

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Vol. 7, No. 1, 58 – 65 6 de abril de 2014

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Dissertação de mestrado apresentada ao programa de pós-graduação em Engenharia de Pesca da Universidade Federal do Ceará.

Trobajo, R., Cox, E.J and Quintana, X.D. (2004) The effects of environmental variables on the morphology of Nitzschia frustulum (Bacillariophyta) in relation its use as a bioindicator, Nova Hedwigia, 79(3-4), 433-445.

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Vol. 7, No. 1, 66 – 77 6 de abril de 2014

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

SERVIÇOS DE ÁGUA E ESGOTO DISPONIBILIZADO POR CONCESSIONÁRIAS REGIONAIS NO BRASIL

Lucy Barbosa Melo Santos1 *Alcido Elenor Wander1

WATER AND SEWAGE SERVICES PROVIDED BY BRAZILIAN REGIONAL COMPANIES Recibido el 27 de abril de 2013; Aceptado el 31 de marzo de 2014

Abstract Well-organized and universalized water and sewage services are key to regional development as directly impact the quality of life and economic growth. In this sense the work shown and analyzed its results for the year 2009 six basic indicators: average tariff, distribution losses index, service with treated water, service with sewage treatment, sewage treatment rate and metering rate, relative to Brazilian regional water and sewage providing companies. We used Geographic Information System (GIS) as technique, with the software Philcarto for generating the maps. This study enabled us to observe differences in the actions and investments in sanitation (water and sewage) in each Brazilian state and the urgent need for approval and implementation of the National Sanitation Plan to solve public problems of this industry so important to national health, human rights, infrastructure, environment and economic issues.

Key Words: public policy, regional services providers, sanitation indicators, water and sewage services.

1 Faculdades

Alves Faria (ALFA), Goiânia – Goiás, Brasil. *Autor corresponsal: Programa de Pós-Graduação em Desenvolvimento Regional, Faculdades Alves Faria (ALFA), Av. Perimetral Norte, nº 4129, Bairro Vila João Vaz, Goiânia-GO, CEP 74445-190. Brasil. Email: alcido.wander@alfa.br

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Resumo Os serviços de água e esgoto organizados e universalizados são fundamentais para o desenvolvimento regional, pois impactam diretamente na qualidade de vida da população e crescimento econômico. Neste sentido o trabalho demonstrou e analisou o resultado referente ao ano de 2009 de seis indicadores básicos: tarifa média, índice de perdas na distribuição, atendimento com água tratada, atendimento com esgotamento sanitário, índice de tratamento de esgoto e índice de hidrometração, relativos às concessionárias regionais do Brasil de serviços de água e esgoto. Utilizou o método e técnica de análise regional Sistema de Informação Geográfica (SIG) e o software Philcarto para a confecção dos mapas. O estudo possibilitou observar disparidades nas ações e investimentos no saneamento (água e esgoto) em cada Estado do Brasil e a necessidade de resolver problemas públicos deste setor tão importante para as questões nacionais de saúde, direitos humanos, infraestrutura, meio ambiente e economia.

Palavras-chave: concessionárias regionais, indicadores de saneamento, políticas públicas, serviços de água e esgoto.

Introdução A cada dia tornam-se mais relevantes as discussões sobre o saneamento básico em toda sua abrangência, tendo em vista, as questões sobre sustentabilidade para manter vida com qualidade no planeta Terra. Os serviços do saneamento básico: água e esgoto têm vínculo direto com o meio ambiente, para extração de matéria-prima, disposição de efluentes e destinação de resíduos oriundos de suas operações. O fato é que os serviços de saneamento básico quando disponibilizados adequadamente favorece o desenvolvimento regional, e deve fazer parte das políticas públicas dos Governos.

Secchi (2010) afirma textualmente, que “política pública é uma diretriz elaborada para enfrentar um problema público. Uma política pública é uma orientação à atividade ou à passividade de alguém; as atividades ou passividades decorrentes dessa orientação também fazem parte da política pública; uma política pública possui dois elementos fundamentais: intencionalidade pública e resposta a um problema público; em outras palavras, a razão para o estabelecimento de uma política pública é o tratamento ou a resolução de um problema entendido como coletivamente relevante”.

Conforme Moreira (1996), o saneamento básico brasileiro enfrenta desafios tais como a ineficiência de sua gestão e a viabilização de investimentos que culminem na universalização.

Portanto, com o objetivo de regular o setor de saneamento no Brasil, o Governo Federal aprovou a Lei nº 11,445 de 2007, a qual define conceitos e estabelece requisitos que devem ser cumprindo pelos Governos: Federal, Estadual e Municipal, bem como pelas concessionárias de serviços e determina regras de funcionamento dos serviços e fiscalização.

Em função da referida Lei, o setor de saneamento teve um grande salto para sua organização e universalização. No âmbito do Governo Federal, o saneamento básico é de responsabilidade da 67

Vol. 7, No. 1, 66 – 77 6 de abril de 2014

Secretaria Nacional Saneamento Ambiental do Ministério das Cidades, a qual coordena os trabalhos de implantação do Plano Nacional de Saneamento Básico (PLANSAB) (Assessoria de Imprensa da AESB, 2011).

Em sua edição de junho de 2011 a Revista SANEAR da Associação Brasileira de Empresas de Saneamento Básico Estaduais apresenta uma reportagem sobre o PLANSAB, descrevendo por itemização os capítulos que o compõe, além de expor números do atendimento com água tratada e atendimento com esgotamento sanitário, utilizados no capítulo da análise situacional do Plano, conforme as tabelas 1 e 2 (Assessoria de Imprensa da AESB, 2011).

Tabela 1. Atendimento com água tratada Número de habitantes 118,616 milhões 62,699 milhões 8,638 milhões

Situação Adequada Precária Sem atendimento

Percentual da População 62.45% 33.00% 4.55%

Fonte: Assessoria de Imprensa da AESB (2011)

Tabela 2. Atendimento com esgotamento sanitário Número de habitantes Situação 88,930 milhões Adequada 83,197 milhões Precária 17,266 milhões Sem atendimento

Percentual da População 46.80% 44.10% 9.10%

Fonte: Assessoria de Imprensa da AESB (2011)

A reportagem citada acima demonstra os valores em recursos contratados e em contratação do Plano de Aceleração do Crescimento (PAC) I, desde o seu lançamento em 2007 até dezembro de 2010, sendo:  Abastecimento de água: R$ 7,968 bilhões;  Esgotamento sanitário: R$ 14,169 bilhões;  Desenvolvimento institucional: R$ 1,058 bilhões; e  Saneamento integrado: R$ 6,792 bilhões.

Observa-se que o investimento em esgotamento sanitário é bem mais expressivo do que em abastecimento de água, tendo em vista, o déficit neste serviço a nível nacional. No Brasil são várias as organizações que têm a responsabilidade pelo sistema de abastecimento de água potável e o sistema de esgotamento sanitário. Segundo o Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento (SNIS) administrado pela Secretaria Nacional de Saneamento Ambiental – Ministério das Cidades, as naturezas destas organizações são: privada, autarquia, administração pública direta e sociedade de economia mista com administração pública.

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Todavia, este artigo propôs-se a demonstrar e analisar resultados da performance do saneamento básico água e esgoto no Brasil, através dos dados de seis indicadores básicos, apresentados por concessionárias regionais, que formam o banco de dados do SNIS, são eles: tarifa média m³, índice de perdas na distribuição, atendimento com água tratada, atendimento com esgotamento sanitário, índice de tratamento de esgoto e índice de hidrometração.

A escolha dos indicadores apresentados foi em função de serem significativos para análises e tomadas de decisões que direcionam políticas públicas e investimentos financeiros no setor de saneamento: água e esgoto que impactam no meio ambiente e na qualidade de vida da população.

Procedimentos metodológicos Para a elaboração de planos, verificação e análise dos resultados das políticas voltadas ao desenvolvimento regional existem vários métodos e técnicas, porém para a elaboração deste estudo foi utilizado o Sistema de Informação Geográfica (SIG) (Geographic Information Systems – GIS) e o software Philcarto (Waniez, 2013).

Chrisman (1997) apud Miranda (2010) define sistemas de informação geográfica como “um sistema de computadores e periféricos, programas, dados, pessoas, organizações e instituições com propósito de coletar, armazenar, analisar e disseminar informações sobre áreas da Terra”.

Ainda, conforme Miranda (2010), pode-se classificar as definições de SIG como: “a) aquelas que enfatizam o aspecto sistema informatizado; b) aquelas que, além do sistema informatizado, incluem equipamentos; c) aquelas que são específicas; d) outras ainda que destacam a empresa ou instituição, banco de dados; e) por fim aquelas que destacam mapas e análise espacial”.

Wander (2010) estabelece que os sistemas de informação geográfica no desenvolvimento regional são úteis por diversas razões e necessidades: “A necessidade em explicar e compreender os padrões de organização e espaço; e a necessidade em tomar decisões fundamentas com base no conhecimento dos processos territoriais”.

Os SIG podem ser usados para responder seis questões básicas relacionadas com a informação espacial, segundo Maguire, Goodchild e Rhind (1994) apud Wander (2010): “Identificação: o que é...?; localização: onde está...?; tendência/evolução: o que é que mudou...?; caminho/percurso: qual é o melhor caminho...?; estrutura: qual é a estrutura...?; Simulação e modelagem: Se... o que é que...?”.

A determinação da utilização deste método e técnica de análise regional foi para visualização geográfica do posicionamento dos resultados destes indicadores por estado brasileiro onde estão em atuação as concessionárias regionais dos serviços de água e esgoto.

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O Philcarto (Waniez, 2013) é um software que permite a elaboração de mapas temáticos a partir de uma base cartográfica e dados existentes em uma planilha eletrônica, ou seja, automatiza o processo de elaboração temática de mapas. Foi desenvolvido pelo francês Philippe Waniez, está disponível em quatro idiomas: português, francês, inglês e espanhol. É um software de uso livre. Pode ser acessado e baixado através do sítio: http://philcarto.free.fr/. O software Philcarto armazena as informações em formato raster, conectando a base cartográfica que é armazenada em formato “.ai” (Adobe Illustrator) com o arquivo de dados a serem visualizados no mapa, os quais são armazenados em planilha eletrônica. A planilha eletrônica utilizada foi desenvolvida no Microsoft Office Excel 2010.

A base de dados dos indicadores foi extraída do décimo quinto diagnóstico dos serviços de água e esgoto – 2009 de maio de 2011, produzido pela Secretaria Nacional de Saneamento Ambiental do Ministério da Cidade com base no bando de dados do SNIS disponibilizado pelo próprio órgão (Brasil, 2011). Todos os documentos dos diagnósticos podem ser obtidos através do sítio http://www.snis.gov.br. Os dados dos indicadores utilizados estão apresentados na tabela 3.

Tabela 3. Dados dos indicadores por Concessionária regional Atendimento Concessionária Tarifa Média Perdas na Tratamento Estado Regional (m³) Distribuição (%) Água (%) Esgoto (%) Esgoto (%) Hidrometração (%) RN Caerd 3.66 66.30 78.60 1.50 69.90 AC Deas 0.89 46.00 62.20 1.90 AM Cosama 1.07 62.30 61.80 RR Caer 2.02 53.10 98.40 15.40 100.00 57.70 PA Cosanpa 1.99 45.90 50.00 2.40 14.60 35.90 AP Caesa 1.85 70.10 48.70 5.30 25.00 TO Saneatins 2.40 33.00 90.60 14.30 100.00 98.80 MA Caema 0.95 51.00 78.40 18.00 19.40 31.70 PI Agespisa 2.23 61.08 93.20 7.58 100.00 90.07 CE Cagece 1.61 40.70 72.60 27.90 100.00 99.60 RN Caern 2.16 60.30 92.90 22.60 69.00 63.00 PB Cagepa 2.13 41.40 96.20 26.00 98.10 87.30 PE Compesa 2.19 65.00 93.80 19.70 100.00 62.10 AL Casal 2.62 62.70 81.90 16.50 100.00 94.20 SE Deso 2.60 58.50 88.00 17.60 100.00 98.50 BA Embasa 1.99 38.00 98.10 34.20 99.10 86.80 MG Copasa 2.49 33.60 100.00 62.50 43.80 9970 ES Cesan 1.80 35.90 100.00 31.80 124.20 91.40 RJ Cedae 2.78 51.50 80.10 33.40 95.70 65.50 SP Sabesp 2.16 34.80 98.30 82.50 74.30 100.00 PR Sanepar 1.84 32.00 100.00 60.60 98.30 100.00 SC Casan 2.87 40.66 93.60 13.26 99.06 98.72 RS Corsan 3.06 44.70 91.40 9.10 87.70 84.60 MS Sanesul 2.68 38.80 100.00 12.10 97.50 99.00 MT Sanecap 2.06 59.41 100.00 39.99 67.00 69.49 GO Saneago 2.53 34.00 93.20 40.20 85.00 96.40 DF Caesb 2.61 27.67 100.00 97.99 100.00 99.77 Fonte: Brasil (2011)

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Resultados e discussões Índice de tarifa média Na Figura 1, é notória a necessidade da definição de uma metodologia de composição e cálculo para a formação da tarifa média, obviamente respeitando a singularidade de cada estado, mas com critérios bem definidos e por fim padronizados, evitando esta disparidade de valores praticados por cada concessionária regional. A variação da maior tarifa para a menor tarifa utilizada no Brasil é de R$ 2.77 (R$ 3.66 – R$ 0.89) estão geograficamente localizadas na região norte do país, sendo Caerd/RO e Deas/AC.

Figura 1. Índice de tarifa média (R$/m³) Fonte: Elaborado com dados Brasil (2011)

É interessante observar que os estados que apresentam a tarifa mais elevada não estão localizados na Região Nordeste, onde tem-se a maior escassez hídrica durante longos períodos do ano. Estados como Rio Grande do Sul e Rondônia, que apresentam tarifas mais elevadas, possuem uma disponibilidade hídrica relativamente confortável. Mesmo assim, suas tarifas médias são as mais elevadas do país.

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Índice de perdas na distribuição Conforme exposto na Figura 2, é possível observar o quanto é exorbitante a perda de água tratada na distribuição, sendo o maior valor 70.10% (Caesa/AP) e menor valor 27.67% (Caesb/DF). Isso quer dizer que de 100 litros de água tratada produzida a Caesa perde durante a distribuição em torno de 70 litros de água tratada expondo claramente a falta de eficácia na distribuição. Fica evidente que as concessionárias devem estabelecer políticas e disponibilizar recursos para a melhoria da distribuição da água, neste sentido deve fazer valer o conceito de sustentabilidade. Aqui se destacam, de forma negativa, os estados do Amapá, Pernambuco e Rondônia, onde o índice de perdas é o mais elevado.

Figura 2. Índice de perdas na distribuição Fonte: Elaborado com dados de Brasil (2011)

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Índice atendimento com água tratada A Região Norte aparece com o resultado mais baixo em relação ao restante do Brasil com o atendimento com água tratada (Figura 3), a Caesa/AP com o menor resultado: 48.70%. O aumento do atendimento da população com água tratada é necessário para auxiliar no controle de doenças de veiculação hídricas.

A região Norte, em geral, é a que apresenta índices de atendimento com água tratada mais baixos. A infraestrutura local e a logística necessária cria dificuldades adicionais nesta região, dificultando o atendimento pleno da população nessa região.

Figura 3. Índice atendimento com água tratada Fonte: Elaborado com dados de Brasil (2011)

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Índice atendimento com esgotamento sanitário Observa-se no figura 4, que no Brasil a disponibilidade deste serviço é precária, necessitando de atenção especial para mudança do atual cenário, ou seja, é fundamental aplicação de investimentos para a construção de sistemas coletores e de tratamento de esgotos. A Caesb/DF e Sabesp/SP são as concessionárias que possuem os melhores resultados. Fica evidente que o serviço de esgoto requer muito mais ações e investimentos do que o serviço de água, pelos baixos índices de atendimento. Os índices são extremos de atendimento com água tratada e atendimento com esgotamento sanitário, fazendo a comparação dos dois, o melhor resultado é da Caesb/DF.

Figura 4. Índice atendimento com esgotamento sanitário Fonte: Elaborado com dados de Brasil (2011)

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Índice tratamento do esgoto A outra situação ainda precária para o serviço de esgoto é o baixo índice de tratamento, conforme aprestando no figura 5, ou seja, nem todo o efluente coletado é tratado antes de ser lançado no corpo receptor. É importante relatar que não basta investimentos somente no sistema coletor de esgoto, devem ser construídas e operadas com excelência as estações de tratamento de esgoto. É interessante observar que, em geral, os estados do Nordeste tratam um percentual maior do esgoto coletado que nas demais regiões.

Figura 5. Índice tratamento do esgoto Fonte: Elaborado com dados de Brasil (2011)

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Índice de hidrometração Para o índice de hidrometração, demonstrado no figura 6, destaca-se a Região Norte com os menores resultados. A medição do consumo de água pelo equipamento hidrômetro é a forma mais adequada para o faturamento e regulação de consumo do produto água tratada. Outro detalhe determinante para que as ligações de água possuam hidrômetro é que o faturamento do esgoto é em relação ao consumo da água.

Figura 6. Índice de hidrometração Fonte: Elaborado com dados de Brasil (2011)

Considerações finais O estudo realizado permite através dos mapas uma visualização territorial dos resultados de cada indicador por Estado e Região do Brasil. Foi possível observar a necessidade de políticas públicas bem direcionadas e arrojadas para que realmente os serviços de água e esgoto possam estar devidamente organizados e universalizados, contribuído assim para o desenvolvimento regional através do uso adequado dos recursos hídricos, promoção da qualidade de vida da população e oportunidade de implantação e implementação de novos negócios.

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A proposta do Governo Federal é melhorar o desenvolvimento e crescimento do setor de saneamento nacional, porém faz-se necessário que todos os agentes, sejam: comunidade, governantes, representantes das concessionárias de água e esgoto, órgãos financiadores e órgãos reguladores estejam envolvidos com a causa, respeitando, melhorando e cumprindo a legislação; fazendo inovações sem perder o foco na sustentabilidade, bem como a aplicação adequada dos recursos financeiros disponibilizados para resolução de problemas públicos, isso é fundamental.

Referências Assessoria de Imprensa da AESB (2011) O PLANSAB e o futuro do saneamento: dificuldades a serem enfrentadas.

Sanear – Revista do Saneamento Básico, 14, 6-9.

Miranda, J.I. (2010) Fundamentos de Sistemas de Informações Geográficas. 2.ed. Embrapa Informação Tecnológica, Brasília, 425pp.

Moreira, T. (1996). Saneamento básico: desafios e oportunidades. Revista do BNDES, Rio de Janeiro, 3(6), 1-18.

Secchi, L. (2010) Políticas públicas: conceitos, esquemas de análise, casos práticos, Cengage Learning, São Paulo, 133pp.

SNIS, Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento (2011) Ministério das Cidades, Secretaria Nacional do Saneamento Ambiental, Brasil, Décimo quinto diagnóstico dos serviços de água e esgoto/2009. Brasília.

Acesso em 4 nov. 2011, disponível em http://www.snis.gov.br Wander, A.E. (2010) Métodos e técnicas de análise regional, en Desenvolvimento regional e gestão de empreendimentos: Conceitos, métodos, instrumentos e estratégias, (Negret, F. Editor), Faculdades Alves Faria, Goiânia-GO, 205pp.

Waniez, P. (2013) Philcarto for Windows. Acesso em 23 mar. 2013, disponível em http://philcarto.free.fr

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