Vol7 no3 2014

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

Vol. 7, No. 3 6 de diciembre de 2014 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: Germán Buitrón Tanques almacenadores de biogás

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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Dr. Adalberto Noyola Robles Instituto de Ingeniería, UNAM Dr. Germán Buitrón Méndez Instituto de Ingeniería, UNAM

Vol. 7, No. 3 6 de diciembre de 2014

Tabla de Contenido Vol. 7, No 3.

1.-

BENEFICIOS AMBIENTALES DERIVADOS DE LA CAPTACIÓN DE AGUA DE LLUVIA EN TANQUES ELEVADOS Y OPTIMIZACIÓN DEL TAMAÑO DE LOS TANQUES ENVIRONMENTAL BENEFITS ARISING FROM RAINWATER CATCHMENT IN ELEVATED TANKS AND SIZE OPTIMIZATION FOR THE TANKS *Roberto Carlos Hernández León, Fabián Robles Martínez, Cinthya Pamela Del Río Galván

189 - 200

2.-

+

EFECTO DE BORDE; RUIDO, MATERIA ORGÁNICA EN SUELO Y CONTAMINANTES PERSISTENTES EN LAS ÁREAS NATURALES PROTEGIDAS DE CALAKMUL-BALAMKÚ, CAMPECHE ROAD EDGE EFFECT; NOISE, ORGANIC MATTER IN SOILS AND PERSISTENT POLLUTANTS IN NATURAL PROTECTED AREAS IN CALAKMUL-BALAMK, CAMPECHE *Leonel E. Amábilis-Sosa, Jorge A. Benítez

201 - 209

3.-

+

APLICACIÓN DEL NOPAL (Opuntia ficus indica) COMO COAGULANTE PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES APPLICATION OF NOPAL (Opuntia ficus indica) AS PRIMARY COAGULANT WASTEWATER Mabel Vaca-Mier, Raymundo López-Callejas, Julio Flores-Rodríguez, Hilario Terres Peña, Arturo Lizardi Ramos, *Ma. Neftalí Rojas -Valencia

210 - 216

4.-

EVALUACION PRELIMINAR DE ACTIVADORES BIOLOGICOS PARA EL COMPOSTAJE DE RESIDUOS DE TOMATE PRELIMINARY EVALUATION OF BIOLOGICAL ACTIVATORS FOR TOMATO WASTE COMPOSTING * Patricia Martínez-Nieto, Gustavo García-Gómez, Germán Sánchez-León, Claudia Vargas-Vargas

217 - 227

5.-

MÉTODO ECONÓMICO DE REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUAS PARA COMUNIDADES RURALES ECONOMIC METHOD OF REMOVAL OF ARSENIC IN WATER FOR RURAL COMMUNITIES *Germán Roberto Revelli, Matías Tomás Seuchuc, Fernando Gabriel Tonutti, Gabriel Valentín Costa

228 - 242

6.-

VALIDAÇÃO DO MÉTODO ANALÍTICO PARA DETECÇÃO DE SAXITOXINAS (STX E DC-SXT) POR CROMATOGRAFIA LÍQUIDA DE ALTA EFICIÊNCIA COM DETECTOR DE FLUORESCÊNCIA E DERIVATIZAÇÃO PRÉ-COLUNA VALIDATION OF AN ANALYTICAL METHOD FOR SAXITOXIN DETECTION (STX AND DC-STX) BY HIGH PERFORMANCE LIQUID CHROMATOGRAPHY WITH FLUORESCENCE DETECTOR AND PRECOLUMN DERIVATION Larissa Sousa Silvino, *José Capelo-Neto

243 - 258

Vol. 7, No. 3 6 de diciembre de 2014

7.-

PROPOSIÇÃO DE SISTEMA DE APROVEITAMENTO DE ÁGUA DE CHUVA PARA UMA INSTITUIÇÃO DE ENSINO NA REGIÃO NORDESTE DO BRASIL: ESTUDO DA VIABILIDADE ECONÔMICA PROPOSAL FOR RAINWATER HARVESTING SISTEM FOR A SCHOLAR INSTITUTE IN NORTHEAST REGION OF BRAZIL: A STUDY OF THE ECONOMIC VIABILITY *Célia Medeiros Marques, Gilson Barbosa Athayde Júnior, Ysa Helena Diniz Morais de Luna

259 - 271

8.-

AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE EM EFLUENTES DE FOSSA SÉPTICA PARA Daphnia magna E Daphnia similis EVALUATION OF TOXICITY OF SEPTIC TANK EFFLUENT TO Daphnia magna AND Daphnia similis *Geísa Vieira Vasconcelos Magalhães, Edlene Sales de Paula, Ronaldo Stefanutti

272 – 282

9.-

ADSORÇÃO DO CORANTE INDOSOL AZUL TURQUESA EM CONCHAS DE MARISCOS Brachidontes solisianus CALCINADAS ADSORPTION OF BLUE TURQUOISE INDOSOL DYE IN CALCINED Brachidontes solisianus SHELLS Maria Thalita Siqueira de Medeiros, Romero Barbosa de Assis Filho, *Maurício Alves da Motta Sobrinho

283 – 296

10.-

ESTUDOS INICIAIS PARA USO DO ÍNDICE TRIX PARA ANÁLISE DO NÍVEL DE EUTROFIZAÇÃO NO ESTUÁRIO DO RIO POTENGI – NATAL – RN - BRASIL INITIAL STUDIES TO USE THE INDEX TRIX FOR ANALYSIS OF EUTROPHICATION IN ESTUARY POTENGI RIVER - NATAL – RN – BRAZIL *Jean Leite Tavares, André Luis Araújo Calado, Roberto Fioravanti Carelli Fontes

297 – 308

11.-

AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS AMBIENTAIS DO USO E OCUPAÇÃO DO SOLO NAS ÁREAS DE PRESERVAÇÃO PERMANENTE - APP DE DUAS LAGOAS URBANAS ENVIRONMENTAL IMPACTS EVALUATION OF USE AND OCCUPATION OF LAND IN THE PERMANENT PRESERVATION AREA - PPA OF TWO URBAN LAGOONS *Laiz Hérida Siqueira de Araújo, Francisco Suetônio Bastos Mota

309 - 322

12.-

Lista de Revisores 2014

+

Editor invitado: Dr Hugo A Nájera Aguilar, Universidad de Ciencias y Artes de Chiapas.

323

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

BENEFICIOS AMBIENTALES DERIVADOS DE LA CAPTACIÓN DE AGUA DE LLUVIA EN TANQUES ELEVADOS Y OPTIMIZACIÓN DEL TAMAÑO DE LOS TANQUES

*Roberto Carlos Hernández León1 Fabián Robles Martínez2 Cinthya Pamela Del Río Galván1

ENVIRONMENTAL BENEFITS ARISING FROM RAINWATER CATCHMENT IN ELEVATED TANKS AND SIZE OPTIMIZATION FOR THE TANKS Recibido el 14 de agosto de 2013; Aceptado el 11 de abril de 2014

Abstract This research proposed a simulation of the operation of a system of rainwater harvesting ( SAALL ) for a set of five buildings of an academic institution covering an area of 8202.15 m2 and three storey (11.7 m) located northeast of Mexico City between Ticomán and Zacatenco. To estimate the volume of rainwater that can be used, was considered the use of historical data records from a weather station located in San Juan de Aragón for the period 1991-2010. We considered the use of rainwater within 16 urinals and 49 toilets that operating with flushometer with a minimum pressure equal to 98.1 kPa and for cleaning floors in set of five buildings. The savings of potable water and electricity to store the water collected in tanks to water supply in toilets could be possible by leveraging potential energy so the use of electricity and potable water is preserved. The results showed that could save 3943.38 m3/year water and 3194.35 kWh/year. We underline the importance of capturing and harnessing rainwater for expose as a viable and attractive option for local governments and private investment, proving that is possible get both environmental and economic benefits to replace the potable uses and non potables of water with rainwater.

Key Words: Elevated tanks, rainwater, rainwater harvesting potential, water balance, water demand.

1 Departamento

de Formación Profesional Específica, Unidad Profesional Interdisciplinaria de Ingeniería Campus Zacatecas, Instituto Politécnico Nacional.

2 Departamento de Bioprocesos, Unidad Profesional Interdisciplinaria de Biotecnología del Instituto Politécnico Nacional. *Autor corresponsal: Departamento de Formación Profesional Específica, Unidad Profesional Interdisciplinaria de Ingeniería Campus Zacatecas, Instituto Politécnico Nacional. Blvd. Del Bote S/N, Cerro del Gato, Ejido la Escondida, Col. Cd. Administrativa, Zacatecas, Zacatecas. C.P. 98160. México. Email: rocaheler@gmail.com

189

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Resumen En el presente trabajo se realizó una simulación de la operación de un sistema de aprovechamiento de agua de lluvia (SAALL) para un conjunto de cinco edificios que cubren un área de 8202.15 m2 y altura de tres pisos (11.7 m) ubicados al noreste del Distrito Federal en la zona de Ticomán y Zacatenco al interior de una institución académica.

Para estimar el volumen de agua de lluvia que puede aprovecharse, se partió de los registros de una estación meteorológica ubicada en San Juan de Aragón para el periodo comprendido entre 1991 hasta 2010. Se consideró utilizar el agua de lluvia dentro de 16 mingitorios y 49 inodoros que funcionan con fluxómetro cuya presión mínima equivale a 98.1 kPa, así como en la limpieza de pisos de los cinco edificios. Se estimaron los ahorros de agua potable y electricidad al almacenar el agua captada en tanques elevados para suministrar los sanitarios utilizando la energía potencial con lo que se evitaría el uso de energía eléctrica de la misma forma que se preserva el recurso agua potable. Los resultados mostraron que podrían ahorrarse 3943.38 m3/año de agua potable y 3194.35 kWh/año. Es preciso destacar la importancia de captar y aprovechar el agua de lluvia para exponerla como una opción viable y atractiva para gobiernos locales e inversión privada, demostrando que se pueden obtener beneficios tanto ambientales como económicos al sustituirla en usos potables y no potables.

Palabras clave: Agua de lluvia, balance hídrico, demanda de agua, potencial de captación, tanques elevados.

Introducción Los recursos hídricos son un motivo de preocupación cada vez mayor desde el nivel local hasta el global. Se han presentado diversos debates internacionales por ríos, océanos y aguas pluviales debido a que el ciclo hidrológico es un sistema global que trasciende fronteras políticas (Abdulal et al., 2006).

Con el aumento de la población y el régimen de cambio climático, los sistemas de abastecimiento de agua en muchas ciudades están bajo estrés (Monzur et al., 2011), razón por la cual las ciudades en todo el mundo están explorando el uso del agua de lluvia como una fuente alternativa para abastecer edificios de gran altura (Zhang et al., 2009). Como afirman Apostolidis et al. (2006) el agua de lluvia captada en azoteas (in-situ) de edificaciones suele ser la fuente alternativa de agua más limpia disponible comparada con los sistemas de captación por escurrimiento a nivel de piso, requiriendo un tratamiento mínimo antes de ser adecuado para una amplia variedad de usos, aunque se recomienda analizar su calidad fisicoquímica en los sitios donde se desee captar el recurso, de acuerdo a lo que menciona Rojas, et al. (2012) ya que en la zona sur del Distrito Federal se encontraron diversos tipos de bacterias presentes en el agua de lluvia y un pH que tiende de ácido a neutro conforme avanza la temporada de lluvias, así como también afirma que la calidad del agua cumple con criterios establecidos en la NOM127-SSA1-1994. Además se pueden citar los siguientes trabajos: Coombes (2003) trabajó en el uso de agua de lluvia en inodoros, sistemas de agua caliente, riego de jardines, lavado de autos y en el re-desarrollo de las zonas residenciales compuestas por 27 terrenos en Newcastle, Australia. Zhang et al. (2012) reportaron los beneficios 190

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económicos por captar agua de lluvia en áreas verdes evitando así que termine en las alcantarillas.

En la planta de Daimler Chrysler ubicada en Berlín, se capta el agua de lluvia de la azotea de 19 edificios con un área total de 32000 m2 y se almacena en un tanque ubicado en el sótano con capacidad de 3500 m3. El agua captada se utiliza para las descargas de sanitarios, riego de jardines y de azoteas verdes, y para la recuperación de una laguna artificial (RHA, 2007).

La normativa y documentos técnicos de Alemania, Reino Unido y Portugal recomiendan el uso de métodos detallados para dimensionar los tanques de almacenamiento en los sistemas de aprovechamiento de agua de lluvia (SAALL). Estos métodos se basan en simulaciones diarias de la operación del sistema a partir de datos de precipitación diaria y la demanda de agua no potable. Sin embargo, la información que se ofrece en estos documentos es escasa respecto a los criterios más adecuados para obtener el tamaño del tanque de almacenamiento de agua de lluvia al realizar las simulaciones diarias (Santos y Taveira, 2013).

Ward et al. (2012) recomienda el método detallado para dimensionar los tanques de almacenamiento en los SAALL donde la demanda de agua es irregular (edificios comerciales o industriales). No se mencionan edificios académicos, sin embargo es importante señalar que la demanda es irregular debido a los periodos vacacionales y fines de semana de descanso.

La zona de estudio es un conjunto de cinco edificios (con un área disponible para captación de 8202.15 m2) ubicados al noreste del Distrito Federal en dichas instalaciones se encuentran en promedio 3037 personas/año que permanecen una jornada de 8 horas por día durante 5 días a la semana, los cinco edificios cuentan con 16 mingitorios y 49 inodoros ubicados en la planta baja. El objetivo del presente trabajo fue determinar los beneficios ambientales por la captación de agua de lluvia en cinco edificios ubicados al noreste del Distrito Federal y su almacenamiento en tanques elevados para utilizarla en sanitarios, así como optimizar el volumen de los tanques de almacenamiento a partir de balances hídricos diarios.

Metodología En el presente trabajo se estimó la cantidad de agua que podría aprovecharse durante la época de lluvias en las azoteas de 5 edificios de 3 o más pisos ubicados en el noreste del Distrito Federal en la zona de Ticomán-Zacatenco. Para el desarrollo del estudio, se determinó la siguiente información: a) Potencial de captación de agua de lluvia; b) demanda de agua potable en sanitarios; c) consumo eléctrico por el bombeo de agua potable; d) volumen óptimo de los tanques elevados de almacenamiento de agua de lluvia; e) altura mínima necesaria de los tanques de almacenamiento de agua de lluvia.

191

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a) Potencial de captación de agua de lluvia en los edificios Para calcular el potencial de captación anual y establecer la oferta de agua se necesita contar con información previamente establecida en la Ecuación 1 adaptada de Abdulla et al. (2009) en donde al volumen calculado se le resta el volumen del tanque de primeras aguas que contienen el lavado de las azoteas y por lo tanto son de menor calidad.

Potencial de captación (

m3 )=  AC  PA  0.001 - AC  DLL  0.001  0.9 año

Ecuación (1)

Donde: AC= Área de captación (m2) PA= Precipitación anual (mm) DLL= Días con evento de lluvia durante el año (días) 0.9= Factor de escurrimiento

La información de precipitación se tomó de una estación meteorológica ubicada en San Juan de Aragón (México, D.F.) en la base de datos meteorológica nacional (sistema CLICOM) y se midió la superficie de las azoteas de cada uno de los cinco edificios para calcular el potencial de captación. El promedio de días con evento de lluvia durante el periodo 1991-2010 fue de 102 días por año de acuerdo a la base de datos. b) Demanda de agua en sanitarios Se estimó la demanda de agua en los sanitarios por el uso en mingitorios (3 L) e inodoros (6 L), tomando en cuenta factores como: frecuencia de uso, días por año de actividad y cantidad de personas presentes en los edificios de Lunes a Viernes, en fines de semana y días feriados.

A través de formatos dispuestos dentro de los sanitarios, cualquier persona que hacía uso de los mismos, debía anotar la frecuencia de uso diaria de mingitorios e inodoros en 3 etapas de 2 semanas cada una, con esto se estimó la demanda de agua potable estableciendo que los hombres consumían 15.21 L/día de agua potable por el uso de mingitorios e inodoros, mientras que las mujeres 17.91 L/día. Gato et al. (2004) estudiaron la demanda de agua en sanitarios, donde reportaron que el consumo de agua promedio en la descarga de agua por inodoros y mingitorios era 16 L/persona∙día, este dato es semejante al consumo estimado en el conjunto de edificios, por lo que se tomó el valor promedio de 16.56 L/persona∙día.

Con esta información se calculó la demanda de agua de acuerdo a la Ecuación 2.

192

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D(

m3 )= Nu  Dot  Nd  0.001 mes

Ecuación (2)

Donde: D= Demanda mensual (m3) Nu= Número de personas beneficiadas Dot= Demanda de agua (L∙persona/día) Nd= Número de días por mes 0.001= Factor de conversión de litros a m3

c) Consumo eléctrico por el bombeo de agua potable El sistema de bombeo en el conjunto de edificios consta de 3 bombas que extraen el agua potable de la cisterna cuya capacidad es de 46.8 m3. El agua es presurizada en la tubería con ayuda de un compresor de 3.8 m3 de capacidad y es así como llega a los puntos de consumo, el sistema trabaja de forma continua para garantizar el suministro de agua. Se colocó un equipo analizador de redes trifásico modelo 3945 de la marca AEMC Instruments® en el sistema eléctrico que alimenta el cuarto de bombas por un periodo de 48 horas para determinar el consumo eléctrico durante dicho periodo, al final se relacionó el volumen de agua potable bombeada con el consumo eléctrico para obtener un consumo de energía por metro cúbico de agua potable bombeada.

Resultados y discusión El área calculada de las azoteas y disponible para la captación de agua de lluvia en cada uno de los cinco edificios se muestra en la Tabla 1, el área total de las azoteas del conjunto de 5 edificios es de 8202.15 m2.

Tabla 1. Área de las azoteas para cada uno de los edificios evaluados

Edificio Área (m2)

Edificio (a) 1178.76

Edificio (b) 2053.59

Edificio (c) 1943

Edificio (d) 998.2

Edificio (e) 2028.6

Total 8202.15

En la Tabla 2 se muestran los datos de precipitación históricos por año para el periodo 1991 a 2010 de la estación San Juan de Aragón, no se consiguió analizar un periodo de los últimos 20 años de precipitación puesto que se descartó la correspondiente a los años que contaban con un porcentaje de cantidad de información válida menor al 90%, o sea, 1992 y 2010.

193

Vol. 7, No. 3, 189 – 200 6 de diciembre de 2014 Tabla 2. Datos históricos de la estación San Juan de Aragón

Año 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010

Precipitación (mm) 860.6 44.4 580.8 641.3 721.6 491.1 532 491 434.8 669.2 551.5 838 587.8 638.4 464.5 731.8 806.3 755.7 657.57 524.12

Cantidad de información 99.18% 33.06% 93.17% 91.80% 92.90% 91.00% 100.00% 91.80% 99.72% 98.90% 100.00% 99.72% 100.00% 99.72% 100.00% 100.00% 99.72% 98.63% 97.26% 66.93%

El valor máximo de precipitación anual fue de 860.6 mm que pertenece al año de 1991 mientras que el valor mínimo fue de 434.8 mm que pertenece al año de 1999, el promedio de la precipitación anual de la zona se ubica en 636.33 mm. En un análisis que comprende el periodo de 1971 al 2000 se reporta una precipitación anual promedio de 586.3 mm en la misma estación de San Juan de Aragón siendo que entre los meses de mayo a octubre se presenta el 87.04% de la precipitación anual (EAM, 2010). Al respecto Sánchez et al.(2011) menciona las delegaciones del Distrito Federal más propensas a sufrir eventos extremos de precipitación asociados del cambio climático, entre las que se encuentra Gustavo A. Madero ubicada al noreste del Distrito Federal donde se pronostica una disminución en las precipitaciones.

Los promedios mensuales de precipitación histórica mensual del periodo 1991 a 2010 en la estación San Juan de Aragón se presentan en la Figura 1 de donde se obtuvo un valor promedio del total acumulado de 636.33 mm/año, dicho valor se utilizó para estimar el potencial de captación en 3943.38 m3/año calculado a partir de la ecuación 1, en donde el volumen de primeras aguas equivale a 836.62 m3/año.

194

Precipitación (mm)

Vol. 7, No. 3, 189 – 200 6 de diciembre de 2014

140 120.1

130

123.6

110.2

120

105.7

110 100 90 80 70

59.4

60 39.1

50 40

25.6

30

15.3

20

14.3

13.2 6.6

5.4

10 0 EN

O ER

I RO RZO BR RE A A B M FE

L M

O Y A

E E E E O O IO LI N ST BR BR BR BR O U JU M M M JU T G IE IE IE C A V O IC Mes PT O D N SE

Figura 1. Resultados de precipitación histórica del periodo 1991 a 2010 en la estación San Juan de Aragón

d) Volumen óptimo de los tanques elevados de almacenamiento de agua de lluvia.

En primera instancia se planteó el abastecimiento de los sanitarios de planta baja, después de analizar los balances hídricos se obtuvo que el volumen de los tanques elevados se encontraba por encima de las expectativas, es decir, representaría un problema técnico y económico ya que el volumen requerido de almacenamiento aumenta durante los periodos de máxima precipitación, esto debido a que la demanda es variable y en periodos vacacionales disminuye drásticamente. Teniendo en cuenta lo anterior, sería necesario aumentar la demanda de agua planteando otros usos del agua de lluvia tomando en cuenta que al aumentar el volumen del tanque lo hace también su costo. Se decidió entonces, incluir el uso de agua de lluvia para limpieza de sanitarios, salones, pasillos, laboratorios y oficinas, equivalente a 8.14 m3/día.

Una vez establecida la demanda y la primera aproximación al volumen de los tanques de almacenamiento se realizó una búsqueda dentro de la base de datos a fin de localizar las precipitaciones máximas diarias y con esto establecer el tamaño del tanque de almacenamiento considerando captar la totalidad de agua de lluvia. El balance hídrico diario se realizó para el mes que tenía el valor más alto del acumulado en mm, en este caso resultó ser el mes de agosto. Dentro de la estimación del balance hídrico se tomaron en cuenta las siguientes consideraciones:

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Vol. 7, No. 3, 189 – 200 6 de diciembre de 2014

a) solo se consideraba que había un acumulado si el valor resultante entre la diferencia de la oferta y la demanda era positivo; b) si el valor del acumulado resultaba un valor negativo, este se hacía cero; c) los días domingo así como los días feriados se considera que la demanda es cero.

Los resultados del volumen calculado de los tanques de almacenamiento a partir del balance hídrico diario para el mes con el mayor valor acumulado de precipitación se muestran en la Tabla 3 y se comparan con los volúmenes estimados por otros autores y sus metodologías para la misma base de datos.

Tabla 3. Volumen estimado de los tanques de acuerdo a diferentes metodologías de otros autores

Lugar Edificio (a) Edificio (b) Edificio (c) Edificio (d) Edificio (e)

CEPIS/OMS, 2004 (m3) 75.82 144.65 145.11 156.80 71.24

Caballero, 2007 (m3) 217.43 334.37 287.14 281.06 159.24

Presente trabajo (m3) 63.93 83.35 111.61 65.58 13.66

CEPIS/OMS (2004) en su guía de diseño para captar agua de lluvia describe el método para calcular el volumen del tanque de almacenamiento a través de un balance hídrico mensual en donde el volumen del tanque se determina por el valor máximo obtenido en el balance de los 12 meses del año. Por otra parte Caballero (2007) en su manual de captación de agua de lluvia propone llevar a cabo balances hídricos mensuales y sumar los valores del déficit al del superávit de los valores resultantes de los 12 meses del año.

Como resultado de la medición en el consumo eléctrico del sistema de distribución de agua potable se registró el consumo de 103.55 kWh para un flujo de 127.898 m3/día, al relacionar esta información se obtiene que por cada m3 de agua potable bombeada se consumen 0.81 kWh. Entonces se podría evitar consumir 3194.35 kWh/año, si se considera un coeficiente de emisión aplicado de acuerdo a la ATPAE (2003) de 0.6521 tCO2eq/MWh con lo que se podría prevenir la emisión a la atmósfera de 2082.89 kg de CO2 eq/año.

Con la propuesta de uso de agua de lluvia en sanitarios y limpieza se estarían consumiendo 1.53 m3/persona•año lo que representa una disminución del 45.85% en el consumo de agua potable para los mismos usos, como se muestra en las Ecuaciones 3, 4 y 5.

196

Vol. 7, No. 3, 189 – 200 6 de diciembre de 2014

Reducción= Demanda - Oferta= 8600.04 m 3 - 3943.38 m 3

Ecuación (3)

4656.66 m3 m3 =1.53 3037 persona  año persona  año

Ecuación (4)

Consumo anual=

 1.53 m3 / persona  año  % de disminución= 1   100  45.85% 3  2.83 m / persona  año 

Ecuación (5)

e) Altura mínima necesaria de los tanques elevados de almacenamiento de agua de lluvia.

Se utilizó el teorema de Torricelli tomando como referencia el diámetro de tubería de 2” recomendado por Caballero (2007) para estimar la caída de presión de la columna de agua a través de la ecuación fundamental de la hidrostática que se muestra en la Ecuación 6, en donde la presión del sistema es la relativa y no la absoluta, o sea, no se suma la presión atmosférica al sistema.

P= ρ  g  h Donde: P= Presión del sistema ρ= Densidad del agua= 1 g/ml h= Altura de la columna de agua en el tanque g= Aceleración de la gravedad

Ecuación (6)

Ya que la presión depende de la altura de la columna de agua, conforme esta se reduzca se verá disminuido el flujo de agua hacia los sanitarios (Figura 2). Con los datos estimados de la demanda de agua potable de 16.56 L/persona•día para una población promedio anual de 3037 personas durante una jornada de 8 horas, la demanda calculada sería de 1.746 L/s de esta forma la altura mínima del tanque estaría dada por la intersección entre la caída del flujo de agua del tanque y la demanda de agua calculada en los sanitarios, o sea, entre los 1.8 y los 2 metros. No obstante, a dicha altura no se satisface el requerimiento de presión mínima necesaria en los inodoros con fluxómetro considerando la NOM-009-CNA-2001 que es de 98.1 kPa, esta presión se podría satisfacer a los 10 metros de altura del tanque elevado, o bien, cuando los inodoros no son asistidos por presión la presión mínima necesaria es de 24.5 kPa que estaría dada a los 2.6 metros de altura. En ambos casos sería posible satisfacer la demanda de agua en los sanitarios.

197

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Presión mínima inododoro con fluxómetro (kPa) Flujo tubo inodoro (L/s)

120

4.50 4.00

100 3.50 80

Flujo (L/s)

Presión (kPa)

Caída de presión(kPa) Presión mínima inodoro de caja (kPa) Demanda de agua en sanitarios (L/s)

3.00 2.50

60 2.00 40

1.50 1.00

20 0.50

0 .8

1 .4

2 .0

2 .6

3 .2

3 .8

4 .4

5.0

5 .6

6.2

6 .8

7.4

8 .0

8.6

9 .2

.4 10

0.00 9.8

0

Altura (m)

Figura 2. Análisis de presión y flujo en el sistema

Como resultado de la operación del SAALL, que incluye su almacenamiento en tanques elevados, se podría reducir el consumo de agua potable en las instalaciones propuestas en un 49.73% por año mientras que el consumo eléctrico se podría reducir en un 16.87% por año al evitar el bombeo de agua potable de la cisterna hacia los puntos de consumo; este ahorro en el consumo eléctrico se vería reflejado en la no emisión a la atmósfera de 2082.89 kg/año de CO2 eq/año. El uso propuesto para el agua de lluvia captada es la limpieza de pisos y aprovechando la energía potencial se podrían suministrar de agua los sanitarios ubicados en planta baja de edificios de tres o más pisos, o bien, más de diez metros de altura.

De los 636.19 L/m2 por año como promedio del periodo de 20 años de precipitación se podrían recuperar 482.7 L/m2 por año, el resto del agua de lluvia se desecha en el tanque de primeras aguas que contiene depósito atmosférico del lavado en las azoteas y se considera un factor de corrección de 0.9 por pérdidas en evapotranspiración. Dicho de otra forma, sería posible recuperar el 75.85% del agua de lluvia en la zona noreste del Distrito Federal.

El balance hídrico diario que se llevó a cabo en el presente trabajo equivale a una simulación de la operación del SAALL en cinco edificios que pertenecen a una institución académica en donde la demanda de agua es variable, de acuerdo a esto, los autores de métodos para estimar el volumen de los tanques descritos por autores como Caballero y CEPIS/OMS estarían sobrestimando el volumen de los tanques de almacenamiento de agua de lluvia, aunque cabe mencionar que dichos métodos son propuestos para sistemas de aprovechamiento de agua de lluvia caseros donde la demanda de agua es constante.

198

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La altura mínima de los tanques elevados de almacenamiento de agua de lluvia está en función de la presión mínima necesaria en mingitorios e inodoros, ya sea que estos funcionen con fluxómetro en cuyo caso la presión mínima es de 98.1 kPa (10 m) o bien, que funcionen sin asistencia de presión, donde la presión mínima necesaria es de 24.5 kPa (2.5 m) a partir de la altura de la toma de agua en el inodoro o mingitorio.

Conclusiones El aprovechamiento del agua de lluvia, aunado a otras estrategias de uso eficiente del agua podrían potenciar los beneficios ambientales para contribuir a la conservación de mantos acuíferos y reducir el consumo de energía eléctrica en sistemas de bombeo para hacer llegar el agua potable a los puntos de consumo en zonas urbanas. Los beneficios ambientales se pueden traducir directamente en beneficios económicos al evitar el uso de electricidad en el bombeo y consumo de agua potable, considerando las tarifas aplicables vigentes. Con esta información y la determinación de los costos de implementación del sistema de aprovechamiento de agua de lluvia se podría determinar el periodo en el que se recupera la inversión económica.

Para minimizar el volumen en el almacenamiento y reducir el costo del sistema se necesita maximizar el aprovechamiento durante la época de lluvias, esto se logra estableciendo diversos usos para el agua de lluvia en los que pueda sustituir al agua potable. Debido a esto es necesario profundizar en el análisis de calidad del agua de lluvia en la zona considerando comparar los resultados con la NOM-127-SSA1-1994.

Es importante analizar la factibilidad técnica del almacenamiento de agua a más de 10 metros de altura, considerando que el Distrito Federal se ubica en una zona sísmica y que en edificios de tres pisos como los estudiados, la distancia entre la azotea y altura mínima del tanque es reducida (1.3 m) por lo que se necesitan formular alternativas de almacenamiento incorporadas a la estructura del edificio cuando la intención sea aprovechar al máximo el agua de lluvia en inodoros con fluxómetro.

Agradecimientos: Consejo Mexiquense de Ciencia y Tecnología y Dra. Ma. Del Carmen Monterrubio Badillo.

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Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

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

EFECTO DE BORDE; RUIDO, MATERIA ORGÁNICA EN SUELO Y CONTAMINANTES PERSISTENTES EN LAS ÁREAS NATURALES PROTEGIDAS DE CALAKMUL-BALAMKÚ, CAMPECHE

*Leonel E. Amábilis-Sosa1 Jorge A. Benítez2

ROAD EDGE EFFECT; NOISE, ORGANIC MATTER IN SOILS AND PERSISTENT POLLUTANTS IN NATURAL PROTECTED AREAS IN CALAKMUL-BALAMK, CAMPECHE Recibido el 2 de septiembre de 2013; Aceptado el 26 de junio de 2014

Abstract In this paper, the road edge effect caused by vehicular traffic of the road located in the Natural Protected Area Balamkú-Calakmul in the state of Campeche is studied. The indicators organic matter, heavy metals, polycyclic aromatic hydrocarbons and noise were quantified at different perpendicular distances to the Bat Cave, as key geographical site. The masic flow of lead emissions is 2.08 ton year-1, 1.54 Ton yr-1 of zinc and 1.63 Ton year -1 of polycyclic aromatic hydrocarbons. Even though these concentrations might be the result of atmospheric dilution these substances have persistent and highly toxic properties. Monitoring results of indicators, note evidence of the road edge effect, since the values of organic matter, heavy metals and polycyclic hydrocarbons exhibit a downward pattern with increasing distance. Likewise, the disturbing level of traffic noise can reach 0.5 to 1 km in radial area, with concentrations of 40 dB and a background noise of 20 dB. Key Words: impact on natural protected area, organic matter in soils, road edge effect.

1 Posgrado

en Ingeniería Ambiental, Universidad Nacional Autónoma de México.

EPOMEX, Universidad Autónoma de Campeche *Autor corresponsal: Universidad Nacional Autónoma de México. Paseo de la investigación científica s/n, Cd. Universitaria, Delegación Coyoacán. 04350. México D.F. Email: leoamabilis@yahoo.com.mx 2 Centro

201

Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

Resumen En el presente trabajo se estudia el efecto de borde ocasionado por el tránsito vehicular de la carretera ubicada en el Área Natural Protegida Calakmul-Balamkú, dentro del estado de Campeche. Los indicadores materia orgánica, metales pesados, hidrocarburos aromáticos policíclicos y ruido fueron cuantificados a diferentes distancias perpendiculares de la Cueva de los Murciélagos, como zona geográfica clave. El flujo de emisiones de plomo es de 2.08 Ton año-1, el de zinc de 1.54 Ton año-1 y de 1.63 Ton año-1 para los hidrocarburos aromáticos policíclicos, que a pesar de la posible dilución atmosférica son sustancias persistentes y altamente tóxicas. Los resultados del seguimiento de indicadores, señalan la evidencia del efecto de borde, ya que los valores de materia orgánica, metales pesados e hidrocarburos exhiben un patrón descendente conforme se incrementa la distancia. Así mismo, se registraron niveles de intensidad de ruido ocasionado por el tráfico de 40 dB, con ruido de fondo de 20 dB, en un área radial de 0.5 a 1 km.

Palabras clave: efecto de borde, impacto sobre área natural protegida, material orgánica en suelos.

Introducción La construcción, mantenimiento y uso de las carreteras son una fuente de gases, lubricantes, aceites, grasas, combustibles y desechos orgánicos. Esta contaminación introduce al ambiente óxidos de nitrógeno (NOx), óxidos de azufre (SOx), monóxido de carbono (CO), hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), y metales pesados (Pb, Zn, Cu, Cr, Cd y Al), entre otros contaminantes (Viard et al. 2004, Kociolek et al., 2011). Aunado al efecto de los contaminantes, Schaub et al. (2008) mencionan que el tráfico vehicular y el ruido urbano pueden encubrir señales acústicas importantes, por lo que las investigaciones sobre los efectos del ruido en la fauna silvestre se han enfocado en la comunicación acústica. Así, se ha encontrado que algunos anfibios, aves y mamíferos han variado la frecuencia, intensidad y estructura de sus fonaciones acoplándose al medio (Ellinger y Hödl, 2003; Rheindt, 2003). A pesar de lo adverso que pueden llegar a ser los efectos mencionados, en los últimos años, en el estado de Campeche se han realizado obras viales en sitios geográficos con riqueza faunística y florística aledaña. Con lo expuesto, el objetivo de la presente contribución radica en estudiar el efecto de borde ocasionado por la ampliación de la carretera ubicada en el Área Natural Protegida (ANP) de Calakmul-Balamkú.

Metodología Área de estudio El proyecto se ubica en la Zona Sujeta a Conservación Ecológica Balam-Kú de carácter estatal, la cual colinda al Sur con la Reserva de la Biósfera Calakmul de carácter federal, específicamente en el complejo de Zonas Sujetas a Conservación Ecológica conformado por Balam-kú, de carácter estatal y Calakmul de carácter federal. Este complejo colinda al sur con Guatemala, al este con el estado de Quintana Roo, al norte con el municipio de Hopelchén y al oeste con el 202

Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

municipio de Candelaria, ambos municipios pertenecientes al estado de Campeche. La principal vía de acceso es a través de la Carretera Federal 186, en el tramo Constitución–Xpujil de aproximadamente 80 km de largo, tal y como se señala en la Figura 1.

Figura 1. Ubicación del presente proyecto donde se observan los límites geográficos de las Áreas Naturales Protegidas involucradas en la carretera Federal 180

Las evaluaciones de las fuentes de contaminación y las mediciones de contaminantes y ruido se centraron en las inmediaciones de la cueva de los murciélagos, localizada en a 300 m de la mencionada carretera federal. Con base en estudios previos realizados por Brichieri-Colombi (2012) se sabe que existe un área de influencia que se extiende 3 km alrededor de la cueva de los murciélagos y donde pueden ser significativos los efectos de barrera y los de borde (Figura 2).

203

Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

Figura 2. Ubicación de los puntos de colecta para materia orgánica, contaminantes persistentes (metales pesados y HAPs) y ruido

Una vez definida e identificada el área de estudio, el efecto de borde fue estudiado a través de la evaluación de las fuentes de contaminación y el monitoreo de cuatro variables: materia orgánica en el suelo, metales pesados en suelo, hidrocarburos aromáticos (HAP)del petróleo en suelo y niveles de ruido superficiales, utilizando datos del tránsito vehicular proporcionados por la SCT (2009), combinado con las emisiones de vehículos de combustión interna reportadas por la Agencia de Protección del Medio Ambiente de los Estados Unidos (USEPA, 2003).

204

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Distribución espacial y temporal del monitoreo El monitoreo de cada una de las variables fue realizado en cuatro estaciones distribuidas en transectos perpendiculares a la cueva y a 50, 500, 1,500 y 3,000 m de la carretera. Esto con la finalidad de cubrir radialmente el área de influencia de la obra vial para cada uno de los componentes del efecto de borde. En la Figura 2 se observa la red de puntos de monitoreo establecida para tal efecto, en función de la accesibilidad al sitio de estudio.

En cuanto a la distribución temporal, se tomaron muestras de metales pesados (Pb, Zn, Cu, Cr, Cd y Al), materia orgánica e HAP cuatro veces dentro del periodo de un año; dos correspondientes a la época de secas (abril y mayo) y dos para la época de lluvias (julio y septiembre). Esta frecuencia de muestro fue de acuerdo a los estándares referidos por USEPA (1994). Por su parte, los niveles de ruido fueron determinados de manera diaria durante los meses de mayo y septiembre para contar con registros de las épocas climáticas de secas y lluvias, además de que en estos meses el tránsito vehicular se encuentra cercano al promedio anual (SCT, 2009).

Determinaciones analíticas La determinación de materia orgánica se realizó por titulación con sulfato ferroso, según lo establecido por Gaudette et al. (1974), método del que se basan los manuales más recientes de organizaciones internacionales como la OMS y la FAO. La colecta de muestras para metales pesados e HAP se realizó de acuerdo con la metodología y estándares referidos por EPA (1994). Posteriormente en el laboratorio, las muestras de metales se llevaron a digestión en horno de microondas (EPA, 1994) y los niveles de concentración se determinaron mediante voltamperometría, utilizando un equipo VA 797 Computrace marca Metrohm. En el caso de los hidrocarburos, las muestras de suelo se secaron y homogeneizaron para su posterior extracción, purificación y determinación por cromatografía de gases.

Finalmente, los niveles de ruido fueron registrados mediante un sonómetro digital modelo SE322, con rango de frecuencia de 31.5 Hz a 8 kHz y una precisión de ± 1.5 dB (ref 94 dB@ 1 kHz).

Resultados y Discusión Evaluación de fuentes de contaminación La Tabla 1 señala los volúmenes de contaminantes por año que pueden estar siendo liberados a lo largo de la carretera 186 (entre los poblados de Constitución y Xpujil) basados en el tráfico vehicular reportado por SCT (2009) y en el flujo másico de las emisiones características de vehículos automotores reportadas por van Bohemen y van de Laak (2003).

205

Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

De estas estimaciones preliminares, destaca el alto volumen de plomo y HAPs que están siendo liberados en la carretera 186, debido al alto potencial tóxico de estas sustancias. Esta mezcla de contaminantes puede causar estrés fisiológico en flora y fauna, lo que puede afectar la productividad y diversidad biológica de las comunidades tal y como lo mencionan Reijnen et al.

(2006) y Zehetner et al. (2009). Además, cabe considerar que, por decreto nacional, las ANP no deberían ser receptoras de fuentes contaminantes de ningún tipo.

Tabla 1. Volumen de contaminantes emitidos en la región de Calakmul-Balamkú por el tráfico vehicular Compuesto Emisiones Flujo másico (Ton año-1) Contaminante (g auto-1 año-1) Total carretera ANP Calakmul186 Balamkú Arsénico 0.032 0.016 0.002 Cadmio 0.322 0.166 0.017 Cromo 0.805 0.415 0.041 Cobre 10.657 5.489 0.549 Plomo 40.342 20.777 2.078 Níquel 0.777 0.400 0.040 Zinc 29.846 15.371 1.537 HAPs 31.721 16.337 1.634

Monitoreo de indicadores de contaminación Como se observa en la Figura 3, la concentración de la materia orgánica (MO) aumentó a medida que la distancia a la carretera se incrementaba. Dado que se trata de una ANP, este patrón es una evidencia del efecto de borde sobre las propiedades fisicoquímicas del suelo, las cuales fueron muy evidentes en los primeros 50 m de la carretera. Después de esta distancia, las diferencias encontradas en MO pueden ser una respuesta compleja a los diferentes tipos de suelo y de cobertura vegetal, ya que no existe intervención antropogénica de ningún tipo.

Por su parte, los niveles más altos de metales pesados se localizaron en áreas cercanas a la carretera, especialmente en los primeros 50 m. En contraste, a partir de una distancia de 1.5 km no existe evidencia de impacto antropogénico de estos compuestos, ya que son muy similares a los registrados a 3.0 km (Figura 3), distancia a la carretera que Brichieri-Colombi (2012) estableció como referencia por no existir influencia antropogénica.

No obstante que los datos revelan cierto efecto del tránsito vehicular sobre el gradiente de las concentraciones de metales pesados en función de la distancia a la carretera, los valores encontrados contrastan fuertemente con los volúmenes estimados de las fuentes de contaminación. En este sentido, autores como Legret y Pagotto (1999) han encontrado que una gran proporción de los metales generados por automóviles se dispersa en la atmósfera pasando a ser fuentes de contaminación difusa (Zechmeister et al., 2006).

206

Vol. 7, No. 3, 201 – 209 6 de diciembre de 2014

En lo que respecta a los HAPs, a 50 m de la carretera, en el 90% de las muestras se encontró pireno, benzo (b) fluoranteno, dibenzo (a,h) antraceno y benzo (ghi) perileno. En la Figura 4 se señala, al igual que con los metales pesados, que a partir de una distancia de 1.5 km no se aprecia efecto antropogénico. Sin embargo, cabe destacar que en toda el área de estudio los únicos HAPs, definidos por la EPA como prioritarios, que estuvieron ausentes en las muestras de suelo fueron el naftaleno y el acenafteno.

En cuanto al último indicador del efecto de borde, el ruido de fondo en la región causado por el viento, el canto de las aves, y otros factores naturales puede alcanzar los 20 dB (Figura 5).

Tomando en cuenta este umbral, el ruido del tráfico puede alcanzar de 0.5 a 1 km de distancia dependiendo del tipo de automóvil, la topografía del sitio y la dirección del viento. Este efecto es mayor durante las horas de la noche, debido a que el ruido de fondo de la selva durante el día enmascara el ruido de los automóviles. Esto implicaría que el mayor impacto se está suscitando en el desplazamiento de los animales nocturnos que confunden el ruido vehicular nocturno con el ruido de fondo producido naturalmente durante las mañanas (Mazerolle, 2004; Brown y Handford, 2000). Sin embargo, se requieren más estudios para definir el rango de frecuencias producidas por el tráfico vehicular y su posible impacto sobre la fauna de hábitos diurnos y nocturnos.

Figura 3. Concentraciones promedio de metales pesados y materia orgánica medidas en cada punto de muestreo, ubicado a diferentes distancias perpendiculares de la carretera 207

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Figura 4. Distribución de las concentraciones de HAPs (± desviación estándar) en función de la distancia perpendicular a la carpeta asfáltica

Figura 5. Distribución de los niveles de ruido medidos (± desviación estándar) en función de la distancia perpendicular a la carpeta asfáltica

Conclusiones Con base en los resultados de las emisiones ponderadas de contaminantes, el efecto de la operación de la carretera puede impactar la salud de los organismos que habitan en las inmediaciones de esta, dada las características tóxicas de dichos contaminantes.

En conjunto con la evidencia de presencia de sustancias tóxicas en el ambiente, fue posible determinar su radio de influencia con el sistema de monitoreo seguido. Finalmente y considerando los resultados de materia orgánica en función de la distancia a la carretera, la compensación del ambiente hacia los contaminantes conservativos se ve disminuida.

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209

Vol. 7, No. 3, 210 – 216 6 de diciembre de 2014

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

APLICACIÓN DEL NOPAL (Opuntia ficus indica) COMO COAGULANTE PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES APPLICATION OF NOPAL (Opuntia ficus indica) AS PRIMARY COAGULANT WASTEWATER

Mabel Vaca-Mier1 Raymundo López-Callejas1 Julio Flores-Rodríguez1 Hilario Terres Peña1 Arturo Lizardi Ramos1 *Ma. Neftalí Rojas -Valencia2

Recibido el 2 de septiembre de 2013; Aceptado el 26 de junio de 2014

Abstract The primary treatment of wastewaters represents a viable alternative for the reuse of these waters in irrigation where precipitation is low or there is lack of water, since the obtained water quality is suitable at a reduced price.

In this work the performance of the powered Mexican prickly cactus (Opuntia ficus indica) as primary coagulant for wastewater was evaluated using jar tests. Wastewaters tested came from the sewage system of the Azcapotzalco campus of the Autonomous Metropolitan University, in Mexico City. Their main characteristics were: pH between 6.8 and 7.1, initial chemical oxygen demand (COD) between 198 and 215 mg/L, total coliforms of 5.1 x 106 FCU/100 mL and turbidity between 289 and 367 NTU. Applied concentrations of prickly cactus powder were between 10 and 70 mg/L, and mixing and resting times of 3 min at 150 rpm, and 30min, respectively. Turbidity was reduced up to 65-92%. Total coliforms were reduced in 3 Log, however, this parameter would need a posterior disinfection treatment, since the maximum allowance in Mexican regulation was not met. COD was reduced up to 37.9%.

Keywords: Opuntia, prickly cactus powder, primary coagulant, wastewater reuse.

1 Universidad

Autónoma Metropolitana Azcapotzalco, México. de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, México. *Autor corresponsal: Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, Coordinación de Ingeniería Ambiental, Edificio 5, cubículo 410. Avenida Universidad # 150. Colonia Coyoacán, Distrito Federal, México.

Email: nrov@pumas.iingen.unam.mx 2 Instituto

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Resumen El tratamiento primario de las aguas residuales es una alternativa viable para el reúso de las aguas en riego de zonas de baja precipitación pluvial o escasez de agua, ya que se puede alcanzar una calidad de agua adecuada para esta aplicación a bajo costo. En este trabajo se evaluó la efectividad del polvo seco de nopal (Opuntia ficus indica) como coagulante primario en el tratamiento de aguas residuales, empleando pruebas de jarras. Las aguas residuales provenían del sistema de drenaje de la Universidad Autónoma Metropolitana, Unidad Azcapotzalco caracterizadas por un pH entre 6.8 y 7.1, una demanda química de oxígeno (DQO) inicial en el intervalo de 198 a 215 mg/L, un contenido de coliformes del orden de 5.1 x 106 UFC/100 mL y una turbiedad en el intervalo de 289 y 367 UNT. Se emplearon dosis entre 10 y 70 mg/L de polvo de nopal y tiempo de agitación de 3 min a 150 rpm con tiempo de reposo de 30 min. La turbiedad fue reducida desde 65 hasta 92%. Los organismos coliformes iniciales disminuyeron en 3.8 Log, aunque este parámetro exigiría un posterior tratamiento de desinfección, pues no se alcanzarían los límites máximos permisibles que señala la Norma Oficial Mexicana respectiva. Se eliminó el 37.9% de la DQO, porcentaje adecuado para un tratamiento primario avanzado.

Palabras clave: Opuntia, polvo de nopal, coagulante natural, tratamiento de aguas residuales.

Introducción El tratamiento primario avanzado de las aguas residuales domésticas es una alternativa viable para el reúso de las aguas en riego de zonas de baja precipitación pluvial o escasez de agua, ya que se puede alcanzar una calidad de agua adecuada para esta aplicación a bajo costo, que consiste en la remoción de una porción significativa de sólidos suspendidos que originan una demanda de oxígeno y simultáneamente de organismos patógenos asociados a estos sólidos, mediante la adición de sustancias coagulantes, con el propósito del reúso de estas aguas en aplicaciones benéficas (Zhao et al., 2000). El coagulante de más amplio uso es el sulfato de aluminio, el cual, además de su elevado costo presenta desventajas tales como la generación de elevados volúmenes de lodos de difícil disposición final, la reducción de la alcalinidad y el pH del agua, y la producción de efectos tóxicos al ambiente y la salud (Solís et al., 2012).

Recientemente se han reportado diversos estudios centrados en encontrar coagulantes alternativos con potencial semejante al de esta sustancia, que sean más amigables al ambiente y de fácil aplicación (Almendárez, 2004, Anastasakis et al., 2010, Bratby, 2006, Kazi y Virupakshi, 2013).

El nopal (Opuntia ficus indica), cactácea cultivada ampliamente en América y Sudáfrica, cuyas hojas o cladodios son empleados en la cocina mexicana tradicional tiene un gran potencial para ser aplicado en el tratamiento de las aguas residuales. En México se cultivan más de 11000 ha y la producción para consumo humano rebasa las 8600 toneladas anuales (SIAP, 2005).

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El mucílago del nopal, que es una sustancia gomosa que se encuentra alojada en los cladodios de la planta, es una mezcla neutral de aproximadamente 55 sacáridos de alto peso molecular, constituida básicamente de arabinosa, galactosa, xilosa y ácido galacturónico (Saénz et al., 2004). Este mucílago ha demostrado ser eficaz en la coagulación de sólidos suspendidos en el agua y las aguas residuales. Ya se ha probado que es un coagulante mucho más rápido que el Al2(SO4)3 , que el mecanismo de floculación es por puenteo, debido al carácter hidrofílico del mucílago y que su eficiencia se incrementa proporcionalmente a la concentración del mucílago (Young, 2006).

La aplicación del nopal (Opuntia ficus indica), como coagulante alternativo puede ofrecer un enfoque adecuado para el tratamiento primario de aguas a un nivel doméstico rural, ya que esta tecnología se ayuda de mano de obra y materiales locales, sin ningún grado de industrialización y un costo bajo, lo que podría contribuir a afianzar las tecnologías sustentables de tratamiento de aguas (Zimmerman y Miller, 2008).

En este trabajo se estudió la aplicación del polvo seco obtenido de los cladodios del nopal (Opuntia ficus indica) como coagulante primario en el tratamiento de aguas residuales, empleando pruebas de jarras. Se buscaba comprobar si se conservaba la efectividad en el tratamiento primario de aguas residuales, del producto obtenido al secar los cladodios por un método alternativo sustentable (energía solar) (López et al., 2013), para de esta forma contar con un coagulante susceptible de estandarización y fácil aplicación, ya que el mucílago es altamente degradable y el producto seco tiene un tiempo de vida en anaquel muy amplio.

Metodología Las aguas residuales empleadas en el estudio provinieron del sistema de drenaje de la Universidad Autónoma Metropolitana, Unidad Azcapotzalco, caracterizadas por un pH entre 6.8 y 7.1, una demanda química de oxígeno inicial en el intervalo de 198 a 215 mg/L y un contenido de coliformes totales del orden de 5.1 x 106 UFC/100 mL. Se llevaron a cabo pruebas de jarras empleando polvo de nopal (Opuntia ficus indica) para estudiar su efectividad como coagulante primario. El polvo de nopal se obtuvo moliendo el producto obtenido mediante la tecnología de secado solar de cladodios, descrita detalladamente por López et al. (2013). Se emplearon cuatro concentraciones: 10, 30, 50 y 70 mg/L de polvo seco de nopal en jarras por triplicado. Todas las pruebas se llevaron a cabo empleando muestras de 250 mL de agua residual cruda en jarras de cristal de 800 mL de capacidad, con un agitador múltiple de jarras que se operó de manera constante a 150 rpm con un tiempo de agitación inicial de 3 minutos. Se emplearon como parámetros de referencia la eliminación de la turbiedad, DQO y coliformes totales.

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200 150 100 50

Turbiedad NTU

Resultados y discusión En la Figura 1 se sintetizan los resultados de las pruebas de jarras para la determinación del tiempo adecuado de reposo (sedimentación) entre 5 y 60 minutos para concentraciones entre 10 y 70 mg/L de polvo de nopal con una turbiedad inicial del agua residual a tratar de 310 NTU. Ahí se observa, que para un tiempo de reposo de 20 minutos ya se obtenían reducciones de turbiedad mayores al 80% alcanzándose el máximo de 92% a los 30 minutos de reposo, por lo que se adoptaron para el resto de las pruebas tiempos de agitación de 2 min a 150 rpm y tiempos de reposo de 30 min.

0 Turbiedad a 5 min de reposo (NTU) Turbiedad a 10 min de reposo (NTU) Turbiedad a 20 min de reposo (NTU) Turbiedad a 30 min de reposo (NTU) Turbiedad a 60 min de reposo (NTU)

Concentración de coagulante (mg/L), tiempo de agitación a 150 rpm en 3 min Figura 1. Resultados de las pruebas de jarras para la determinación del tiempo de reposo (sedimentación) en la remoción de turbiedad con polvo de nopal

Los resultados de remoción de turbiedad y DQO en función de la concentración aplicada de polvo de nopal se pueden apreciar en la Tabla 1 Se puede observar que la efectividad del coagulante natural se incrementa proporcionalmente con la concentración aplicada la turbiedad se redujo de un 65.2 hasta un 91.6% para la máxima concentración del coagulante agregado.

Este resultado coincide con los reportes de Castellanos et al. (2012) y Pichler et al. (2012) que encontraron intervalos semejantes de eficiencia de remoción de turbiedad aplicando el mucílago fresco. Con esto se confirma que la propiedad coagulante se conserva en el polvo del nopal en gran medida, en comparación con lo reportado para el mucílago fresco de nopal, el cual en condiciones similares a las del presente estudio deja turbiedades residuales en valores cercanos a 30 NTU (Young, 2006; Olivero et al. 2013). Recientemente Kazi y Virupakshi (2013) reportaron reducciones cercanas al 78% en la turbiedad de aguas residuales de una industria textil aplicando polvo de nopal.

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Tabla 1. Remoción de turbiedad y DQO en función de la concentración de coagulante Concentración de Turbiedad inicial Remoción de coagulante (UNT) Turbiedad (mg/L) (%) 367 10 68.9 30 80.1 50 84.9 70 91.6

Remoción de DQO (%) 20.1 27.1 31.0 37.9

La DQO se redujo con la aplicación del polvo de nopal en un intervalo entre el 20.1 y el 37.9% como máximo. Tratándose de un tratamiento primario avanzado, la reducción de este parámetro está dentro de la eficiencia esperada. Al concentraciones hasta seis veces mayores de mucílago (400 mg/L) al agua residual de una industria textil Kazi y Virupakshi (2013) obtuvieron reducciones de la DQO de hasta 75%.

En la tabla 2 se muestran los valores del pH observados en todas las pruebas. Se hace notar que el polvo de nopal incrementó en todos los casos en un máximo de cuatro décimas, obteniéndose siempre un agua tratada muy cercana a la neutralidad. Estos resultados indican una ventaja del coagulante sobre otros que alteran el pH del agua tratada, como el sulfato de aluminio (Solis et al., 2012).

Tabla 2. Valores de pH en las pruebas de coagulación Dosis de coagulante de nopal (mg/L) 10

pH inicial unidades 6.79 7.02 7.11

pH final unidades 7.04 7.13 7.36

30

6.79 7.02 7.11

7.20 7.29 7.34

50

6.79 7.02 7.11

7.33 7.42 7.51

70

6.79 7.02 7.11

7.35 7.38 7.48 214

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La reducción de coliformes totales que se logra al aplicar el polvo de nopal como coagulante se puede observar en la Tabla 4. Partiendo de una concentración inicial de 5.1 x 106 UFC, se obtiene para la concentración de 70 mg/L de coagulante una reducción de 3.82 Log. Aunque con la aplicación de esta concentración del coagulante natural se obtiene la reducción de más del 90% de la turbiedad, bajo las condiciones de este experimento no es posible alcanzar la calidad bacteriológica definida en la Norma Oficial Mexicana NOM-003-SEMARNAT-1997, que establece los límites máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se reúsen en servicios al público, y al respecto indica que no se debe exceder el valor de 240 NMP CF/100 mL para aguas que se utilizarán en riego de áreas verdes con contacto directo. Se sabe que la sedimentación no es un proceso eficiente en la remoción de sólidos de tamaños menores a 0.02 mm, a los que se asocia un porcentaje importante de los microorganismos presentes en las aguas residuales. No obstante, la reducción de la turbiedad ha sido reconocida como un pretratamiento con potencial para incrementar la eficacia de los procesos de desinfección por la Organización Mundial de la Salud (Sobsey, 2006). En consecuencia, el tratamiento primario avanzado debe complementarse con un proceso adicional de desinfección, que requerirá menos insumos pues atenderá una carga reducida de microorganismos.

Tabla 4. Reducción de organismos coliformes totales en función de la concentración de coagulante Concentración de No, N, Polvo de nopal -log(N/No) UFC CT/100 mL UFC CT/100 mL (mg/L) 10 5.1E+06 6.5E+04 0.84 20 5.1E+06 4.0E+04 2.105 50 5.1E+06 3.2E+04 3.20 70 5.1E+06 7.7E+03 3.82

Conclusiones La aplicación del polvo seco del nopal (Opuntia ficus indica) como coagulante primario de las aguas residuales crudas descritas en este estudio resultó efectiva en la remoción de turbiedad hasta en un 92% a partir de 365 UNT. También se separó hasta un 34% de la DQO y 3 Log de organismos coliformes totales. Estos resultados son comparables a los que se han obtenido en estudios similares aplicando el mucílago de nopal fresco.

Se concluyó la aplicabilidad del polvo de nopal como un coagulante primario alternativo, de bajo costo, gran efectividad y sin efectos tóxicos al medio ambiente, que acompañado de otros procesos como la desinfección con sustancias alternativas, representaría una opción de tratamiento sustentable para el reúso de aguas negras en actividades de riego.

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Referencias Almendárez, N. (2004) Comprobación de la efectividad del coagulante (Cochifloc) en aguas del Lago de Managua, Nicaragua. Revista Iberoamericana de Polímeros 5, 46-54.

Anastasakis, K., Kalderis, D., Diamadopoulos, E. (2010) Flocculation behavior of mallow and okra mucilage in treating wastewater. Wat. Sci. Technol, 61, 786-791.

Bratby, J. (2006) Coagulation and flocculation in water and wastewater treatment. IWA Publishing; 2a Ed. 424 pp.

Kazi, T., Virupakshi, A. (2013) Treatment of Tannery Wastewater Using Natural Coagulants. International Journal of Innovative Research in Science, Engineering and Technology, 2(8), 4061-4068.

López, R., de Ita, A., Vaca, M., Lizardi, A. Morales, J., Terrés, H., Lara, A. (2013) Kinetics modeling of the drying of Opuntia ficus indica with solar energy. Journal of Physics Education, 59(1), 161-165.

NOM-003-SEMARNAT-1997. Establece los límites máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se reúsen en servicios al público. Diario Oficial de la Federación, 21 de septiembre de 1998.

Olivero, V. R. E., Mercado, M. I. D., Montes, G. L. E. (2013) Remoción de la turbidez del agua del río Magdalena usando el mucílago del nopal Opuntia ficus-indica, Producción + Limpia 8(1), 19-27.

Pichler, T., Young, K., Alcantar, N. Eliminating turbidity in drinking water using the mucilage of a common cactus.

Water Sci. Technol. Water Supply, 12(2), 179-186.

Saénz, C., Sepúlveda E., Matsuhiro, B. (2004) Opuntia spp mucilage's: a functional component with industrial perspectives. Journal of Arid Env., 57(3), 275-290.

SIAP (2005) Servicio de información y estadística agroalimentaria y pesquera con información de las delegaciones de la SAGARPA en los estados. Consultado en junio de 2013, desde http://www.aguascalientes.gob.mx/sedrae/see/info-nacionales/SIAP.pdf Sobsey, M. D. (2006) Managing water in the home: accelerated health gains from improved water supply.

WHO/SDE/WSH/02.07 (WHO) World Health Organization, Chapel Hill, CA. Solís S. R., Laines C. J. R., Hernández B. J. R. (2012) Mezclas con potencial coagulante para clarificar aguas superficiales. Rev. Int. Cont. Amb. 28(3), 229-236.

Young, K. A. (2006) The Mucilage of Opuntia ficus indica: A Natural, Sustainable, and Viable Water Treatment Technology for Use in Rural Mexico for Reducing Turbidity and Arsenic Contamination in Drinking Water.

Graduate School Theses and Dissertations, University of South Florida, 179 pp.

Zhao, W., Ting, Y. P., Che, J. P., Xing, C. H., Shp, S. Q. (2000) Advanced Primary Treatment of Waste Water Using a Bio-Flocculation-Adsorption Sedimentation Process. Acta Biotechnol, 20(1): 53-64.

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

EVALUACION PRELIMINAR DE ACTIVADORES BIOLOGICOS PARA EL COMPOSTAJE DE RESIDUOS DE TOMATE

* Patricia Martínez-Nieto1 Gustavo García-Gómez1 Germán Sánchez-León1 Claudia Vargas-Vargas2

PRELIMINARY EVALUATION OF BIOLOGICAL ACTIVATORS FOR TOMATO WASTE COMPOSTING Recibido el 3 de diciembre de 2013; Aceptado el 19 de junio de 2014

Abstract Compost activators are microorganisms and nutrients mixtures primarily used to speed up the decomposition of organic, agricultural and industrial wastes and to enhance the biological and nutritional fertilizers quality. This research tested fermented herbal preparations (FHP), native beneficial microbiota captured in rice (NBMR) and cellulolytic, proteolytic and amylolytic microorganisms (CPAM) as biological inoculants added to tomato waste composting in order to evaluate its performance in the degradation of these wastes and fertilizers quality. The shortest degradation was observed with CPAM (78 days), followed by MNBA and FHP (84 days) and finally the uninoculated control (91 days). All fertilizers meet current standards , except the treatment NBMR regarding phytotoxicity test (61%), which had an average value lower than required by international standards (≥ 90%).

Although the nutrients concentrations, except boron, were higher in compost with biological activators, there were no significant differences between inoculated and uninoculated compost at P <0.05. Biological inoculants showed to be effective decreasing the composting degradation time of organic material and increasing nutrient content relative to uninoculated compost; however, it is important to continue optimizing the doses to obtain significant results for the improvement of the obtained fertilizers nutritional quality.

Key Words: Biological activators, fermented herbal preparations, microbial inocula.

1 Corporación

Colombiana de Investigación Agropecuaria (CORPOICA), Colombia Provinma, Colombia *Autor corresponsal: Calle 142 No 13-49 interior 2. Conjunto Residencial “El Pórtico”, Bogotá, Colombia.

Email: patingli@gmail.com 2 Colegio

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Resumen Los activadores del compost son mezclas de microorganismos y nutrientes que se utilizan principalmente para acelerar la descomposición de residuos orgánicos, agrícolas e industriales y a su vez pueden mejorar la calidad nutricional y biológica de los fertilizantes producidos. En esta investigación se ensayaron plantas aromáticas fermentadas (PAF), microbiota nativa benéfica capturada en arroz (MNBA) y microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos (MCPA) como inoculantes biológicos adicionados a procesos de compostaje de residuos de tomate con el fin de evaluar su desempeño en la degradación de estos residuos y calidad de los abonos producidos. El menor tiempo de degradación se observó con MCPA (78 días), seguido por MNBA y PAF (84 días) y por último el control sin inocular (91 días). Todos los abonos cumplieron con la normatividad vigente, a excepción del tratamiento MNBA con relación a la prueba de fitotoxicidad (61%), el cual obtuvo un valor promedio inferior a lo exigido por normas internacionales (≥ 90%). Aunque las concentraciones de los nutrientes a excepción del boro, fueron mayores en los compost con activadores biológicos, no se presentaron diferencias significativas entre los compost inoculados y no inoculados a un P<0,05. Los inoculantes biológicos mostraron ser eficientes disminuyendo el tiempo de degradación del material orgánico en el proceso de compostaje e incrementando el contenido de nutrientes con relación a los compost no inoculados; sin embargo, es importante seguir optimizando las dosis para obtener resultados significativos con relación al mejoramiento de la calidad nutricional de los abonos obtenidos.

Palabras Claves: Activadores biológicos, Preparaciones herbales fermentadas, Inóculos microbianos.

Introducción El compostaje es un método eficiente para el manejo sostenible de residuos orgánicos que permite el aprovechamiento del producto final a nivel agroindustrial (Cariello et al., 2007; Kaosol y Wandee, 2009). La variación del proceso depende de muchos factores entre los que se encuentran el volumen y calidad de los residuos, el tamaño de partícula, disposición de la pila, aireación, humedad y población microbiana (Cariello et al., 2007; Azurduy et al., 2009). Una disminución en el periodo de degradación implica menor requerimiento de superficie y menores costos de producción por lo que en el mercado hay diferentes alternativas tecnológicas entre las que se encuentran los aditivos orgánicos. Los activadores biológicos son aditivos o adyuvantes que utilizan nutrientes, cepas seleccionadas de microorganismos, enzimas y plantas medicinales que adicionados al compostaje buscan por diferentes mecanismos acelerar el proceso de degradación permitiendo disminuir el tiempo de compostaje (Barker, 2000; Beidou et al., 2003; Azurduy et al., 2009).

En la agricultura biodinámica se utilizan fermentos de plantas aromáticas, medicinales y la corteza del árbol forestal roble (Quercus robur L.) para acelerar y mejorar la calidad nutricional del compostaje de residuos orgánicos vegetales y animales (Carpenter-Boggs et al., 2000). Con este mismo fin a nivel rural se han empleado otros activadores biológicos del compostaje como Té de compost, residuos parcialmente degradados de palma de dátiles, fermentos de cereales y frutas, extracto de levadura, harina de hueso, yogurt, suero de leche y torta de soya, con resultados satisfactorios en la mayoría de los casos (Azurduy et al., 2009; Chilon-Camacho 2010; Naidu et al., 2010; Sadik et al., 2012).

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Teniendo en cuenta que el éxito del proceso de degradación de la materia orgánica y la calidad del producto final depende en gran medida de la actividad microbiana, bio-preparados a base de microorganismos o sus enzimas son los activadores biológicos más utilizados principalmente con fines industriales (Beidou et al., 2003; Forrist 2005; Barrena et al., 2006; Cariello et al., 2007; Vargas-García et al., 2007; Kaosol y Wandee, 2009; Ming et al., 2009; Sarkar et al.,2010; Mirdamadian et al., 2011; Quinatoa, 2012; Martínez-Nieto y Chaparro-Rico, 2013). Sin embargo, el uso de estos inoculantes es un tema controversial debido a que mientras algunos investigadores no han encontrado diferencias significativas al comparar con procesos de compostaje sin adición artificial de microorganismos (Barker, 2000; California Integrated Waste Management Board, 2001; Acevedo et al., 2005), otros reportan aceleración de la degradación del material orgánico y mejoramiento de la calidad nutricional y biológica del producto final (Mirdamadian et al., 2011; Martínez-Nieto et al., 2011a; Pan et al., 2012; Martínez-Nieto y Chaparro-Rico, 2013).

Las diferencias encontradas con la inoculación microbiana de acuerdo con varios investigadores se deben a las condiciones en que se lleve a cabo el proceso de compostaje, características de los sustratos a degradar, tiempo de inoculación, cepas microbianas escogidas y dosis utilizadas (Beidou et al., 2003; Barrena et al., 2006; Cariello et al., 2007; Vargas-García et al., 2007; Ming et al., 2009; Martínez-Nieto et al., 2011 a y b; Mirdamadian et al., 2011; Lin et al., 2012; Pan et al., 2012; Quinatoa, 2012). En el mercado latinoamericano existen muchos productos comerciales a base de microorganismos eficientes (EM, por su siglas en inglés) o productores de enzimas como celulosas, proteasas, amilasas, xilanasas y pectinasas (Rueda, 2006; Azurduy et al., 2009; Pacheco, 2009; Quinatoa, 2012). A nivel artesanal se obtienen inóculos microbianos a partir de arroz o hojarasca de bosque semi-descompuesta (Pacheco, 2009; Quinatoa, 2012).

En esta investigación se realizó el análisis preliminar de dos inóculos microbianos y un biopreparado a base de plantas aromáticas en el compostaje de residuos de tomate, con el fin de evaluar su efecto en la aceleración del proceso de degradación y calidad del compost obtenido.

Materiales y métodos Residuos utilizados en el proceso de compostaje El sustrato principal del proceso de compostaje fueron residuos de cosecha de tomate (Lycopersicum sculentum Mill.), los cuales fueron mezclados con pasto kikuyo (Pennisetum clandestinum Hochst.) a una proporción de 55:1. Con el fin de mejorar el contenido de macronutrientes y retención de humedad de la mezcla se utilizaron salvado de trigo y cascarilla de arroz como aditivos, para obtener una relación carbono/nitrógeno de 30:1 y un porcentaje de humedad de 56%. En la tabla 1 se observa el contenido de carbono, nitrógeno, humedad y densidad aparente de los sustratos empleados en el proceso de compostaje.

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Tabla 1. Contenido de nutrientes, humedad y densidad de los residuos y aditivos utilizados en el proceso de compostaje Sustratos Humedad % Carbono % Nitrógeno % Relación C/N Densidad g cm-3 Tomate 58.09 50.60 1.62 31.23 0.06 Pasto 50.00 41.10 1.09 37.71 0.15 Cascarilla de arroz 11.60 38.50 0.56 68.75 0.19 Salvado trigo 13.44 46.08 2.90 15.89 0.25

Preparación de activadores biológicos Se utilizaron tres activadores biológicos: plantas aromáticas fermentadas (PAF), microbiota nativa benéfica capturada en arroz (MNBA) y microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos (MCPA) siguiendo las metodologías de Dolan (2008), Singh (2008), Martínez-Nieto et al. (2011b) y Quinatoa (2012) con algunas modificaciones, que se describen a continuación.

La captura de microorganismos benéficos de la rizósfera de árboles de feijoa (Acca sellowiana Berg.) se realizó en recipientes que contenían arroz cocido, los cuales fueron enterrados cerca de las raíces de los árboles durante un mes y licuados hasta obtener un litro de bio-preparado madre. El otro inoculo microbiano fue una mezcla de microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos a una concentración de 108 UFC mL-1, el cual ya había sido usado en otros procesos de compostaje con muy buenos resultados (Martínez-Nieto, 2006; MartínezNieto et al., 2011b). La efectividad mostrada por MCPA en los estudios descritos anteriormente condujo a su utilización como tratamiento para comparar su acción con los bio-preparados obtenidos de manera artesanal (PAF y MNBA) en esta investigación.

Los preparados biológicos a partir de las plantas aromáticas, manzanilla (Matricaria chamomilla L.), caléndula (Calendula officinalis Linn.) y ortiga (Urtica dioica L.), se obtuvieron de infusiones en agua estéril fermentadas sin agitación mecánica en bio-reactores de 5 L utilizando el 40 % de su capacidad. Las plantas aromáticas manzanilla y ortiga, son utilizadas por la agricultura biodinámica para obtener compost a partir de residuos vegetales y animales, por eso fueron escogidas en esta investigación (Carpenter-Boggs et al., 2000; Dolan, 2008; Singh, 2008). La caléndula se seleccionó debido a su actividad biocida contra algunos nematodos, hongos e insectos fitopatógenos de importancia económica para la agricultura (Khalid y Teixeira, 2012; Masheva et al., 2012) En el laboratorio de Fitopatología del Centro de Investigaciones Tibaitatá de CORPOICA se realizaron recuentos microbianos en placa de bacterias, hongos y levaduras de los activadores biológicos PAF y MNBA utilizando los medios agar nutritivo, agar papa dextrosa y agar rosa de bengala. También en este laboratorio determinaron la presencia o ausencia de fitopatógenos mediante características microscópicas, macroscópicas y pruebas bioquímicas (Barnett y Hunter, 1972; Samson et al., 2000; Brenner et al., 2005).

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Compostaje bajo condiciones de invernadero Con base en los contenidos de nutrientes, humedad y densidad, se estableció un diseño experimental con 4 tratamientos y dos repeticiones para un total de ocho pilas de compostaje de 1.04 m3 dentro de un invernadero con una temperatura y humedad relativa promedio/día de 20 oC y 77% durante el experimento. Los tres aceleradores biológicos según tratamiento (T1: MCPA, T2: MNBA, T3: PAF) fueron adicionados a una mezcla de tomate (165 kg), pasto (3 kg), salvado de trigo (3 kg) y cascarilla de arroz (4 kg) a concentraciones del 0.1 % en el caso de los inóculos microbianos y del 0.5 % para los fitopreparados. Las inoculaciones se realizaron durante el montaje, a los ocho y quince días. Adicionalmente se montó un tratamiento control sin adición de biopreparados de plantas o microbianos (T4).

Se realizaron volteos semanales y registros diarios de temperatura con termómetro de punzón, humedad con la prueba del guante y pH con tiras reactivas hasta que todas las unidades experimentales alcanzaron la etapa de curado (olor a tierra húmeda y temperatura igual o ligeramente por encima de la temperatura ambiente (Li et al., 2004; Ge et al., 2006). En la etapa de curado los tratamientos con sus repeticiones fueron tamizados y se les realizó test de fitotoxicidad en rábano (Raphanus sativus L.) para confirmar la madurez de los compost producidos (Varnero et al., 2007). Con estos resultados se procedió a la realización de análisis fisicoquímicos completos para compost, metales pesados, Enterobacterias, E.coli y Salmonella sp. Los resultados permitieron establecer la calidad de los compost producidos con base en la Norma Técnica Colombiana (NTC) 5167 expedida por el Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación (ICONTEC) (2004) y la normatividad internacional consultada (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). Los análisis se realizaron en el laboratorio de suelos y aguas del Centro de Investigación Tibaitatá de CORPOICA. Análisis estadístico Los datos se trataron estadísticamente mediante un análisis de varianza de una sola vía (P < 0.05) y con la prueba de Rango Múltiple de Duncan, para determinar diferencias significativas entre las medias. Para la interpretación de los resultados, los porcentajes fueron transformados utilizando la formula Y= √ + 0.5, donde, Y son los valores transformados, y son los porcentajes obtenidos en el experimento, con el fin de reducir el coeficiente de variación y detectar diferencias significativas (Orozco y Thienhaus, 1997).

Resultados y Discusión Preparación de activadores biológicos No se aislaron fitopatógenos ni E. coli en las infusiones con plantas aromáticas fermentadas y en el inoculo MNBA. Las concentraciones de bacterias, hongos y levaduras oscilaron entre 102-103, 221

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102 y 101-102 UFC mL-1 respectivamente, en el activador biológico PAF; mientras que en el MNBA las concentraciones de los microorganismos estuvieron en los siguientes valores 106, 104 y 102 UFC/mL, respectivamente para bacterias, hongos y levaduras.

Las tasas de inoculación bacteriana de las preparaciones biodinámicas herbales usadas como aditivos de compost, fueron estimadas por Carpenter-Boggs et al. (2000) aproximadamente en 103 UFC g-1 de compost, las cuales son más altas de las adicionadas en esta investigación, posiblemente debido a que estos compuestos son fermentados en tejidos animales durante el invierno en el caso de la manzanilla y para la ortiga se entierran en suelo todo un año (Carpenter-Boggs et al., 2000; Biodynamic Agriculture Australia Ltd, 2013). Mientras que en los MNBA los recuentos bacterianos están dentro del rango para los inoculantes conocidos como EM, que oscilan entre 104 y 108 células mL-1 (Khan et al., 2006; Sivasubramanian y Raja, 2013).

En próximos estudios se deben incrementar las poblaciones microbianas principalmente en las preparaciones herbales fermentadas ya que se han observado efectos positivos sobre el compostaje cuando las poblaciones microbianas son superiores a 106 UFC mL-1 (Barrena et al., 2006; Cariello et al., 2007; Martínez-Nieto et al., 2011 y 2013).

Compostaje bajo condiciones de invernadero El tiempo del proceso de compostaje hasta obtener un producto maduro fue menor en los tratamientos inoculados en comparación con el tratamiento sin adición de biopreparados. Los residuos inoculados con MCPA fueron los que más pronto llegaron a la fase de maduración con un tiempo total de degradación de 78 días seguido por PAF y MNBA (84 días) y por último el control sin inocular con 91 días. Los resultados del uso de inóculos microbianos u otros activadores biológicos en procesos de compostaje son variados, mientras unos investigadores han observado aceleración del proceso otros no han evidenciado ningún efecto en comparación con pilas no inoculadas (Barker, 2000; California Integrated Waste Management Board, 2001; Cariello et al., 2007; Azurduy et al., 2009; Sadik et al., 2010; Mirdamadian et al., 2011; Gaind, 2013; Martínez-Nieto et al., 2013). En muchas investigaciones se ha observado que el efecto de los inoculantes biológicos depende de los condiciones del proceso de compostaje, características fisicoquímicas de los residuos, composición de los inoculantes, prevalencia de las cepas inoculadas durante el proceso de degradación, dosis utilizadas y tiempo de inoculación (Beidou et al., 2003; Barrena et al., 2006; Vargas-García et al., 2007; Kaosol y Wandee, 2009; Ming et al., 2009; Pacheco, 2009; Chilon, 2010; Martínez-Nieto et al., 2011 a y b; Mirdamadian et al., 2011; Lin et al., 2012; Pan et al., 2012; Quinatoa, 2012).

El mayor incremento de temperatura fue de 55 o C en el centro de las pilas del tratamiento con fitopreparados (T3) al segundo día de montado el experimento. En los otros tratamientos el mayor incremento de temperatura registrado fue de 50 o C al segundo de día de montadas las pilas, a excepción del T4 (sin inoculación) que presentó este valor hasta el cuarto día. La medida 222

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de las pilas utilizadas en esta investigación pudo ser una de las causas para que los tratamientos no lograran una temperatura igual o mayor a 55 o C por más de un día, debido a que tamaños inferiores a 2m2 de base presentan fuertes fluctuaciones de temperatura debido a la incapacidad del sistema para alcanzar un equilibrio adecuado entre el calor generado por los microorganismos y las perdidas por conducción, convección y radiación (Trautmann y Krasny, 1997).

Un factor limitante en esta investigación fue la baja humedad que se manejó durante todo el proceso de compostaje y que pudo también influenciar en los picos de temperatura obtenidos, debido a que humedades debajo de 40 % disminuyen la acción de los microorganismos y a porcentajes menores de 35% esta es limitada (Trautmann y Krasny, 1997). Los compost curados presentaron humedades finales entre 8,4-8,6%, valores que se encuentran dentro de los rangos permitidos por la NTC 5167 (ICONTEC, 2004) (Tabla 2).

Aunque la NTC 5167 no exige el test de fitotoxicidad (ICONTEC, 2004), es una prueba de madurez en países como Australia, Chile, Canadá y Estados Unidos (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). Por tal razón se realizó en esta investigación, encontrando que la mayoría de tratamientos estuvieron dentro de los valores permitidos (≥ 90%) por la normatividad consultada, a excepción de T2 (Tabla 2). Teniendo en cuenta que un alto contenido de sales puede inhibir la germinación de algunas semillas en todas las etapas de curado (Sullivan y Miller, 2001; Martínez-Nieto et al., 2011b), se evaluaron pruebas adicionales como características sensoriales (olor a tierra húmeda), relación carbono/ nitrógeno, temperatura final que mostraron la madurez de T2. Los otros parámetros evaluados estuvieron dentro de los limites exigidos por la NTC 5167 (ICONTEC, 2004) (Tabla 2).

Los tratamientos inoculados presentaron mayor concentración de nutrientes totales, a excepción del boro, pero no hay diferencias significativas entre tratamientos con aditivos biológicos y el control sin inocular (P<0.05) (Tabla 2). Los compost provenientes de T1 presentaron mayores concentraciones de P2O5, MgO, Na, S, Fe y Cu; mientras T2 de K2O, CaO, Mn y Zn, y T3 de N (Tabla 2). Las concentraciones de macronutrientes se incrementaron entre 0.06-1g con la inoculación biológica y los micronutrientes entre 0.001-0.42g. La utilización de EM® en Vietnam incrementó las concentraciones de macronutrientes totales como N, P2O5 y K2O en 0.05g, sin diferencias significativas entre pilas inoculadas y sin adición de microorganismos; mientras que si se presentaron diferencias significativas con relación a concentraciones disponibles de estos elementos (Rueda, 2006). Un estudio realizado con abonos provenientes de pilas de compostaje con 2% de un inoculo microbiano nativo, mostraron un aumento de 0.13g en N total en comparación con el control sin inoculación microbiana; mientras que para las otras dosis y activadores biológicos las concentraciones de N estuvieron por debajo del control (Martínez-Nieto et al., 2011a). Otro estudio realizado por 223

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Martínez-Nieto et al. (2011b) no encontró diferencias significativas para nutrientes como P2O5 y K2O como en esta investigación, pero sí para N en compost inoculados con MCPA en comparación con pilas no inoculadas. Carpenter-Boggs et al. (2000) observaron incrementos del 65% en el contenido de nitrato de pilas con preparaciones biodinámicas en comparación con las no tratadas, pero no hubo diferencias estadísticas para N total, P2O5 y K2O disponibles.

Tabla 2. Análisis de calidad realizado a los abonos obtenidos en los diferentes tratamientos bajo condiciones de invernadero Parámetros evaluados

Unidad

Tratamientos

NTC 5167 (ICONTEC, 2004)

%

MCPA 8.5 8.6 0.5 32.3 26.4 2.52 1.37 1.03 1,24 3.48 0.77 2.24 0.088 0.25 0.012 0.028 0.0087 61.0 45.9 12.8 100

MNBA 8.6 8.5 0.4 32.6 25.5 2.67 1.17 1.33 1,12 4.03 0.74 1.87 0.089 0.17 0.010 0.029 0.0087 109.1 35.2 12.2 61

PAF 8.7 8.6 0.4 35.2 28.1 3.30 1.33 1.11 0,92 3.25 0.52 1.86 0.069 0.20 0.004 0.026 0.0081 87.4 37.0 10.7 96

Sin inoculación 8.6 8.4 0.4 33.6 31.1 3.10 1.26 1.27 1.00 3.03 0.63 1.82 0.070 0.16 0.011 0.025 0.0098 91.7 35.8 10.8 100

mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1

0.334 4.7 <0.035 <0.108

0.398 5.1 <0.035 <0.108

0.402 3.3 <0.035 <0.108

0.281 3.2 <0.035 <0.108

≤41 ≤1200 ≤17 ≤420

%

65

66

63

61

≥60

Impurezas Plástico, metal caucho <0,2 Vidrio > 2mm Piedras > 5mm Vidrio > 16 mm

% % % Detección

0 0 0 No

0 0 0 No

0 0 0 No

0 0 0 No

<0.2 <0.02 <2 No

Patógenos Enterobacterias E. coli Salmonella sp.

UFC g-1 Detección Detección

600 Ausente Ausente

200 Ausente Ausente

100 Ausente Ausente

100 Ausente Ausente

< 1000 UFC g-1 Ausente Ausente 25 g

pH Humedad Densidad Carbono orgánico Cenizas N P2O5 K2O MgO CaO Na S Mn Fe Cu Zn B CIC CE Relación C/N Fitotoxicidad Metales pesados Arsénico Cromo Mercurio Níquel Reducción material orgánico

% g cm-3 % % % % % % % % % % % % % % cmol kg-1 dS m-1

4-9 ≤35 % ≤0.6 ≥15 ≤60 Declarar en Etiqueta si es >1 -------------------------------------------------≥30 ≤25 ≥90

224

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De acuerdo con los resultados encontrados en esta investigación y en otros trabajos, la disminución en el tiempo de degradación y el incremento en la concentración de nutrientes por adición de inoculantes dependen de muchos factores entre los que se encuentran la composición, dosis y tiempo de inoculación de los activadores biológicos utilizados, mezcla de residuos y evolución de parámetros físicos como temperatura y humedad (Barrena et al.,2006; Vargas-García et al., 2007; Cariello et al., 2007; Kaosol y Wandee, 2009; Ming et al.,2009; Martínez-Nieto et al., 2011 a y b; Mirdamadian et al., 2011; Lin et al.,2012; Gaind, 2013; Martínez-Nieto y Chaparro-Rico, 2013).

Conclusiones Aunque no se presentaron diferencias significativas a nivel estadístico, los inoculantes biológicos empleados en este estudio disminuyeron el tiempo de residencia del material a degradar entre 7 a 13 días y aumentaron la concentración de nutrientes en mayor o menor grado (5,4-33%) en comparación con el control sin adición de biopreparados, mostrando que tecnologías de bajo costo como los microorganismos capturados en arroz y las plantas aromáticas fermentadas pueden ser una alternativa para la producción no industrial de abonos orgánicos mediante técnicas de compostaje. Sin embargo, se debe seguir investigando con estos activadores biológicos para optimizar su desempeño en la obtención de compost de mejor calidad nutricional y biológica en el menor tiempo posible.

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

MÉTODO ECONÓMICO DE REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUAS PARA COMUNIDADES RURALES

*Germán Roberto Revelli1, 2 Matías Tomás Seuchuc1 Fernando Gabriel Tonutti1 Gabriel Valentín Costa3

ECONOMIC METHOD OF REMOVAL OF ARSENIC IN WATER FOR RURAL COMMUNITIES Recibido el 3 de diciembre de 2012; Aceptado el 19 de junio de 2014

Abstract We found the ability to remove arsenic using filtration technology with Green Sand, in several experimental conditions, in samples of synthetic and underground water in the provinces of Santa Fe and Santiago del Estero, Argentina. The removal efficiency was found 96.3% for arsenic concentrations ranging between 0.038 and 0.608 mg/L, achieving the mantle filter retain 9.72 mg of arsenic per liter of Green Sand. The optimum flow of filtering for cross-section of the prototype tested was 0.50 L/min, it could be obtained in 8 hours of daily operational 240 L of water with arsenic concentrations not risky to health. This study represents an effective alternative, it does not require sophisticated technological development, it is low-cost, easy implementation, uses no electrical energy and complies with the recommendations of reference of arsenic in water for human consumption.

Key words: water for human consumption, rural communities, Green Sand, removal of arsenic.

1

Escuela de la Familia Agrícola LL 76, Santiago del Estero, Argentina.

Laboratorio Integral de Servicios Analíticos (L.I.S.A.), Santa Fe, Argentina.

3 GRUMAN S.R.L. Tratamiento de Aguas, Entre Ríos, Argentina. *Autor corresponsal: Laboratorio Integral de Servicios Analíticos (L.I.S.A.). Cooperativa Tambera y Agropecuaria Nueva Alpina Ltda. Av. Italia 143. Ceres (2340), Santa Fe, Argentina. Email: lisa@cotana.com.ar

2

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Resumen Se estimó la capacidad de remoción de arsénico utilizando la tecnología de filtración con Green Sand, en varias condiciones experimentales, en muestras de agua sintética y subterránea de las provincias de Santa Fe y Santiago del Estero, Argentina. La eficiencia de remoción hallada fue del 96.3% para concentraciones de arsénico comprendidas entre 0.038 y 0.608 mg/L, logrando el manto filtrante retener 9.72 mg de arsénico por litro de Green Sand. El caudal óptimo de filtrado para la sección transversal del prototipo ensayado fue de 0.50 L/min, pudiéndose obtener en 8 horas de operatividad diaria 240 L de agua con una concentración de arsénico no riesgosa para la salud. Este estudio representa una alternativa efectiva, no requiere desarrollo tecnológico sofisticado, es de bajo costo, fácil implementación, no utiliza energía eléctrica y cumple con las recomendaciones de referencia de arsénico en aguas para consumo humano.

Palabras clave: agua para consumo humano, comunidades rurales, Green Sand, remoción de arsénico.

Introducción El Planeta Tierra, con sus diversas y abundantes formas de vida, que incluye a más de 7000 millones de seres humanos, se enfrenta en este comienzo del Siglo XXI con una grave crisis del agua. En la actualidad es escasa para millones de personas en todo el mundo y muchas mueren a diario según la Organización Mundial de la Salud (especialmente niños) por enfermedades transmitidas por el agua, no teniendo acceso al derecho alimentario más básico: consumir agua segura (Organización Mundial de la Salud, 2004).

La distribución de agua potable y servicios de saneamiento sigue un modelo de desigualdad característico de las regiones con agudas disparidades socioeconómicas, donde más de 1000 millones de personas carecen de agua potable de fuentes mejoradas y 2600 millones no cuentan con servicios básicos de saneamiento. En la región de América Latina y el Caribe, la cobertura de agua potable en el medio urbano es muy elevada, un 96%. Pero el medio rural se encuentra a la zaga con un 73%, y 34 millones de los 50 millones de personas que viven en zonas rurales no tienen acceso a fuentes mejoradas de agua para consumo (Fondo de las Naciones Unidas para la Infancia, 2006).

El arsénico (As) es un elemento ampliamente distribuido en la naturaleza que se encuentra aproximadamente en un 5 x 10-4% de la corteza terrestre. El origen natural del arsénico en el agua subterránea está ligado a la litología de los materiales geológicos que conforman el acuífero y a los procesos de oxidación-reducción que afectan a este elemento (Smedley y Kinninbuerg, 2002). Otras causas están relacionadas a factores antropogénicos como son los lixiviados de residuos de minas (Armienta et al., 1997) o el uso de plaguicidas (ATSDR, 2007).

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En diversas regiones del mundo se han encontrado acuíferos destinados para el consumo humano con niveles de arsénico que sobrepasan los límites recomendados por las agencias ambientales o requeridos por la legislación (Mandal y Suzuki, 2002), por lo que la población sintomática expuesta representa un grave problema potencial de salud pública.

Actualmente, tanto la Organización Mundial de la Salud (2004) como el Código Alimentario Argentino (1994), establecen como máximo tolerable 0.010 mg/L de arsénico en el agua de bebida para consumo humano.

En América Latina, las estimaciones indican que por lo menos 4 millones de personas beben en forma permanente agua con niveles de arsénico que ponen en riesgo su salud. La cantidad de arsénico en el agua, sobre todo en el agua subterránea, llega en algunos casos a superar la concentración de 1 mg/L. Experiencias realizadas en Argentina, muestran limitaciones con respecto a la calidad de agua y su uso para consumo humano, en especial por elevados niveles de arsénico (Tello, 1951; Biagini, 1974; Astolfi et al., 1981, 1982; Farías et al., 2003; Blanco et al., 2006), observándose signos y síntomas de hidroarsenicismo en poblaciones expuestas.

El Hidroarsenicismo Crónico Regional Endémico (HACRE) se conoce en nuestro país desde el año 1913, ocupando después de EE.UU., el segundo lugar en el mundo entre los países más afectados (Gilardi, 1999). Por causa de esta enfermedad endémica, poblaciones enteras se encuentran con alto riesgo de adquirir patologías neurológicas, cardiovasculares, pulmonares, cirrosis hepática, hiperqueratosis, melanosis, teratogenicidad, cáncer pulmonar y de piel.

Un millón y medio de personas distribuidas en 11 provincias de la República Argentina consumen agua con niveles de arsénico que superan valores de 0.050 mg/L (Navoni et al., 2007). En el noroeste de la provincia de Santa Fe y sur de Santiago del Estero, área en estudio, los antecedentes indican la existencia de acuíferos con concentraciones de minerales que superan ampliamente los valores recomendados para consumo humano. Estos niveles de salinidad aumentan con la profundidad, y se detectan además, la presencia de tóxicos como el arsénico, siendo un factor condicionante para el aprovechamiento del agua subterránea (Kacsan et al., 1994; Bolzicco et al., 1997; Kleinsorge et al., 2001; Bundschuh et al., 2004; Revelli et al., 2008).

Las metodologías tradicionales de tratamientos de aguas son muy costosas, y el desafío es desarrollar tecnologías simples, eficientes y económicas para la eliminación in situ de la contaminación química y biológica. Hace ya más de 10 años que un grupo de expertos en tratamientos de efluentes por Tecnologías Avanzadas de Oxidación, validaron y difundieron metodologías de bajo costo para tratar aguas en localidades con escasos recursos hídricos y 230

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económicos, a través del Proyecto OEA/AE/141 financiado por la Organización de Estados Americanos. Entre los países participantes, se destacan Argentina, Brasil, Chile, México, Perú y Trinidad & Tobago (Litter, 2002; 2004).

Actualmente existen varias opciones tecnológicas para remover arsénico del agua, entre ellas se encuentran la adsorción en medios específicos, el intercambio iónico en resinas sintéticas y los procesos de membranas como nanofiltración u ósmosis inversa (Cheng et al., 1994). Sin embargo, los métodos fisicoquímicos siguen siendo los más empleados principalmente por su menor costo y la relativa facilidad de adaptación y operación del proceso (Litter et al., 2008).

Por otro lado, pocos estudios llevan a cabo pruebas a escala piloto para verificar las eficiencias reales de remoción con altas concentraciones de arsénico en sitio (Tubić et al., 2010). Este tipo de pruebas son indispensables para realizar un análisis técnico y económico que permita evaluar la factibilidad de implementar la tecnología a escala real.

Objetivo El objetivo de esta experiencia fue desarrollar un prototipo práctico y con tecnología conocida (Green Sand), que logre la remoción de arsénico en agua subterránea destinada al consumo humano en zonas rurales, y a bajo costo.

Metodología Área de estudio La experiencia se realizó bajo la coordinación general del “Programa Calidad de Agua = + Salud” desarrollado por la Escuela de la Familia Agrícola LL 76 ubicada en Colonia Alpina, departamento Rivadavia, provincia de Santiago del Estero, Argentina (30° 4’ S – 62° 6’ W – 95 msnm).

La zona en estudio abarcó las localidades de Colonia Rosa, Colonia Ana y Hersilia (provincia de Santa Fe), y Colonia Alpina y Selva (provincia de Santiago del Estero).

Metodología analítica Para la toma de muestra se dejó purgar la descarga de agua durante un lapso de 3 minutos y luego se recogió en recipientes de plástico esterilizados con tapa a rosca de 1000 ml de capacidad. Se transportaron al laboratorio en forma refrigerada a 7 °C y se procesaron dentro de las 48 horas de su recolección.

Las metodologías para los análisis de agua fueron las siguientes: pH, Conductividad, Turbidez, Oxígeno Disuelto y Temperatura por Water Quality Checker U-10 Horiba (Kyoto, Japan), y para Sulfato, Nitrato, Nitrito y Dureza Total por Métodos Colorimétricos y Volumétricos Merck (Darmstadt, Germany). El Residuo Seco se realizó por el Método Gravimétrico y las 231

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determinaciones de Arsénico por Espectrofotometría de Absorción Atómica (APHA, AWWA, WPCF, 1979), con un Límite de Detección de 0.001 mg/L. Tratamiento estadístico El tratamiento estadístico de los datos fue realizado con el programa STATISTICA 8.0 (2008) utilizando los módulos Basic Statistics and Tables (Estadística Descriptiva – Correlación de Matrices), Nonparametrics Statistics y Distribution Fitting (Estadística Inferencial – Test de Hipótesis) (Snedecor y Cochran, 1977).

Desarrollo del prototipo La geoquímica del arsénico revela que altas concentraciones en el agua subterránea, con frecuencia están asociadas a un incremento de Fe+2 y Mn+2. Las fuentes de agua que contienen hierro y/o manganeso y arsénico pueden tratarse con procedimientos convencionales para la remoción de Fe/Mn. Estos procesos pueden reducir significativamente el arsénico y remover el hierro y el manganeso de la fuente de agua, con base en los mecanismos que ocurren con la adición de hierro. Cuando la concentración natural de Fe/Mn no es suficiente para alcanzar el nivel necesario para la remoción de arsénico, este puede adicionarse (EPA, 1997).

La tecnología de filtración mediante Green Sand (Arena Verde), es usada en la industria y en el tratamiento municipal del agua, desde hace aproximadamente 50 años.

El Green Sand es un medio filtrante granular utilizado para suprimir: hierro, manganeso, sulfuro de hidrógeno, arsénico y radio en el agua. Se compone de un núcleo de gluconita cuya superficie está revestida de dióxido de manganeso, que actúa como catalizador en la reacción de óxido/reducción.

En la Figura 1 se detalla el esquema conceptual de la Planta Piloto desarrollada en la experiencia. El prototipo se diseñó utilizando un filtro vertical de flujo descendente, ensayando aplicaciones de operación intermitente (OI) y operación continua (OC).

El método de operación intermitente (OI), consiste en acondicionar inicialmente el lecho filtrante haciendo pasar una solución concentrada de cloruro férrico, luego el filtro se opera en servicio hasta que el lecho se carga completamente con el material filtrado, momento en el cual se retrolava para evacuar hacia el desagüe el arsénico atrapado.

El método de operación continua (OC), requiere un pretratamiento del agua, que consiste en incorporar una cantidad determinada de coagulante (cloruro férrico) directamente al volumen de agua a procesar, antes de ingresar al filtro. El coagulante formará precipitados (hidróxidos metálicos) en los que se adsorbe el arsénico, ayudando al lecho a remover el metaloide.

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Figura 1. Diagrama esquemático de la Planta Piloto para la filtración de arsénico en agua mediante la tecnología de Green Sand

El medio filtrante Green Sand utilizado en los ensayos, corresponde a la marca GreensandPlus TM (Inversand Company, Clayton, NJ, USA), con certificación de calidad NSF/ANSI 61. Entre sus características físicas se destacan: Forma Física: núcleo de arena de sílice natural recubierto con gránulos nodulares negros de dióxido de manganeso, Densidad Aparente: 1410 kg/m 3 neto, Tamaño Efectivo: 0.30 a 0.35 mm, Coeficiente de Uniformidad: <1.60 y Gravedad Específica: ~2.4.

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La Figura 2 describe el detalle de diseño de la carga filtrante utilizada en la experiencia.

Figura 2. Filtro de Green Sand desarrollado

Para cumplir con los objetivos propuestos se consideraron tres pasos, a saber: 1- Determinar los parámetros operativos óptimos del lecho filtrante de Green Sand.

2- Evaluar la eficiencia del proceso y su economía operativa.

3- Extrapolar los datos recolectados en el ensayo, al diseño de una planta de tratamiento de arsénico a escala 1:1 para familias de comunidades rurales.

Resultados Encuestas realizadas previamente, sobre un total de 124 familias involucradas en el consumo de agua subterránea y que residen en zonas rurales, mostraron que el 98% nunca evaluó mediante análisis fisicoquímicos y microbiológicos el agua de bebida que consumen. El 76% desconoce las 234

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posibles patologías que se pueden transmitir por el agua contaminada con arsénico, lo cual genera la urgente necesidad de difundir en forma más efectiva el conocimiento de enfermedades hídricas y sus implicancias para la salud. Al analizar que tipos de enfermedades conocían, el 24% restante mencionó: Cáncer (71%) y HACRE (29%). Referente a los métodos tecnológicos que se pueden aplicar para eliminar el arsénico del agua, la gran mayoría (87%) declara no conocer ninguno, mientras que el 13% restante menciona la tecnología de Ósmosis Inversa.

Calidad de agua subterránea El tratamiento estadístico composicional de las aguas subterráneas analizadas (número de observaciones, valores medios, desvíos estándares y valores máximos y mínimos) se muestra en la Tabla 1.

Tabla 1. Indicadores de calidad de agua subterránea Parámetros n V.M. D.E. pH 10 7.56 0.229 Conductividad (mS/cm) 10 5.723 3.120 Turbidez (NTU) 10 20 38.820 Oxígeno Disuelto (mg/L) 10 8.62 0.292 Temperatura (°C) 10 23.5 0.662 Residuo Seco (mg/L) 10 4213 2563.824 Sulfato (mg/L) 10 1177 864.988 Nitrato (mg/L) 10 63 70.371 Nitrito (mg/L) 10 ND Dureza Total (mg CaCO3/L) 10 396 294.814 Arsénico (mg/L) 10 0.203 0.189 ND: No Detectado, para Nitrato: <1 mg/L, para Nitrito: <0.01 mg/L

V.Mínimo 7.02 2.440 0 7.99 22.1 1685 450 ND

V.Máximo 7.77 12.900 100 8.85 24.6 10449 3250 230

120 0.031

970 0.608

El 100% de las aguas analizadas eran incoloras e inodoras y el 80% poseían sólidos en suspensión. En la Tabla 1, observamos valores medios de residuo seco, sulfato, nitrato y arsénico de 4213±2563.824 mg/L, 1177±864.988 mg/L, 63±70.371 mg/L y 0.203±0.189 mg/L, respectivamente, niveles muy superiores a los reglamentarios, y similares a los encontrados por Kacsan et al. (1994), Kleinsorge et al. (2001) y Revelli et al. (2008) para la misma zona. Esto significó que la totalidad de las aguas analizadas no fueran aptas para consumo humano, adquiriendo especial relevancia los niveles de arsénico encontrados con un valor medio 20 veces superior al admitido, si lo referenciamos con la reciente modificación del Código Alimentario Argentino en mayo de 2007 (Resolución Conjunta 68/2007 – SPRRS y 196/2007 – SAGPyA), que toma un valor de referencia para el arsénico de 0.010 mg/L, coincidente con el recomendado por la Organización Mundial de la Salud (2004).

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Al georreferenciar y agrupar las muestras de las distintas localidades en estudio, respecto a las concentraciones de arsénico halladas, podemos establecer por orden de importancia: Colonia Rosa (As: 0.411 mg/L), Colonia Alpina (As: 0.297 mg/L), Hersilia (As: 0.166 mg/L), Colonia Ana (As: 0.154 mg/L) y Selva (As: 0.040 mg/L).

Si consideramos que en el ámbito rural un alto porcentaje de familias consumen únicamente agua de fuente subterránea, y teniendo en cuenta que los efectos tóxicos pueden observarse tardíamente, pudiendo comenzar los síntomas entre los 9 y 12 años de exposición y las lesiones malignizarse a los 50 años (Enríquez et al., 1988), es de vital importancia detener urgente la ingesta de este tipo de agua, alertando y concientizando a toda la población.

Revelli et al. (2009), observaron que existe en la zona una elevada contaminación en las aguas subterráneas, reportando altos recuentos de coliformes totales y presencia de pseudomonas aeruginosa. Este antecedente generó la necesidad de clorar todas las muestras de agua antes de ingresar a la etapa de filtrado, asegurando en el lecho de Green Sand una calidad bacteriológica aceptable. Para tal fin, se dosificó hipoclorito de sodio con una concentración de 55 g/L de cloro, en una proporción de 1.5 ml cada 40 L de agua, mezclando suavemente y luego dejándola reposar durante un tiempo de 30 minutos. Transcurrido el proceso de filtración, y acorde a la reglamentación del Código Alimentario Argentino (1994), se realizó nuevamente un sanitizado agregando 0.50 ml de hipoclorito de sodio cada 40 L de agua, de modo de asegurar una concentración mínima de cloro libre de 0.50 mg/L. Cálculo del caudal de filtrado En una etapa inicial, y con el propósito de establecer caudales óptimos de filtrado, se prepararon muestras de aguas sintéticas sobre una matriz de agua desionizada (GT Lab, Rosario, Santa Fe, Argentina) con el agregado de arsenito de sodio, NaAsO2 (Merck, Darmstadt, Germany). Las concentraciones finales de arsénico total fueron de 0.100, 0.200 y 0.300 mg/L. En la Tabla 2 se detallan las distintas corridas experimentales realizadas, caudales de filtrado, concentración inicial y final de arsénico y capacidad de remoción.

Estos datos, se obtuvieron sin adicionar cloruro férrico al agua. Para cada uno de los 9 ensayos realizados, se procesó un volumen de 40 L. Sobre este volumen se tomó una muestra representativa de 1000 ml de agua, para medir la concentración de arsénico (indicada en la Columna “As Final mg/L” de la Tabla 2). Vale decir que la concentración de arsénico hallada es el promedio de operar el prototipo durante 40, 53 y 80 minutos, respectivamente, para cada caudal ensayado de 1.00, 0.75 y 0.50 L/min.

Mediante este ensayo preliminar, en el cual se consideraron valores de arsénico medios y extremos, según el promedio que caracteriza la zona, se definió un caudal de filtración adecuado de 0.50 L/min. De este modo se asegura una capacidad de remoción del 94.0%.

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Tabla 2. Corridas experimentales realizadas con agua sintética, caudal de filtrado, concentración inicial y final de arsénico y porcentaje de remoción Ensayos Caudal de Filtrado As Inicial As Final Remoción (L/min) (mg/L) (mg/L) (%) 1 1.00 0.100 0.009 91.0 2 0.75 0.100 0.007 93.0 3 0.50 0.100 0.006 94.0 4 1.00 0.200 0.020 90.0 5 0.75 0.200 0.014 93.0 6 0.50 0.200 0.012 94.0 7 1.00 0.300 0.037 87.7 8 0.75 0.300 0.024 92.0 9 0.50 0.300 0.018 94.0

Capacidad de retención del manto filtrante de Green Sand Fue también propósito de esta experiencia determinar la capacidad de retención del manto filtrante por unidad de volumen. Para ello se trabajó sobre una muestra de agua subterránea de la localidad de Colonia Alpina (provincia de Santiago del Estero) con las siguientes características fisicoquímicas: pH: 7.56, Conductividad: 6.91 mS/cm, Turbidez: 3 NTU, Oxígeno Disuelto: 8.21 mg/L, Temperatura: 22.1 °C, Residuo Seco: 4906 mg/L, Sulfato: 718 mg/L, Nitrato: ND, Nitrito: ND, Dureza Total (mg CaCO3/L): 379 mg/L y Arsénico: 0.163 mg/L. Para lograr la saturación total del filtro se pasó un volumen de 400 L de agua a un caudal de 0.50 L/min y sin adicionar cloruro férrico. Según el dimensionamiento del prototipo desarrollado, la capacidad de retención del manto filtrante ensayado fue de 9.72 mg de arsénico por litro de Green Sand.

Métodos de acondicionamiento del filtro Con el fin de acondicionar el lecho filtrante de Green Sand, se probó inicialmente el prototipo utilizando el método de operación intermitente (OI), usando como químico regenerante cloruro férrico comercial al 40% (Central Química Argentina S.A., Buenos Aires), luego el filtro se operó en servicio hasta que el lecho se cargó completamente con el material filtrado, momento en el cual se realizó un retrolavado para evacuar hacia el desagüe el arsénico atrapado. Los resultados se observan en la Tabla 3.

Para un valor medio de arsénico inicial de 0.123 mg/L, la capacidad promedio de remoción del sistema fue del 93.1%. Estos resultados nos llevaron a obtener agua con concentraciones de arsénico inferiores a las sugeridas por el Código Alimentario Argentino (Arsénico: Máx. 0.010 mg/L). Por otro lado, observamos que los dos indicadores que variaron significativamente (P < 0.01) fueron turbidez y arsénico, mientras que pH y residuo seco no sufrieron modificaciones.

Esto demuestra la gran capacidad que tiene el prototipo únicamente para filtrar sedimentos en suspensión y remover el arsénico del agua de bebida.

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Tabla 3. Ensayos experimentales del prototipo con aguas subterráneas de la zona, utilizando el método de operación intermitente (OI) Ensayos pH Turbidez Residuo Seco Arsénico Remoción (NTU) (mg/L) (mg/L) (%) 1 (ST) 7.99 4 3208 0.127 1 (CT) 7.93 0 3216 0.008 93.7 2 (ST) 2 (CT)

8.21 8.07

1 0

2188 2161

0.118 0.009

92.4

ST: Sin Tratamiento, CT: Con Tratamiento. Volumen de agua tratado por corrida: 40 L. Caudal de filtrado: 0.50 L/min

Considerando los resultados alentadores obtenidos, y pensando en la practicidad operativa del equipo, ensayamos el sistema bajo el método de operación continua (OC), el cual involucró el suministro de una cantidad determinada de cloruro férrico directamente al agua, antes de ingresar al filtro de Green Sand. En esta etapa nos propusimos calcular el volumen mínimo de cloruro férrico agregado para asegurar concentraciones de arsénico que permitan calificar las aguas como aptas para consumo humano. Los resultados se ilustran en la Tabla 4.

Tabla 4. Ensayos experimentales del prototipo con aguas subterráneas de la zona, utilizando el método de operación continua (OC), con distintos volúmenes de cloruro férrico agregado Ensayos FeCL3 pH Turbidez Residuo Seco Arsénico Remoción (ml) (NTU) (mg/L) (mg/L) (%) 1 (ST) 7.18 2 3175 0.038 1 (CT) 20.00 7.23 0 3188 0.001 97.4 2 (ST) 2 (CT)

10.00

7.48 7.55

100 0

4431 4486

0.608 0.010

98.4

3 (ST) 3 (CT)

5.00

7.77 7.86

0 0

10449 10426

0.119 0.004

96.6

4 (ST) 4 (CT)

2.50

8.11 8.18

98 0

2077 2192

0.045 0.002

95.6

5 (ST) 5 (CT)

1.25

7.56 7.58

3 1

4906 4985

0.163 0.011

93.3

ST: Sin Tratamiento, CT: Con Tratamiento. Volumen de agua tratado por corrida: 40 L. Caudal de filtrado: 0.50 L/min

De las cinco corridas experimentales realizadas en esta etapa, para un promedio de arsénico de 0.174 mg/L (representativo de la zona en estudio, y comprendido entre valores mínimos y máximos de 0.038 y 0.608 mg/L, respectivamente), la capacidad de remoción del prototipo fue del 96.3%. Nuevamente observamos diferencias significativas (P < 0.01) para los parámetros 238

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turbidez y arsénico, no modificándose el resto de los indicadores analizados. En todas las muestras estudiadas, los resultados de pH se encontraron dentro de los valores sugeridos por Zabel (1991) (pH: 6.2-8.5), establecido como rango de mayor eficiencia operativa del Green Sand.

Como en este caso las muestras se trataron previamente con cloruro férrico, se midió la concentración de hierro en el agua con tratamiento (CT). Para los volúmenes agregados de FeCL3 = 5.00, 2.50 y 1.25 ml (referidos en la Tabla 4), el hierro no fue detectado en el agua filtrada (Hierro <0.05 mg/L).

Si el caudal optimizado de alimentación del filtro es de 0.50 L/min, se podría producir 30 L/h de agua con concentraciones de arsénico no riesgosas para la salud.

Costo operativo del prototipo desarrollado En la Tabla 5 se describe el costo operativo del prototipo desarrollado, el cual incluye material y reactivos utilizados (Green Sand, cloruro férrico e hipoclorito de sodio). Se definió una vida útil del Green Sand de 6 años (teniendo en cuenta el bajo caudal de operación propuesto). El costo de la grava se consideró despreciable.

Los valores del Green Sand se calcularon originalmente en dólares americanos y posteriormente se convirtieron a pesos argentinos. El tipo de cambio usado fue de 5.48 pesos por dólar, paridad del 25 de Julio de 2013, según Banco de la Nación Argentina.

Experiencias en la región, observan que los filtros municipales de Green Sand, para remoción de hierro y manganeso, trabajando a tasas de flujo más altas que la propuesta en este ensayo, poseen una vida media mínima de 3 años, bajo condiciones de operación continua (24 h/día los 365 días al año). Como la aplicación del prototipo ensayado es producir agua con bajo contenido de arsénico, para ingesta oral en familias rurales, si se asume que se producirán 30 L/día, a un flujo de 0.5 L/min, es decir 1 hora de funcionamiento diario, al cabo de 6 años de operación, el filtro habrá funcionado 2190 horas, equivalente a 3 meses de operación continua, lo que supone una postura conservadora para el cálculo de la vida útil del Green Sand.

Como se puede observar, el costo operativo total del sistema es de 0.0023 $/L de agua a tratar, lo cual infiere una alternativa económica y viable de ser aplicada en poblaciones rurales, e incluso, con bajos recursos. Si planteamos el desarrollo a escala para un hogar tipo de 6 personas y con el objeto de producir únicamente agua para beber y procesar alimentos (estimación de 5 L/persona/día), lograríamos cubrir las necesidades básicas de consumo diario con 30 L de agua segura y a muy bajo costo.

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Tabla 5. Costo operativo del prototipo desarrollado Ítem Descripción GreensandPlusTM Volumen Costo Duración de la carga Costo por litro de agua tratada Costo mensual Cloruro Férrico

Hipoclorito de Sodio

Costo Operativo Total

Dosis Volumen de agua a tratar Peso Específico Concentración Costo Costo por litro de agua tratada Consumo diario de agua Costo mensual (7200 L)

Unidades L $/L años $/L

Valor 6.71 84 6 0.0011

$/mes

7.72

cm3 L g/cm3 mg/L $/kg $/L

2.5 40 1.45 91 10.4 0.0009

L/día $/mes

240 6.79

cm3 L g/L $/L $/L

Dosis Volumen de agua a tratar Concentración Costo Costo por litro de agua tratada Consumo diario de agua Costo mensual (7200 L)

2 40 55 5.74 0.0003

L/día $/mes

240 2.16

Para 7200 L/mes Por litro de agua tratada

$/mes $/L

16.67 0.0023

Conclusiones El sistema propuesto, utilizando el método de filtración con Green Sand, logra una remoción significativa del arsénico en el agua de bebida. Partiendo de una concentración elevada de arsénico inicial (Promedio: 0.174 mg/L), al cabo de 60 minutos de tratamiento se logra alcanzar un volumen de 30 L de agua con un nivel por debajo del valor de referencia (Arsénico: Máx.

0.010 mg/L). Con una operatividad de 8 horas diarias el prototipo produce 240 L de agua con una concentración de arsénico no riesgosa para la salud.

La unidad a escala piloto demostró que es capaz de remover el arsénico en bajas y altas concentraciones, por lo tanto es eficaz, robusta y tiene la ventaja de no utilizar energía eléctrica.

Este estudio representa una alternativa amigable para la remoción de arsénico, debido a su simplicidad operativa, económica y de fácil uso en comunidades rurales.

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Agradecimientos La presente experiencia se desarrolló en el marco del “Programa Calidad de Agua = + Salud” perteneciente a la Escuela de la Familia Agrícola LL 76, Colonia Alpina, Santiago del Estero, Argentina.

Los autores agradecen el procesado analítico realizado por el Laboratorio Integral de Servicios Analíticos (L.I.S.A.) perteneciente a la Cooperativa Tambera y Agropecuaria Nueva Alpina Ltda. y a la empresa GRUMAN S.R.L. por su permanente apoyo y la provisión de materiales e insumos.

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

VALIDAÇÃO DO MÉTODO ANALÍTICO PARA DETECÇÃO DE SAXITOXINAS (STX E dc-SXT) POR CROMATOGRAFIA LÍQUIDA DE ALTA EFICIÊNCIA COM DETECTOR DE FLUORESCÊNCIA E DERIVATIZAÇÃO PRÉ-COLUNA

Larissa Sousa Silvino1 *José Capelo-Neto2

VALIDATION OF AN ANALYTICAL METHOD FOR SAXITOXIN DETECTION (STX AND dc-STX) BY HIGH PERFORMANCE LIQUID CHROMATOGRAPHY WITH FLUORESCENCE DETECTOR AND PRE-COLUMN DERIVATION Recibido el 28 de enero de 2014; Aceptado el 11 de septiembre de 2014

Abstract The method of reversed-phase high-performance liquid chromatography with fluorescence detection (HPLC- FLD) and pre-column derivation was validated for the detection and quantification of saxitoxin (STX) and decarbamoil saxitoxin (dcSTX) provided from an axenic strain of Cylindrospermopsis raciborskii. The previously mentioned validation was performed in order to give credibility to analytical method. To that end, it was used parameters, such as selectivity, linearity, limit of detection (LOD), limit of quantification (LOQ), accuracy, precision and robustness to ensure the quality of the method. The results showed good selectivity, demonstrating that the method had the ability to measure the toxins in an array even in the presence of other components. The linearity presented a correlation coefficient (r) greater than 0.999 for STX and dc- STX in a working range of 4.5 to 150 mg L-1 for STX and 3.0 to 132 mg L-1 to dcSTX, showing that the method has the capacity to deliver results directly proportional to the concentration of detected analyte. The method's sensitivity was measured by LOD and LOQ, obtaining satisfactory results for the type of analysis performed. As permitted by the legislation, the method obtained a good precision and accuracy for the toxins studied at different levels of concentration and also proved robust, since it was insensitive to small variations that could occur during the analysis.

Key Words: HPLC, Saxitoxins, Analytical method validation.

1 Companhia

de Água e Esgoto do Ceará, Brasil de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Brasil *Autor corresponsal: Jose Capelo-Neto: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará.

Bloco 713, 1.° Andar , Centro de Tecnologia, CEP 60451-970 – Campus do Pici, Fortaleza, Ceará, Brasil.

Email: zecapelo@hotmail.com 2 Departamento

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Resumo O método de cromatografia líquida de fase reversa com detector de fluorescência (CLAE-FLD) e derivatização précoluna foi validado para detecção e quantificação das cianotoxinas saxitoxina (STX) e decarbamoil-saxitoxina (dcSTX) proveniente do cultivo da cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii. Esta validação foi realizada para dar credibilidade ao método analítico e utilizou os parâmetros seletividade, linearidade, limite de detecção (LD) e quantificação (LQ), exatidão, precisão e robustez para assegurar a qualidade do método. Os resultados obtidos apresentaram boa seletividade, comprovando que o método possuía capacidade de medir as toxinas em uma matriz na presença de outros componentes. A linearidade apresentou um coeficiente de correlação (r) maior que 0.99 para STX e dc-STX em uma faixa de trabalho de 4.5 a 150 µg L-1 para STX e 3.0 a 132 µg L-1 para dc-STX, mostrando que o método tem a capacidade de fornecer resultados diretamente proporcionais à concentração dos analitos detectados. A sensibilidade do método foi medida através do LD e LQ, obtendo resultados satisfatórios para o tipo de analises realizadas. O método obteve boa precisão e exatidão, visto que para STX e dc-STX os diferentes níveis de concentração estavam com valores dentro dos intervalos permitidos pela legislação, e apresentou-se robusto, pois foi insensível a pequenas variações possíveis de ocorrer durante a análise.

Palavras chave: CLAE, Saxitoxinas, Validação de método analítico.

Introdução Ecossistemas ricos em nutrientes (nitrogênio e fósforo), com condições ideais de temperatura e pH, entre outras características, favorecem a floração de algas e cianobactérias, que atuam ocasionando sérias alterações ambientais, como a modificação das suas características organolépticas, aumento da matéria orgânica e liberação de cianotoxinas, devido à lise celular das cianobactérias. Isso pode implicar em danos à saúde pública, como lesar o fígado (hepatoxinas), o sistema nervoso (neurotoxinas), ou irritação na pele (dermatotoxinas) (Chaves, et al., 2009; Ferrão Filho, et al., 2009) Neste contexto, as neurotoxinas, mitilotoxina ou saxitoxinas (veneno paralisante de moluscos), também chamadas de “paralisante” podem causar fortes efeitos no sistema nervoso (Barbieri, 2009). Segundo Wiese (2010) são conhecidas cerca de 57 toxinas paralisantes com propriedades químicas semelhantes às da saxitoxina (STX), algumas delas mostradas na Tabela 1. As saxitoxinas podem ser identificadas como causadoras de sintomas de intoxicação quando, em humanos, apresentarem: adormecimento da boca e das extremidades, sensação de queimadura na boca e garganta, vertigem, vômito, sede, fraqueza, perda da coordenação motora, paralisia muscular e respiratória, além de taquicardia (Cunha, 2004).

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Tabela 1. Estrutura química da STX e seus análogos Toxinas cabamato Toxinas N sulfocarbamoil

Toxinas decarbamoil OH

R4 STXa GTX2 GTX3 NEO GTX1 GTX4 11α-OH-STX 11β-OH-STX aSTX

R4 GTXb C1 C2 GTX6 C3 C4

R4 dc-STXc dc-GTX2 dc-GTX3 dc-NEO dc-GTX1 dc-GTX4

R1 -H -H -H -OH -OH -OH -H -H

R2 -H -H -OSO3-H -H -OSO3-H -OH

R3 -H -OSO3-H -H -OSO3-H -OH -H

– saxitoxina; bGTX – goniautoxinas; cdc-STX – decarbamoilsaxitoxinas.

Há diversos relatos na literatura de intoxicações por cianotoxinas. Em 1996, ocorreu em Caruaru (PE) um caso chamado de “Síndrome de Caruaru”. Este foi o primeiro caso relatado no Brasil de intoxicação fatal com cianotoxinas. Através da utilização de uma fonte de água contaminada por microcistina e cilindrospermopsina, 61 pacientes vieram a falecer após terem sido submetidos a sessões de hemodiálise (Azevedo, 1996; Jochimsen, et al., 1998).

Este acontecimento contribuiu para a inclusão das cianotoxinas nos padrões de potabilidade brasileiros. Com isso, a Portaria n° 2914/2011 do Ministério da Saúde (Brasil, 2004) obriga a análise de microcistina e saxitoxina em água potável, adotando um limite de concentração de 1.0 µg L-1 de microcistina e 3.0 µg equivalente L-1 de saxitoxina.

A cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii tem um alto potencial na produção de saxitoxinas, e, portanto, torna-se necessário o seu monitoramento e controle nos sistemas aquáticos. Ela tem sido observada em reservatórios de abastecimento público desde a região Nordeste até a região Sul do país, além de ter sido relatada sua ocorrência em diversas partes do mundo (Barros, 2013; Azevedo e Brandão, 2003).

Por outro lado, os métodos de determinação de toxinas não estão totalmente consolidados na literatura, sobretudo os métodos cromatográficos. Para dar uma luz nesta lacuna Boucaïna et al.(1998) estudaram três tipos de métodos utilizados para a detecção e quantificação de toxinas: o método biológico, bioquímico e físico-químico (cromatográfico). Como há uma tendência na comunidade científica de abolir a utilização de mamíferos em teste de toxidade, o método físico-químico usando a Cromatografia Líquida de Alta Eficiência (CLAE) torna-se uma alternativa para substituir o método de bioensaio (método biológico) (Levin, 1992).

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O método físico-químico mais comumente utilizado é a cromatrografia líquida de fase reversa com detecção por fluorescência (CLAE-FLD). Como as saxitoxinas não apresentam absorção de UV específico nem de fluorescência necessárias para sua detecção, é fundamental a conversão oxidativa de saxitoxinas a derivados fluorescentes. As toxinas podem ser derivatizadas em substâncias florescentes antes da separação na coluna cromatográfica – Derivatização précoluna (Lawrence e Niedzwiadek, 2001) ou pós-coluna (Oshima, 1995).

O método de quantificação das saxitoxinas utilizando CLAE-FLD com derivatização pré-coluna é particularmente atrativo, uma vez que a reação é simples, requerendo apenas periodato diluído ou peróxido a pH fracamente básico. Os reagentes não possuem fluorescência e, portanto, não interferem na detecção dos produtos (Lawrence e Scott, 1995) e a configuração instrumental é fácil devido à simplicidade.

Entre os métodos descritos na literatura para a determinação de saxitoxinas utilizando CLAEFLD, há o método aprovado como oficial pela Comissão Européia para a detecção e quantificação de várias saxitoxinas por derivatização pré-coluna (AOAC, 2005). Entretanto, este método foi validado apenas para extratos de mariscos (Cefas, 2008). No entanto, não há relatos de validação do método para análise de saxitoxinas por derivatização pré-coluna em amostras de água de reservatórios artificiais utilizados para abastecimento público.

Dentro deste contexto, este trabalho teve como objetivo a validação da metodologia de detecção e quantificação das cianotoxinas saxitoxina (SXT) e decarbamoil-saxitoxina (dc-STX) por CLAE-FLD com derivatização pré-coluna em uma matriz que simulava uma água contendo saxitoxinas após o processo de filtração em estações de tratamento de água para abastecimento público. Esta matriz foi sintetizada a fim de realizar posteriores estudos de adsorção em carbono ativado, simulando um tratamento real para água para abastecimento público.

Metodologia Toxinas Neste estudo, a validação do método de detecção de toxinas foi desenvolvida para as cianotoxinas SXT e dc-STX. A cianobactéria utilizada para a produção destas toxinas foi a espécie Cylindrospermopsis raciborskii, cepa T3. Ela foi isolada no ano de 1996, na represa de Bilings no estado São Paulo e cedida pela Dra. Sandra Azevedo, da Universidade Federal do Rio de Janeiro, para o seu cultivo na Seção Laboratorial de Qualidade de Água - SELAQUA da Universidade Federal de Ceará. Os padrões STX e dc-STX foram adquiridos no Institute for Marine Bioscience, National Research Council em Halifax, Canadá.

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Cultivo de Cylindrospermopsis raciborskii T3 e extração do conteúdo intracelular Para o crescimento e acúmulo da biomassa da cepa T3, o cultivo ocorreu em um meio ASM-1, com pH ajustado para 8, temperatura de 24 ± 2°C e luminosidade de aproximadamente 50 μ.mol.m-2.s-1 para a luz branca de 470 nm. Ao atingir a fase exponencial de crescimento, após 15 a 18 dias de cultivo aproximadamente, foram realizados repiques da cultura para volumes maiores. No ultimo repique, a cultura permaneceu em um recipiente de vidro de 2 litros com aeração constante utilizando um compressor de ar, segundo metodologia utilizada por Barros (2013). Para a concentração da biomassa, após aproximadamente 25 dias do último repique, dois litros da cultura foram homogeneizados e transferidos para tubos de centrífuga de 15 mL. A centrifugação ocorreu durante 10 minutos a 4000 rpm, em seguida descartou-se o sobrenadante, acumulando-se aproximadamente 15 mL da biomassa contida nos fundos dos tubos, sendo doravante denominada de Extrato T3. Ajustou-se o pH do Extrato T3 para 4 utilizando ácido acético 0.1 mol.L-1.

Após a acidificação, o Extrato T3 foi congelado e descongelado por três vezes consecutivas para promover a lise das células, ou seja, o rompimento da membrana celular, e a solubiluzação das toxinas. O Extrato T3 foi então filtrado em microfiltro de fibra de vidro (Macherey-Nagel, porosidade 0.7 µm) e armazenado a -20 °C até sua utilização.

Extração das toxinas Para remoção da matéria orgânica e extração do analito, o Extrato T3 passou por um sistema de filtração a vácuo utilizando um papel filtro (J Prolab, porosidade 14 µm) e, em seguida, por outro sistema de filtração utilizando um microfiltro fibra de vidro (Macherey-Nagel, porosidade 0.7 µm) acoplado a uma seringa.

Posteriormente, foi utilizado um cartucho de extração SPE C18 de 3mL (Supelco), previamente condicionado com 6 mL de metanol seguido por 6 mL de água. Após o condicionamento, 1 mL do Extrato T3 filtrado foi percolado no cartucho através da aspiração utilizando um sistema a vácuo (Prismatec, modelo 131) com pressão relativa de até 500 mmHg. Após todo o Extrato T3 ter percolado no cartucho, a toxina retida nele foi eluída e coletada utilizando 2 mL de água deionizada, denominando-se essa amostra de Extrato T3 pós-extração.

Derivatização pré-coluna das toxinas STX e dc-STX A metodologia empregada para derivatização e quantificação das toxinas STX e dc-STX foi baseada na derivatização pré-coluna desenvolvida por Lawrence e Niedzwiadek (2001), através da qual é realizada a oxidação das toxinas por peróxido de hidrogênio (H2O2) para a detecção por fluorescência.

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Em um vial de vidro (1.5 mL) adicionou-se 250 µL de NaOH 1 mol L-1 e 25 µL de H2O2 aquoso 10 % (m/v). Em seguida, 100 µL da solução padrão ou do Extrato T3 pós-extração também foram adicionados. Misturou-se a solução manualmente durante 2 minutos à temperatura ambiente (24 ± 2°C) e, posteriormente, 20 µL de ácido acético concentrado foram adicionados e misturados com a solução reagente. Desta solução, uma alíquota de 20 µL foi analisada por CLAE. Condições cromatográficas As condições cromatográficas para a quantificação das toxinas também foi baseada no método desenvolvido por Lawrence e Niedzwiadek (2001) com algumas modificações. Foram realizadas análises por Cromatografia Líquida de Alta Eficiência (CLAE) utilizando um cromatógrafo Agilent Technologies modelo 1260 Infinity. O sistema consistia de quatro reservatórios para a fase móvel, uma bomba de alimentação da fase móvel, um injetor de amostra (loop de 20 μL), uma coluna de fase reversa (Phenomenex C18, 150 mm x 4.6 mm d.I; 4 μm de tamanho de particula.) a qual foi mantida a 30 °C, um detector de fluorescência (Agilent Technologies modelo 1260 Infinity) e um microcomputador ligado a todo o sistema para coleta e processamento dos dados. A fase móvel (A e B) foi constituída de (A) formiato de amônio (0.1M) e (B) formiato de amônio (0.05 M) com acetonitrila (5 %), tendo como gradiente de eluição inicialmente 100 % da fase móvel A, mudando nos primeiros 7.5 minutos de 0 a 20 % da fase móvel B, passando posteriormente, nos 3.5 minutos seguintes, de 20 a 80 % da fase móvel B e terminando nos 2 últimos minutos em 100 % da fase móvel A. O volume de amostra injetado foi de 20 μL, o fluxo do eluente foi de 1.5 mL.min-1, o detector foi ajustado para os comprimentos de onda de 340 nm em excitação e 390 nm em emissão e o tempo total de cada corrida foi de 13 minutos.

Validação do método analítico A validação da metodologia foi realizada para a matriz do Extrato T3 pós-extração através dos testes de seletividade, linearidade, limite de detecção e limite de quantificação, precisão, exatidão e robustez. O método foi validado de acordo com critérios estabelecidos pela Resolução RE nº 899, de 29/5/2003, da Agência Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA, 2003), pelo documento de referência DOQ-CGCRE - 008: Orientação sobre validação de métodos analíticos do Instituto Nacional de Metrologia, Normalização e Qualidade Industrial (INMETRO, 2010) e por literatura pertinente (Ribani et al., 2004; Lanças, 2009): Seletividade Para avaliar a seletividade do método, verificou-se se as curvas analíticas eram paralelas, uma realizada através do método de adição de padrão (STX ou dc-STX com superposição da matriz) e a outra utilizando-se o método de padronização externa (STX ou dc-STX sem superposição da matriz). Utilizou-se o método de adição de padrão para avaliar a seletividade já que a matriz, Extrato T3 pós-extração, não era ausente dos analitos em questão (STX e dc-STX).

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A curva analítica foi construída relacionando a quantidade da toxina adicionada à amostra com a resposta de detecção (área do pico). Elas foram obtidas com cinco pontos de concentração. As amostras foram analizadas em triplicata e cada uma foi injetada duas vezes.

Linearidade A linearidade foi avaliada pelos valores dos coeficientes de correlação das curvas de calibração, feitas com 9 concentrações diferentes para cada toxina, variando a STX de 4.5 a 150.0 µg L-1 e dc-STX de 3.0 a 132.0 µg L-1, utilizando água ultrapura como solvente. Cada amostra foi injetada duas vezes para uma mesma curva analítica sendo esta realizada em triplicata. A análise de correlação linear foi feita utilizando o método dos mínimos quadrados, sendo a equação da reta obtida.

Limites de detecção e quantificação Quanto ao limite de detecção (LD) e de quantificação (LQ), foram analisadas amostras com baixa concentração do analito, preparadas através do método de padronização externa. O método utilizado para determinar o LD e LQ envolveu a relação sinal-ruído, onde, para o LD, o sinal da menor concentração do analito foi 3 vezes maior do que o ruído (N) do sistema, ou seja, LD = 3xN. Para o LQ, o sinal da menor concentração do analito foi 10 vezes maior do que o ruído (N) do sistema, ou seja, LQ = 10xN. Precisão A precisão do método foi determinada em condições de repetitividade e precisão intermediária.

Os testes foram realisados conforme a ANVISA (2003), onde os resultados partiram de nove determinações, com três níveis de concentrações e três repetições para cada nível, sendo as concentrações variando para STX de 4.48 a 13.44 µg L-1 e para dc-STX de 3.96 a 11.89 µg L-1.

Cada amostra foi injetada duas vezes, sendo posteriormente utilizada sua média.

Exatidão No parâmetro de exatidão, foi utilizado o teste por adição de padrão, devido ao branco da matriz utilizada (Extrato T3 pós-extração) não ser ausente de STX e dc-STX. As concentrações dos padrões externos utilizadas na adição de padrão tinham 5 diferentes níveis, variando de 11.95 a 35.85 µg L-1 para STX e 10.57 a 31.70 µg L-1 para dc-STX, e o teste foi realizado em triplicata.

Robustez A robustez do método foi analisada através do teste de Youden e Steiner (1975), método recomendado pelo Inmetro (2010). Foram escolhidos sete parâmetros analíticos e induzidas pequenas variações nas condições nominais do método. Posteriormente, oito análises foram realizadas com o objetivo de determinar a influência de cada parâmetro no resultado final. A Tabela 2 apresenta os sete parâmetros analíticos utilizados, assim como as variações 249

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introduzidas. As condições nominais das variáveis são representadas por letras maiúsculas (A, B, C, D, E, F e G) e as condições com as variações alternativas são representadas por letras minúsculas (a, b, c, d, e, f e g).

Os sete parâmetros e suas respectivas variações foram combinados em oito corridas cromatográficas, realizadas em uma ordem aleatória e os resultados das análises foram apresentados por letras de s a z.

Tabela 2. Parâmetros analíticos selecionados para a análise de robustez e suas respectivas variações Variável Condições nominais Condições alternativas A/a - Concentração da fase móvel A – 0.10 M a – 0.12 M B/b - Estabilidade da solução de b - Oxidar a amostra após 30 B - Oxidar a amostra após diluição trabalho minutos da diluição C/c - Temperatura da coluna C – 30 °C c – 33 °C D/d – Agitação D – Manual d – Vortex E - Injetar a amostra após e - Injetar a amostra após 15 E/e - Tempo de injeção oxidação minutos de ter oxidado F/f - Tamanho da amostra F - 100 µL f - 110 µL G/g - Tempo de oxidação G - 2 minutos g - 2:30 minutos

O teste Youden e Steiner (1975) foi realizado em triplicada sendo as concentrações das amostras analisadas para STX e dc-STX de 11.95 e 10.57 µg L-1 respectivamente. Os resultados avaliados em cada combinação foram à área do pico e o tempo de retenção (TR).

Resultados Validação do método Seletividade Conforme observado na Figura 1, pode-se afirmar que o método implementado para a análise de STX e dc-STX é seletivo, pois as curvas analíticas apresentaram-se paralelas, e, segundo Ribani (2004), quando as duas curvas analíticas forem paralelas, pode-se dizer que não há interferência da matriz provocada por substâncias co-extraídas na determinação dos analitos.

Para confirmar a seletividade do método, utilizou-se a distribuição t de Student comparando os coeficientes lineares das curvas analíticas de cada toxina. Este teste avaliou a hipótese de que não existia diferença significativa entre as médias dos coeficientes lineares das curvas (hipótese nula), ou seja, as médias dos coeficientes lineares eram iguais, considerando o nível de confiança de 95% (α = 0.05). Os resultados novamente confirmaram a seletividade do método, pois, para as duas toxinas, o teste t apresentou valor de p acima de 0.05 e a hipótese nula foi aceita.

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STX 5.0

dc-STX 5.0

sem superposição

sem superposição

Área do pico

Área do pico

com superposição 2.5

com superposição 2.5

0.0

0.0 0.00

2.50 5.00 7.50 Concentração (µg L-1)

10.00

0.00

2.50 5.00 7.50 Concentração (µg L-1)

10.00

Figura 1. Curvas analíticas obtidas para STX e dc-STX por padronização externa sem superposição da matriz e padronização externa com superposição da matriz

Linearidade Como o teste de seletividade mostrou que não havia efeito da matriz ou de possíveis interferentes na detecção das toxinas, não houve a necessidade do uso do método de superposição de matriz para quantificação das toxinas. Logo, foi escolhida a padronização externa sem superposição de matriz para fazer os demais testes de validação do método, devido este método ser menos trabalhoso do que o método por adição de padrão.

Quanto à linearidade do método, conforme a ANVISA (2003), as toxinas apresentaram uma ótima capacidade de fornecer resultados diretamente proporcionais às suas concentrações, com coeficiente de correlação maior que 0.999 para as duas toxinas (Tabela 3).

Tabela 3. Resultados para seletividade e linearidade Seletividade Toxina

Linearidade

STX

0.81

Faixa da curva (µg L-1) 4.5 à 150

dc-STX

0.17

3.0 à 132

Valor P

y = 0.0331x – 0.0982

Coeficiente de correlação (r) 0.9997

y = 0.0938x – 0.1405

0.9999

Eq. da reta

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Limites de detecção e quantificação Levando-se em consideração que as amostras foram diluídas no processo de oxidação, as áreas dos picos presentes no cromatograma indicavam o limite de detecção e de quantificação do instrumento (LDI e LQI). Os valores de limite de detecção e de quantificação do método (LDM e LQM) foram obtidos após considerar a diluição sofrida pelas amostras.

O limite de detecção e o limite de quantificação foram determinados através do método sinalruído. Este método mostrou-se funcional e os analitos apresentaram boa detectabilidade com LDM de 2.53 µg L-1 e LQM de 3.45 µg L-1 para STX e LDM de 1.83 e µg L-1 e LQM de 2.24 µg L-1 para dc-STX. A Tabela 4 compara o presente trabalho com estudos que também avaliaram o limite de detecção e quantificação da STX e dc-STX, porém utilizando diferentes instrumentos, métodos de oxidação ou tipos de matrizes.

Tabela 4. Estudos de LD e LQ para a determinação de STX e dc-STX Referência Autor Freitas (2007)

Cefas (2008)

Helme et al. (2011)

Técnica/Detecção

HPLC-FLD

HPLC-FLD

HPLC-FLD

HILIC-MS/MS

Método de oxidação

Pré-coluna

Pós-coluna

Pré-coluna

*

Tipo de matriz

Extrato T3 pósextração.

Água deionizada com toxina após lise celular da cepa T3

Extrato de molusco

Matriz de algas

LD (µg L-1)

STX – 2.53 dc-STX – 1,83

STX – 3 dc-STX – 3

STX – 18 dc-STX – 7

STX – 3 dc-STX - ***

LQ (µg L-1)

STX – 3.45 dc-STX – 2.24

**

STX – 40 dc-STX – 10

STX – 11 dc-STX - ***

HILIC-MS/MS - Cromatografia líquida com interação hidrofílica acoplado a um espectrômetro de massa (HILIC-MS/MS). * Não necessitou oxidar a amostra devido à utilização de um espectrômetro de massa. ** Não apresentou o dado de LQ. *** O trabalho analisou apenas STX.

Observa-se que os dados de limite de detecção e de quantificação obtidos neste trabalho foram inferiores que os obtidos por outros autores. Concluindo assim que os testes apresentaram resultados satisfatórios para a análise destas toxinas na matriz estudada.

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Precisão A precisão foi calculada através da estimativa do desvio padrão relativo (DPR), também conhecido como coeficiente de variação (CV). Para o teste de repetitividade o CV variou entre 0.23 e 7.50 % para a área do pico (análise quantitativa) e entre 0.08 e 4.79 % para o tempo de retenção (análise qualitativa). Para o teste de precisão intermediária o CV variou entre 0.12 e 2.36 % para a resposta de detecção e entre 0.03 e 2.04 % para o tempo de retenção.

Baseado na concentração do analito presente na amostra é que se define o valor máximo permitido do CV para os testes de precisão (Brasil, 2011). Como as concentrações das toxinas utilizadas para este teste ficaram entre 3.96 e 13.44 µg L-1, os valores de CV alcançados no método não ultrapassaram o valor máximo permitido de 6.70 %, demonstrando, portanto, que o método é preciso.

Exatidão Para cada nível de concentração calculou-se a exatidão (%) conforme a Equação 1. A Figura 2 apresenta os cromatogramas obtidos no teste de seletividade que também foram utilizados para calcular o valor de exatidão, neste caso, estão presentes os cromatogramas do 3° nível de concentração (ponto 3) das curvas analíticas com a concentração do padrão de 23.9 μg L-1 de STX e 21.13 μg L-1 de dc-STX, sendo (a) branco da matriz (Extrato T3 pós-extração), (b) padronização externa sem superposição da matriz, ou seja, concentração do analito apenas no padrão e (c) padronização externa com superposição da matriz (quantidade do analito presente na matriz após adição do padrão). Observa-se nos cromatogramas que os analitos presentes estão bem separados, com tempos de retenção para STX de 12.54 ± 0,03 min e para dc-STX de 7.21 ± 0.04 min, e que a linha de base não apresentou sinais de interferentes provenientes de possíveis substâncias co-extraídas.

Exatidao (%) 

Vt  V s  100 Vv

Equação (1)

Onde: Vt – Valor do analito presente na matriz após adição do padrão; Vs – Valor do analito no branco da matriz; Vv – Valor do analito no padrão.

Na tabela 5 pode-se observar que o método alcançou uma boa exatidão devido os resultados estarem dentro do intervalo permitido, de 80 a 110 %, conforme estabelecido pela ANVISA (2003).

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Tabela 5. Resultados para o limite de detecção (LD) e de quantificação (LQ), precisão e exatidão Limite de detecção e quantificação (µg L-1) Precisão – CV (%)* Exatidão (%)** Precisão Toxina Repetitividade Adição de Intermediária LDI LQI LDM LQM padrão Área T.R Área T.R STX

0.58

0.76

2.53

3.45

1.28

0.02

0.64

0.14

108.36

dc-STX

0.46

0.57

1.83

2.24

2.78

0.27

2.31

0.44

100.64

* Coeficiente de variação (CV) das áreas dos picos e dos tempos de retenção das toxinas obtidos a partir da concentração 8.96 μg L-1 de STX e 7.92 μg L-1 de dc-STX. ** Valor de exatidão do teste de adição de padrão realizado com a concentração do padrão de 23.9 μg L-1 de STX e 21.13 μg L1 de dc-STX (3° nível de concentração).

Figura 2. Cromatogramas obtidos pelo CLAE-FLD das amostras com as toxinas presente (a) no branco da matriz, (b) no padrão externo e (c) na matriz após adição do padrão para calcular o valor de exatidão da STX e dc-STX

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Robustez Os resultados das 8 análises realizadas representados por letras de s a z no ensaio de robustez foram utilizados para avaliar o efeito de cada variável (diferença entre a média dos resultados das 4 análises com letra maiúscula e a média dos resultados das 4 análises com letra minúscula), bem como o desvio padrão entre os 8 resultados. Por exemplo, para avaliar o efeito da temperatura da coluna no resultado final da análise, empregou-se a seguinte equação: Efeito da temperatura (C / c ) 

suw y t v x z  4 4

Equação (2)

Se o valor de efeito da variável for maior do que o critério (desvio padrão dos 8 resultados (s) multiplicado pela raiz quadrada de dois - s√2), a variável analisada é considerada significante (Youden e Steiner, 1975) e, portanto, altera a resposta analítica. Analisando a área do pico (análise quantitativa), o resultado para o critério (s√2) para STX foi igual a 0.0379 e para a dcSTX foi igual a 0.1679. A tabela 6 apresenta os valores de efeitos das variáveis e, de acordo com esta tabela, para todas as variáveis nenhum efeito foi maior do que o critério s√2, ou seja, nenhum fator testado influencia significativamente na resposta analítica quantitativa (área do pico).

Tabela 6. Valores de efeitos obtidos a partir dos resultados do tempo de retenção de acordo com o teste de Youden e Steine (1975) Valores efetivos para área Valores efetivos para do pico tempo de retenção Variável STX dc-STX STX dc-STX Concentração da fase móvel -0.0098 0.0059 -0.0213 -0.0297 Estabilidade da solução de trabalho -0.0026 0.0406 0.0383 0.0858 Temperatura da coluna -0.0087 0.0223 0.4135 0.4939 Agitação durante a oxidação 0.0018 0.0417 0.0050 0.0073 Tempo de injeção após oxidação 0.0072 -0.0006 0.0088 0.0458 Tamanho da amostra -0.0231 -0.0623 0.0075 0.0336 Tempo de oxidação 0.0154 -0.0256 0.0022 0.0207

Quanto ao tempo de retenção (TR), análise qualitativa do método, o critério s√2 para a STX foi de 0.3145 e para a dc-STX foi de 0.3824. Ao calcular os valores efetivos para cada uma das sete variáveis, todas tiveram resultados menores do que o critério s√2, exceto para a variável temperatura da coluna (variável C/c). Este resultado pode ser comprovado observando os cromatogramas apresentados na Figura 3. Observa-se que para os ensaios com temperatura da coluna de 30 °C (variável C), o TR para STX foi igual a 12.66 ± 0.03 min e para dc-STX foi igual a 7.30 ± 0.05 min. Entretanto, para os ensaios com temperatura da coluna de 33 °C (variável c) os cromatogramas apresentaram um valor menor, obtendo um TR para a STX igual a 12.23 ± 0.03 min e para a dc-STX igual a 6.74 ± 0.04 min.

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Figura 3. Cromatogramas obtidos no teste de robustez, sendo (a) análise combinatória com variável C (temperatura da coluna igual a 30 °C) e (b) análise combinatória com variável c (temperatura da coluna igual a 33 °C).

Com isso, conclui-se que para o tempo de retenção, dos sete fatores testados, apenas a temperatura da coluna apresentou uma alteração significativa na resposta de detecção para análise de STX e dc-STX, ou seja, quando há um aumento na temperatura da coluna, o tempo de retenção tende a diminuir.

Conclusões O método mostrou-se seletivo, uma vez que as curvas analíticas (padronização externa com e sem superposição da matriz) apresentaram-se paralelas, sendo este teste comprovado pelo teste de hipótese t de Student, com probabilidade maior que 0.05. Verificou-se, também, que o método é linear na faixa de concentração para STX de 4.5 a 150.0 µg L-1 e para dc-STX de 3.0 a 132.0 µg L-1 pois os coeficientes de correlação foram superiores a 0.999.

O LDI, LQI e LDM apresentaram-se satisfatórios, ou seja, com concentrações menores que os limites máximos permitidos pela legislação (Brasil, 2011). Apenas o LQM para a STX (3.45 µg L-1) apresentou valor um pouco acima do limite máximo exigido por Brasil (2011) (3.0 µg L-1) e, portanto seria necessário novos testes para aperfeiçoar este parâmetro.

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Os resultados para a análise de exatidão e de precisão foram satisfatórios, visto que para as duas toxinas, os diferentes níveis de concentração estavam com valores dentro do intervalo permitido pela ANVISA (2011).

Para o parâmetro de robustez, o método apresentou-se insensível a pequenas variações possíveis de ocorrer durante a análise. Com exceção da sensibilidade com o aumento da temperatura (+3 °C) para a análise qualitativa do método.

Portanto, o método empregado para análise de STX e dc-STX, utilizando a cromatografia líquida de alta eficiência com detector de fluorescência e derivatização pré-coluna, além de rápido e prático, é confiável, eficiente, exato e preciso, uma vez que os parâmetros analisados para a validação tiveram resultados em conformidade aos valores aceitos nas normas brasileiras.

Agradecimentos O presente trabalho foi realizado com apoio da FINEP – Projeto tratamento de águas de abastecimento (tema 1.1) – Processos de separação por membranas ou carvão ativado Chamada pública saneamento ambiental e habitação 07/2009, Companhia de Água e Esgoto do Ceará (CAGECE), Fundação Cearense de Apoio ao Desenvolvimento Científico e Tecnológica (Funcap), Universidade Federal do Ceará (UFC), e Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq).

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

PROPOSIÇÃO DE SISTEMA DE APROVEITAMENTO DE ÁGUA DE CHUVA PARA UMA INSTITUIÇÃO DE ENSINO NA REGIÃO NORDESTE DO BRASIL: ESTUDO DA VIABILIDADE ECONÔMICA

*Célia Medeiros Marques1 Gilson Barbosa Athayde Júnior2 Ysa Helena Diniz Morais de Luna2

PROPOSAL FOR RAINWATER HARVESTING SISTEM FOR A SCHOLAR INSTITUTE IN NORTHEAST REGION OF BRAZIL: A STUDY OF THE ECONOMIC VIABILITY Recibido el 6 de febrero de 2014; Aceptado el 4 de noviembre de 2014

Abstract The expectation of drinking water shortage for the next years has been a motivating factor to search for alternatives to supply the demand of future generations, to promote rational use of water and to reduce its waste.

Once water is directly linked to people’s maintenance and quality of life, and also compromise all living species in our planet, it is imperative that the entire civil, business and industrial societies, as well as the government and its public institutions, to seek mechanism to preserve it. In this context, this paper aimed to propose a system of rainwater usage for Campina Grande campus of the Federal Institute of Education, Science and Technology of Paraíba – IFPB, and analyze the economic viability of its establishment. To meet the increasing demand of water, we considered the rainfall in the region, and the potential to capture rainwater in that campus, which has been designed in a reservoir of 787 m³, the method Rippl. The proposed system aims at supplying 94% of non-potable consumption of that campus, which will provide a savings of 84% of water purchased from the Water Company of Paraíba - Cagepa, and based on the tools of financial mathematics, represents a relationship benefit /cost of 2.52 with Capital Return Period of 9.83 years. Therefore, the economic viability of the rainwater harvesting system implementation was proved and it showed to be attractive, especially when it requires a very high demand of water with less noble purposes, as it is the case.

Key words: economic viability, rainwater harvesting, water usages.

1 Instituto

Federal de Educação da Paraíba (IFPB), Brasil.

Federal da Paraíba (UFPB), Brasil. *Autor corresponsal: Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia da Paraíba, REITORIA. Av. Primeiro de Maio, 720 Jaguaribe, 58015-430 - João Pessoa, PB – Brasil. Email: celia_mmarques@hotmail.com

2 Universidade

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Resumo A expectativa de escassez de água potável nos próximos anos tem motivado a busca por alternativas que promovam seu uso racional, visando suprir as necessidades das futuras gerações. Sendo a água um recurso finito e essencial a toda espécie de vida no nosso planeta, é imperativo que a sociedade civil, empresarial, industrial, bem como o Governo e suas Instituições Públicas, busquem mecanismos para preservá-la. Neste contexto, o presente estudo propôs um sistema de aproveitamento de água de chuva para fins não potáveis no Campus Campina Grande do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia da Paraíba (IFPB) e avaliou a viabilidade econômica de sua implantação. Foram considerados os índices pluviométricos da região e o potencial de captação de água de chuva no referido Campus, sendo dimensionado um reservatório de 787 m³, pelo método de Rippl. O sistema proposto seria capaz de suprir a demanda de 94 % do consumo não potável do referido Campus, o que proporcionaria uma economia de 84% da água comprada à Companhia de Água da Paraíba – CAGEPA, e com base nas ferramentas da matemática financeira, representaria uma relação Benefício/Custo de 2.52 com Período de Retorno de Capital de 9.83 anos. Dessa forma foi comprovada, a viabilidade econômica do sistema proposto, principalmente quando se requer grandes demandas de água para fins menos nobres, como é o caso.

Palavras-chave: aproveitamento de água de chuva, uso da água, viabilidade econômica.

Introdução Diante do imenso espectro de crescente escassez de suprimento de água potável em qualidade e quantidade adequada, é necessário se buscar novas estratégias para a gestão sustentável dos recursos hídricos, de modo que não se provoquem impactos negativos para o uso das futuras gerações.

Li et al. (2010) propõem que, a utilização da água da chuva é essencial para melhorar o ambiente ecológico, e é uma das principais abordagens para conseguir recursos hídricos sustentáveis. Segundo Tomaz (2003), apesar de ser uma prática antiga, a captação e aproveitamento de águas pluviais para fins não potáveis se mostra como uma estratégia interessante e atual para economia de água potável.

De acordo com Lima et al. (2011), a média de potencial de economia de água potável com o aproveitamento de água de chuva, estimada para 40 cidades da Amazônia é de 76%. Tal percentual aproxima-se aos valores obtidos por Athayde Júnior et al. (2008), para residências, no estado da Paraíba, região Nordeste do Brasil, que variaram de 84 a 89%.

Em estabelecimentos comerciais, escolas, prédios públicos e mesmo em indústrias, onde pode ser utilizada no processo produtivo, existem evidências que o uso da água para fins nãopotáveis pode responder por mais de 50% do consumo. É necessária uma inspeção cuidadosa no local para uma avaliação precisa (Silva, 2007).

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Com base neste cenário, o aproveitamento de água de chuva se mostra como opção sustentável e atrativa, sob o ponto de vista ambiental. No entanto, para implantação de um sistema de captação e aproveitamento de água pluvial é necessário investigar outros fatores, entre os quais a viabilidade técnica, econômica e a aceitação social.

Um dos componentes mais importantes de um sistema de aproveitamento da água pluvial é o reservatório, o qual deve ser dimensionado, tendo principalmente como base, os seguintes critérios: custos totais de implantação, demanda de água, área de captação, regime pluviométrico e confiabilidade requerida para o sistema (Marinoski, 2007).

Neste contexto, o objetivo do presente estudo foi propor um sistema de aproveitamento de água de chuva para fins não potáveis no Campus do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia da Paraíba – IFPB em Campina Grande, e avaliar a viabilidade econômica da sua implantação, de modo a cumprir com os critérios de sustentabilidade ambiental exigidos pela Instrução Normativa n° 01/2010 do Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão – MPOG (BRASIL, 2010), visando captação, transporte, armazenamento e aproveitamento de água de chuva nas obras da Administração Pública Federal, neste caso, em especial, no referido Campus.

Material e Métodos Identificação e caracterização do local de estudo A presente pesquisa foi desenvolvida no Campus Campina Grande do Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia da Paraíba (IFPB), situado no bairro Dinamérica na cidade de Campina Grande – PB, região Nordeste do Brasil. Inaugurado no ano de 2008, o Campus está em processo de expansão e possui atualmente (2011) 15 salas de aula com capacidade para 30 alunos em cada uma delas, 02 blocos administrativos, 01 biblioteca, 01 auditório, 08 passarelas, 01 gabinete médico/odontológico, 01 quadra esportiva 01 área de vivência, totalizando uma área total construída de 5020 m², coberta com telha cerâmica. O Campus funciona nos três turnos com capacidade de 500 pessoas/turno (sendo 450 alunos, 20 técnicos administrativos e 30 professores). Atualmente (2011) o quantitativo populacional é de aproximadamente 1400 pessoas. Em sua estrutura física existem instalados, 27 vasos sanitários (com caixas acopladas de 6 litros por descarga), 10 mictórios, 18 lavatórios e 11 chuveiros, distribuídos nos banheiros dos diversos setores.

Levantamento da demanda de água não potável Na presente pesquisa foi considerada a utilização da água de chuva nas dependências do Campus Campina Grande do IFPB, para uso em descarga de vasos sanitários, irrigação de jardins e lavagem de veículos, sendo estes usos não-potáveis os mais preponderantes no local.

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A estimativa da demanda de água não potável foi baseada em dados bibliográficos (Barroso et al., 2009; Tomaz, 2003).

Segundo Barroso et al. (2009), em pesquisa realizada em uma escola municipal, a demanda de água não potável atingiu 75% do total e o resultado médio encontrado para freqüência de uso dos sanitários foi de 1.50 vezes (descarga/pessoa/dia). De acordo com Tomaz (2003), os valores adotados para estimativa de demandas pode ser observado na Tabela 1.

Tabela 1. Alguns parâmetros de Engenharia utilizados na demanda residencial de água para uso externo

Uso Unidade Descarga em bacia sanitária Litro/pessoa.dia Rega de Gramado ou Jardins Litro/dia/m² Lavagem de carros-Volume de água Litros/lavagem/carro Lavagem de carros-Frequência Lavagem/mês a Considerando caixas de 6L. Fonte: Adaptado de Tomaz (2003) e Barroso et al. (2009)

Valor 9a 2 150 4

Levantamento da oferta de águas pluviais A quantidade de águas pluviais potencialmente captáveis para utilização em fins não-potáveis foi calculada a partir dos índices pluviométricos mensais obtidos junto à SUDENE Superintendência do Desenvolvimento do Nordeste (SUDENE, 1990), bem como das áreas de captação obtidas a partir de leitura nos projetos existentes no IFPB. Dimensionamento do reservatório O reservatório foi dimensionado para armazenamento da água de chuva coletada no telhado, admitindo-se sua utilização em fins menos nobres (descargas de bacias sanitárias, irrigação de jardins e lavagens de veículos). Para efeito de cálculo, a evaporação, interceptação, vazamentos e demais perdas estão inclusos no coeficiente de Runoff, de valor de 0.8 (telhas cerâmicas).

Para dimensionamento do reservatório foi escolhido o método analítico de Rippl, por apresentar a vantagem de considerar as demandas de água e ser flexível com relação aos dados de entrada. Segundo dados obtidos por Dornelles et al. (2010), o método de Rippl se mostrou válido para os locais com forte sazonalidade anual, ou seja, com o período de estiagem bem definido.

Viabilidade econômica de projetos A viabilidade econômica do projeto foi avaliada com base nas ferramentas da matemática financeira. De acordo com Contador (2000), para se decidir sobre a viabilidade de um projeto,

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utiliza-se de critérios e regras para que esses sejam aceitos e ordenados por preferência. Na Tabela 2 são apresentados alguns indicadores de análise econômica (Ywashima, 2005).

Tabela 2. Expressões matemáticas para determinação dos indicadores econômicos Indicador econômico Condição/equação n Bn  C n Período de recuperação do Menor valor de n que satisfaz:  I0  investimento (payback descontado) 1  i n 1 Taxa Interna de Retorno (TIR)

Taxa em que:

Valor presente líquido (VPL)

Calculado pela expressão: VPL  F 1  i  n j  n

VPbenefícios  VPcustos n 0

Valor Presente Líquido Unitário (VPLU)

Calculado pela expressão: VPLU  VPL C

Benefício/Custo (B/C)

Calculado pela expressão:

B VPbenefícios  C VPcustos

Onde: I0 = Investimento inicial; B = benefícios; C = custos relevantes, excluindo os investimentos iniciais; VP = valor presente; i = taxa de juros ou taxa de desconto.

De acordo com Dias (2007), em projetos de engenharia a identificação dos benefícios e custos começam pela definição da vida útil ou alcance de projeto, o qual corresponde ao período de atendimento das estruturas físicas projetadas, tanto equipamentos como obras civis. As instalações hidráulicas prediais são projetadas geralmente com alcance de 20 anos.

Neste trabalho, utilizou-se uma vida útil de projeto de 30 anos e taxa de juros de 8,5% a.a.

Resultados e Discussões Dados pluviométricos do município de Campina Grande Para permitir o conhecimento prévio da realidade local, foram verificados os índices pluviométricos da região. Utilizou-se uma série de dados referente à pluviometria - média histórica (acima de 30 anos) em Campina Grande-PB, fornecidos pela Superintendência do Desenvolvimento do Nordeste - SUDENE, conforme demonstra a Figura 1.

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110.9 108.7 110.2 106.7

120 97

Precipitação pluviométrica (mm)

100 80

40

58.4

55.2

60 38.3

28.2 11.5

20

13.4

20.2

0

Figura 1. Precipitação média mensal em Campina Grande - PB (1911-1985) Fonte: SUDENE (1990)

Levantamento do consumo de água Por meio da análise das faturas mensais de água do Campus Campina Grande - IFPB cobradas pela Companhia de Água da Paraíba - CAGEPA, verificou-se que o consumo de água no campus considerado apresenta variações ao longo do ano que se acentua nos meses com pouca incidência de chuvas. A Tabela 3, mostra o consumo de água dos últimos 3 anos (período de 2009-2011). Verificou-se que no ano de 2011 ocorreu um pequeno decréscimo do consumo em relação ao ano anterior (ano de 2010), devido a uma greve de 52 dias entre os meses de agosto a outubro, período em que a instituição esteve fechada.

Considerando os dados da Tabela 3, nos últimos 3 anos obteve-se a média de volume de água comprada de 325.9 m³/mês, o que representa um gasto financeiro anual médio de R$ 44057.72 (1 US$ = R$ 1.90; dezembro de 2011).

Tabela 3. Média de consumo de água comprada nos últimos 3 anos ( 2009-2011) Ano 2009 2010 2011 Média dos últimos 3 anos Média Mensal Fonte: Marques (2012)

3

Consumo (m ) 3738.00 4532.00 3465.00 3911.66 325,9

Valor pago (R$) 36047.29 50986.88 45138.98 44057.72

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Estimativa das demandas de água não potável Para cálculo da demanda mensal de água não potável no campus estudado do IFPB, considerou-se o seu uso para descargas em bacias sanitárias, rega de jardins e lavagens de veículos. Para estimar o volume de água utilizado nos vasos sanitários, considerou-se com base na bibliografia estudada, e dados da Tabela 1, que cada pessoa efetue 1.5 acionamentos da caixa acoplada de 6 litros. Então, para a população do referido Campus de 1400 pessoas a demanda diária é de 12600 litros/dia de água, que totaliza uma demanda mensal de 252 m³ de água para descargas.

Para o cálculo da demanda mensal de água para rega de jardins, considerou-se dados bibliográficos de 2 litros/dia/m², com freqüência de 12 vezes por mês. Para a área externa de 728 m² de jardins, obteve-se a quantidade de 17m³/mês. Para o cálculo da demanda mensal de água para lavagens de carros, adotou-se 150 litros/ lavagem/ carro, com freqüência de 4 lavagens por mês, sendo obtido o valor de 2.4 m³/mês para lavagem de 4 veículos do campus estudado, sendo considerados apenas os veículos oficiais da administração do campus.

Verifica-se que o total de demanda não potável de 271.4 m³/mês representa um percentual de cerca de 84% da média de volume mensal de água comprada dos últimos 3 anos (325.9 m³/mês) à Companhia de Água da Paraíba – CAGEPA, percentual este, bastante próximo aos obtidos por Athayde Júnior et al. (2008) e Lima et al. (2011) em estudos sobre aproveitamento de água de chuva.

A Tabela 4 mostra os resultados obtidos no cálculo da demanda de água não potável.

Tabela 4. Demanda total de água não potável estimada para o Campus Campina Grande Uso não potável Descarga em vasos sanitários Rega de jardins Lavagem de veículos Demanda total mensal Fonte: Marques (2012)

Quantidade estimada 252 m³/mês 17 m³/mês 2.4 m³/mês 271.4 m³/mês

Dimensionamento do reservatório Para dimensionamento do reservatório foi escolhido o método analítico de Rippl, por apresentar a vantagem de considerar as demandas de água e ser flexível com relação aos dados de entrada. Utilizando os dados obtidos da série histórica de precipitação na região, da demanda total não potável no referido Campus e da área de captação de coberta foi elaborada a Tabela 6.

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De acordo com a Tabela 5, determinou-se que para o volume de chuva de 3046.9 m³/ano será necessário um reservatório com capacidade de 787 m³, volume este obtido pelo somatório dos valores negativos da coluna 6 (Diferença entre os Volumes da Demanda – Volume de Chuva Capitado), que é a quantidade de água excedente decorrente dos meses com maior precipitação pluviométrica.

Tabela 5. Dimensionamento do Reservatório pelo Método de Rippl Mês

Precip. média (mm) Jan 38.3 Fev 55.2 Mar 97.0 Abr 110.9 Mai 108.7 Jun 110.2 Jul 106.7 Ago 58.4 Set 28.2 Out 11.5 Nov 13.4 Dez 20.2 ∑ 758.7 Fonte: Marques (2012)

Demanda (m³) 271 271 271 271 271 271 271 271 271 271 271 271 3252

Área de captação (m²) 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 5020 -

Volume de chuva capitado (m³) 153.8 221.7 389.6 445.4 436.5 442.6 428.5 234.5 113.3 46.2 53.8 81.1 3046.9

Déficit de água (m³) 117.2 49.3 -118.6 -174.4 -165.5 -171.6 -157.5 36.5 157.7 224.8 217.2 189.9

Observando-se o total do volume anual das demandas de água (3252 m³/ano) e o total do volume de chuva acumulado (3046.9 m³/ano), verifica-se que o volume de chuva suprirá 94% da demanda de água não potável, ou 84% da atual demanda total de água no Campus, para o reservatório com capacidade de 787 m³.

Análise econômica O sistema de captação e armazenamento de águas pluviais foi concebido contendo o telhado, calhas, condutos verticais e horizontais, filtro de areia, reservatório inferior e reservatório superior.

O sistema proposto foi dimensionado para uma área de captação (coberta) de 5020 m², numa região cuja precipitação média anual é de 758 mm. Para atender a demanda de água não potável estimada em 271 m³/mês, foi dimensionado um reservatório com capacidade de 787 m³, com custo de implantação de R$ 180447.44, incluídos custos diretos e indiretos, levantados com base nos preços de mercado praticados em Campina Grande para o ano de 2011. Como 266

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alternativa para análise de um investimento menor, também foram avaliados os custos e benefícios com indicadores econômicos para reservatórios com capacidade reduzida nos seguintes volumes: 394 m³, 262 m³, 197 m³, 157 m³, 100 m³, 80 m³, 60 m³, 40 m³, 30 m³, 20 m³, 15 m³ e 10 m³ (ver Tabela 6).

Os custos dos reservatórios de acumulação (reservatório inferior e superior) em concreto foram baseados nos preços de mercado. A princípio, para o volume do reservatório inferior de 787m³, necessário para suprir 94% da demanda estudada, verificou-se um elevado custo para implantação do sistema proposto. Em seguida foi estudado o custo de reservatórios com volumes menores estimados em 394 m³, 262 m³, 197m³, 157m³ (volumes correspondes a 1/2, 1/3, 1/4, e 1/5 do valor inicial e valores de 100m³, 80m³, 60 m³, 40m³, 30 m³, 20 m³ e 10m³ respectivamente), até obter valores mais atrativos para o sistema.

Tabela 6. Estimativa de custos do reservatório inferior em volumes variados Custo do reservatório inferior Volume (m³)

Dimensões do reservatório

787 394 262 197 157 100 80 60

Altura (m) 3.00 3.00 3.00 3.00 3.00 3.00 3.00 3.00

Largura (m) 11.45 8.10 6.61 5.73 5.12 4.08 3.65 3.16

Comprimento (m) 22.91 16.21 13.22 11.46 10.23 8.16 7.30 6.32

40 30 20 15 10

3.00 3.00 3.00 3.00 3.00

2.58 2.24 1.83 1.58 1.29

5.16 4.47 3.65 3.16 2.58

Volume de concreto (m³)

Escavação (m³)

Custo do Reservatório (R$)

83.39 48.15 35.31 28.60 24.28 17.69 15.19 12.54

787.00 394.00 262.00 197.00 157.00 100.00 80.00 60.00

152855.12 88042.00 64472.25 52177.48 44250.03 32190.87 27626.21 22778.67

9.64 8.04 6.26 5.27 4.15

40.00 30.00 20.00 15.00 10.00

17488.47 14572.29 11343.11 9536.83 7509.23

Fonte: Marques (2012)

A Tabela 7 apresenta a estimativa de custos para construção do reservatório inferior em concreto armado, considerando o valor do metro cúbico de concreto e de escavação de R$ 1800.00 e R$ 3.50, respectivamente. A Tabela 8 apresenta a estimativa de custo de construção 267

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de reservatório superior, para estrutura em concreto armado, com altura de 12 metros e fundação em sapata, para diferentes volumes de reservatório.

Tabela 7. Estimativa de custo de construção de reservatório superior para diferentes volumes Custo do reservatório superior Volume (m³) 27 14 11 6 2

Dimensões do reservatório Altura (m) 3.00 3.00 3.00 3.00 1.50

Largura (m) 3.00 3.00 3.00 3.00 1.50

Comprimento (m) 3.00 1.56 1.22 0.67 0.89

Volume de concreto (m³)

Escavação (m³)

Custo do Reservatório (R$)

14.04 10.71 10.31 9.64 8.02

9.00 9.00 9.00 9.00 9.00

25303.50 19303.50 18583.50 17383.50 14473.50

Fonte: Marques (2012)

Para os gastos com tubulações, conexões e calhas estimou-se o valor de R$ 200.00 (duzentos reais). Para recalcar água do reservatório inferior ao reservatório superior foi orçado um investimento em torno de R$ 1000.00 (hum mil reais) necessário para compra de um conjunto motor-bomba de ¼ CV, para altura manométrica de 12 m.c.a e vazão de 1,5 m³/h, incluíndo mão-de-obra e conexões. O custo de investimento para construção de um filtro de areia varia de acordo com a vazão de projeto. Este valor foi calculado após ser estabelecido o tipo de filtração (rápida), taxa de filtração (igual a 180 m³/m².dia para filtros de camadas simples), a espessura da camada filtrante (0.7m) e área do leito filtrante dado pela equação (1):

Q  0.024IA

Equação (1)

onde: Q é a vazão de projeto em m³/dia; I é a intensidade de precipitação, igual a 140 mm/h, para chuva de duração de 5 min e período de recorrência de 5 anos; A = Área de captação = 5020 m²

A área do leito filtrante é dada pela equação (2)

ALF 

Q T

Equação (2)

Onde: ALF é a área do leito filtrante em m² Q é a vazão em L/dia T é a Taxa de filtração em L/m2.dia.

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O filtro de areia, de seção horizontal quadrática, resultou em um lado de 9.68 m. Considerando o filtro de areia de seção horizontal quadrática, com as dimensões representadas na Figura 2, o custo de construção em alvenaria foi calculado em de R$ 25,00 o metro quadrado. Logo, tem-se o custo de investimento do filtro de areia estimado em de R$ 1.936,00 (hum mil, novecentos e trinta e seis reais).

Borda livre do filtro: 1.30 m Leito filtrante de areia: 0.70 m

9.68 m 9.68m

Figura 2. Dimensões do filtro de areia

O custo da areia necessária para o filtro é obtido pelo volume de areia (9.68 x 9.68 x 0.70) multiplicado pelo preço do metro cúbico de areia filtrante no mercado, sendo orçado em R$ 25.00/m³ (vinte e cinco reais por metro cúbico), obtém-se o custo de R$ 1639.75.

Com relação aos custos de energia elétrica para elevação da água de chuva do reservatório inferior para o superior, com base nas faturas de energia pagas à concessionária local (Energisa), verificou-se que o custo do kilowatt-hora cobrado para a demanda institucional utilizada atualmente (2011), era de R$ 0.38, incluído os impostos.

Para o cálculo do custo do metro cúbico de água comprada, quando necessário suprir a demanda de água, verificou-se com base no faturamento no ano de 2011 cobrado pela Companhia de Água da Paraíba - Cagepa, o volume de água comprada pelo Campus Campina Grande – IFPB foi de 3465 m³/ano, com um custo total de R$ 45138.00 (quarenta e cinco mil, cento e trinta e oito reais), representando um valor médio de R$ 13.00/m³ de água comprada.

Para todos os volumes de reservatório propostos, foram calculados os indicadores econômicos de Valor Presente Líquido (VPL), razão Benefício/Custo para uma vida útil de do sistema de 30 anos e o período de retorno do investimento. A análise econômica de cada um dos reservatórios para o Valor Presente Líquido (VPL), está monstrada na Tabela 8.

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De acordo com os valores obtidos, verifica-se que o VPL tende a aumentar à medida que volumes maiores de água pluvial sejam utilizados. Pelos dados obtidos na Tabela 8, comprovouse que a acumulação em reservatórios com capacidade reduzida resulta em maiores razões benefício/custo e menores períodos de retorno. Porém, para longo prazo, reservatórios com maiores capacidades de armazenamento resultarão num maior retorno do investimento financeiro, conforme demonstra a Tabela 8.

Tabela 8. Indicadores econômicos da alternativa estudada Volume do Valor Presente líquido Relação Benefício/Custo reservatório (m³) (R$) (B/C) 787 274701.45 2.52 394 223821.64 2.99 262 208333.60 3.37 197 202676.72 3.75 157 200652.66 4.16 100 195441.99 4.79 80 193949.07 5.13 60 192739.04 5.58 40 191971.67 6.22 30 191859.06 6.66 20 192059.45 7.27 15 192351.33 7.67 10 192864.54 8.19 Fonte: Marques (2012)

Período de retorno (anos) 9.83 11.51 12.63 13.60 14.52 15.75 16.31 16.99 17.84 18.37 19.01 19.40 19.86

Conclusões e Sugestões O estudo demonstrou que aproveitamento de águas pluviais para o Campus Campina Grande do IFPB é economicamente viável comparando-se os custos referentes à implantação e manutenção do sistema com a economia de água comprada. A análise econômica do investimento para um reservatório de 787 m³ num período de 30 anos de vida útil do sistema, com taxa de juros compostos de 8.5% ao ano, demonstrou um beneficio econômico anual em torno de R$ 39609.70 comparado ao volume de água que deixaria de ser comprada, resultando numa economia de R$ 455148.90 durante o período de vida útil do sistema e obtendo-se a relação beneficio/custo = 2.52, com VPL= R$ 274701.45 e período de retorno de cerca de 9 anos e 10 meses.

Com relação à análise de economia de água comprada, para as alternativas de reservatórios menores sugeridos, a pesquisa mostrou ser viável o aproveitamento de água de chuva em todos os cenários propostos, para atender parcialmente ou em sua totalidade a demanda de água não potável. O que determinará o volume do reservatório a ser construído é a disponibilidade de recursos orçamentários e a vontade dos gestores, dentro da autonomia 270

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administrativa que a lei lhes faculta, na tomada de decisões para a implantação do sistema proposto.

Conclui-se ainda, que apesar do retorno do investimento de um sistema de aproveitamento de água de chuva ocorrer de forma lenta, principalmente em situações que requerem grandes reservatórios, a decisão de se construir um sistema de aproveitamento de água de chuva em edificações, não deve ser tomada unicamente em função da economia e sim, com o objetivo de garantir o futuro da sustentabilidade hídrica, promovendo o uso racional e conservação da água e auxiliando no controle de enchentes.

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Vol. 7, No. 3, 272 – 282 6 de diciembre de 2014

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

AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE EM EFLUENTES DE FOSSA SÉPTICA PARA Daphnia magna E Daphnia similis

*Geísa Vieira Vasconcelos Magalhães1 Edlene Sales de Paula1 Ronaldo Stefanutti1

EVALUATION OF TOXICITY OF SEPTIC TANK EFFLUENT TO Daphnia magna AND Daphnia similis Recibido el 6 de febrero de 2014; Aceptado el 11 de noviembre de 2014

Abstract Sustainability in sanitation management is not an option but a necessity. The direct discharge of untreated wastewater has a negative environmental impact and poses health problems for society. One source of pollution is the effluent from septic tanks that may pollute the aquatic biota is dumped directly into waterways without any treatment. And to assess the impact that these pollutants have on aquatic biota is used for toxicity testing. The aim of this study was to know the characteristics of the effluent from septic tanks and assess the degree of acute toxicity via microcrustaceans Daphnia magna and Daphnia similis. Were collected and characterized twelve samples of effluent from septic tanks. Later there was the toxicity of the samples with Daphnia magna and Daphnia similis microorganisms. The results indicate varying concentrations of COD, BOD, solids and nitrogen. Toxicity tests demonstrate the presence of high toxicity for all samples with a mean EC50 equal to 54% to 41% Daphnia magna and Daphnia similis showing that these samples are considered toxic. Toxicity tests with aquatic organisms are an effective tool for evaluation or detection of the effects of pollutants on living organisms.

Key Words: Daphnia magna, Daphnia similis, Effluent from septic tanks

1 Departamento

de Engenharia Hidráulica e Ambiental. Universidade Federal do Ceará, Brasil. *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental. Universidade Federal do Ceará. Campus do Pici, s/n Bloco 713 Bairro Pici Cidade Fortaleza- Ceará CEP 60451-970- Brasil. Email: geisavieira@hotmail.com

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Vol. 7, No. 3, 272 – 282 6 de diciembre de 2014

Resumo A sustentabilidade na gestão de saneamento não é uma opção e sim uma necessidade. A descarga direta de águas residuais não tratadas tem um impacto ambiental negativo e coloca problemas de saúde para sociedade. Uma das fontes de poluição é o efluente de fossa séptica que pode poluir a biota aquática se lançados diretamente nos cursos d'água sem qualquer tratamento prévio. E para avaliar o impacto que estes poluentes causam sobre a biota aquática utiliza-se teste de toxicidade. O objetivo deste trabalho foi conhecer as características do efluente de fossa séptica e avaliar o grau de toxicidade aguda através dos microcrustáceos Daphnia magna e Daphnia similis.

Foram coletadas e caracterizadas doze amostras de efluentes de fossa séptica. Posteriormente verificou-se a toxicidade das amostras com os microrganismos Daphnia magna e Daphnia similis. Os resultados indicam concentrações variáveis de DQO, DBO, serie de sólidos e nitrogênio. Os testes de toxicidade demonstram presença de alta toxicidade para todas as amostras com média de CE50 igual a 54 % para Daphnia magna e 41 % para Daphnia similis mostrando que essas amostras são consideradas tóxicas. Os testes de toxicidade com organismos aquáticos constituem uma ferramenta efetiva para avaliação ou detecção dos efeitos dos poluentes sobre os organismos vivos.

Palavras chave: Daphnia magna, Daphnia similis, Efluente de fossa séptica.

Introdução No século XXI, o mundo está enfrentando uma crise ambiental em termos de disponibilidade e qualidade da água, causada pelo crescimento contínuo da população, industrialização, práticas de produção de alimentos e a busca de uma maior qualidade de vida. A rápida industrialização, urbanização, e crescimento populacional resultaram no aumento dos volumes de águas residuais domésticas e industriais não tratadas sendo descarregadas em rios e canais e, consequentemente, ocorrendo à deterioração da qualidade de águas superficiais e subterrâneas.

Nos países em desenvolvimento a população vem crescendo de maneira muito acelerada, de forma que a implantação dos serviços públicos de saneamento não tem acompanhado tal crescimento. Umas das alternativas é a utilização de fossas sépticas que tem como principal objetivo impedir a contaminação do solo, da água de subsolo usada para consumo humano, das praias, rios entre outros (Jordão e Pessôa, 2005).

As fossas sépticas são um tratamento comum para águas residuais domésticas em zonas rurais.

POREM SE HOUVER Vazamento de tais sistemas, pode representar um risco para a qualidade da água especialmente se eles estão localizados relativamente perto das águas superficiais (David et al., 2014).

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Só que muitas vezes esses efluentes são despejados sem tratamento nos rios e mares que servem de corpos receptores provocando a poluição das águas, dificultando e encarecendo, cada vez mais, a própria captação de água para o abastecimento (Faustino, 2007). A disposição final desse efluente requer métodos alternativos e uma alternativa promissora é o seu uso como fertilizante na agricultura, uma vez que é rico em matéria orgânica, macro e micronutrientes (Grotto et al., 2013).

Porem a qualidade ambiental desses efluentes não é confiável quando se baseiam unicamente em análises químicas (Kapanen et al.,2013). Para se averiguar a toxicidade desse efluente é utilizado ensaios de toxicidade que são testes laboratoriais realizados sob condições experimentais específicas e controlados, que estimam a toxicidade de substâncias, efluentes industriais e amostras ambientais podendo ser tanto em águas ou em sedimentos (Costa et al., 2008). Baseiam-se em avaliações das concentrações de um agente químico, e na duração de exposição requerida para a produção de um determinado efeito, com objetivo de detectar e avaliar o potencial de efeito de agentes químicos para organismos aquáticos (Paiva, 2004).

Geralmente nesses estudos são utilizados testes simples, como por exemplo, testes de curto prazo para avaliação dos efeitos agudos. Conforme a necessidades do trabalho podem ser também realizados testes mais complexos e sofisticados, como por exemplo, testes de longo prazo para avaliação dos efeitos crônicos (Zagatto e Bertoletti, 2008).

Nos estudos ecotoxicológicos o principal instrumento é o teste de toxicidade que pode fornecer uma medida de todo o impacto tóxico de uma substância, composto ou efluente. Neste último caso o efeito adverso é devido a uma mistura complexa de substâncias químicas que integra diferentes fatores, tais como pH, solubilidade, antagonismo ou sinergismo, biodisponibilidade, etc, (Costa et al., 2008). O nitrogênio na forma de amônia apresenta-se tóxico quando a faixa de pH está próxima a neutralidade (< 8), provocando a mortes de peixes e outros organismo aquáticos (Von Sperling, 2005).

Vários poluentes tais como concentração total de substâncias orgânicas (DQO), nutrientes (amônia e fósforo) e um número de produtos químicos inorgânicos e orgânicos específicos podem causar toxicidade e afetar o ecossistema aquático (Lopus, 2009).

Bulich (1982) foi um dos percussores que desenvolveu a técnica para tentar estabelecer as faixas de toxicidade a fim de classificar os lançamentos de efluentes por níveis de toxicidade.

Depois a técnica foi modificada por Coelho (2006) que estabeleceram quatro classes que podem ser utilizadas. Na Tabela 1 são apresentadas as classes de toxicidade e suas respectivas faixas de toxicidade de acordo com o valor da CE50 que permite determinar a concentração efetiva das amostras que causa imobilidade a 50% dos organismos jovens em 48h e Desse modo é possível classificar o tipo de efluente variando entre muito tóxico até levemente tóxico.

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Tabela 1. Classificação da toxicidade aguda segundo BULICH Valores de CE50 < 25% 25% - 50% 51% - 75 >75%

Classe das Amostras Muito Tóxica Tóxica Moderadamente Toxica Levemente Tóxica

Fonte: adaptado de Bulich (1982).

Sousa (2010) avaliou o uso de testes de toxicidade com o organismo Daphnia magna no biomonitoramento de efluentes de ETEs industriais, hospitalares e de aterro sanitário, onde para o efluente do aterro sanitário apresentou toxicidade aguda com um CE50 de 68% o que é classificado como moderadamente toxico. Já em relação ao esgoto hospitalar, observou-se que o esgoto apresentou alta toxicidade e um CE50 de 7,27% e o efluente sintético bruto apresentou CE50 de 23,02% sendo classificado como efluente muito tóxico, demonstrando a grande importância dos testes ecotoxicológicos agudo no biomonitoramento de cargas poluidoras em corpos de água. Este trabalho teve como objetivo caracterizar o efluente de fossa séptica, avaliar a sua toxicidade através de microrganismos aquáticos como a Daphnia similis e Daphnia magna e verificar se os testes de toxicidade são uma ferramenta rápida e pratica na avaliação da toxicidade de efluentes.

Metodologia Os resíduos foram coletados quinzenalmente na ETE São Cristóvão localizada no município de Fortaleza, Estado do Ceará – Brasil. A Figura 1 mostra a coleta das amostras que foi realizada por meio de amostragem simples e foi armazenada em frascos de polietileno de 5 litros.

Figura 1. Ilustração de um caminhão limpa fossa descarregando na estação e a realização da coleta 275

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As análises físico-químicas e microbiológicas foram realizadas no Laboratório de Saneamento (LABOSAN) da Universidade Federal do Ceará (UFC). A maioria das análises foi realizada de acordo com o Standard Methods for the Examination of Water and Wasterwater 21th (2005).

Os testes de toxicidade foram realizados com os microcrustáceos Daphnia similis e Daphnia magna de acordo com a Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT) 12713:2009 que explica o método para analisar a toxicidade aguda com as Daphnias.

Antes da realização dos testes de toxicidade foram analisados nas amostras os parâmetros de concentração de oxigênio dissolvido (OD), temperatura, pH entre 7,6-8,0 e dureza que tem que está entre 175 -225 mgCaCO3 . Este monitoramento teve como objetivo avaliar a interferência de alguma variável nos resultados de toxicidade obtidos já que, segundo Zagatto e Bertoletti (2008), estes são os principais fatores abióticos que podem interferir nestes resultados.

Devido à grande quantidade de sólidos existente na amostra, foi primeiramente centrifugado a uma rotação por minuto (RPM) de 3000 durante 10 minutos. Se mesmo após a centrifugação persistissem os sólidos, o material era filtrado á vácuo em membrana com poros de 0,45 µm.

Cultivo das Daphnias O preparo do meio de cultivo das Daphnias era realizado uma vez por semana, aerado por 24 horas para completa solubilização dos sais, saturação do oxigênio dissolvido que deve estar numa faixa entre 60 - 100% e estabilização do pH de acordo com ABNT 12713:2009. Os organismos foram cultivados em forma de lote, sendo que cada lote comportava 25 organismos em 1L de meio de cultivo, com luminosidade difusa, fotoperíodo de 16h de luz e 8h no escuro, temperatura de 18°C a 22°C, mantidos em câmara de germinação da marca Tecnal TE-401 com temperatura de ± 20°C. Os lotes eram formados exclusivamente por fêmeas que se reproduzem por partenogênese. O meio de cultivo era mantido na câmara, antes da sua utilização, para evitar diferenças de temperaturas maiores que 2°C. Neonatos de Daphnia similis com idade entre 06 e 24 horas e Daphnia magna com idade entre 02 e 26h, foram expostos às diversas concentrações da substância de referência o dicromato de potássio (K2Cr2O7) para a produção da carta controle. Os organismos jovens foram obtidos a partir de fêmea com idade entre 10 e 60 dias para Daphnia magna e para Daphnia similis com idade entre 07 e 28 dias.

Teste Preliminar e Definitivo Primeiramente, foi realizado um teste preliminar que consiste em estabelecer um intervalo de concentrações dos efluentes, na qual se determina a menor concentração que causa imobilidade a 100% dos organismos, e a concentração mais elevada na qual não se observa a 276

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imobilidade dos mesmos. A imobilidade ou morte são resultados da exposição dos organismos à amostra sendo que cada réplica foi composta por cinco organismos, totalizando 20 organismos por concentração.

Foi realizado um ensaio com cinco diluições da amostra e um controle (água de diluição) conforme mostra a Figura 2 com os percentuais de amostras que varia de 6,2% á 100% de amostra, para estabelecer um intervalo de concentração a ser utilizado no ensaio definitivo O ensaio preliminar ocorreu nas mesmas condições do ensaio definitivo na qual foi determinada a menor concentração que causa imobilidade e a maior na qual não se observa imobilidade. Após 48h observou-se o número de indivíduos imóveis por concentração e a partir destes dados, calculou-se a porcentagem de mortalidade por concentração. O resultado do teste foi expresso em porcentagem de CE50 e foi calculado utilizando-se o método estatístico Trimmed SpermanKarber Method para dados não paramétricos (Hamilton et al., 1977).

Figura 2. Teste preliminar de toxicidade aguda com as Daphnias.

Após tomar conhecimento das concentrações no teste preliminar, preparam-se diluições das concentrações da amostra para o teste definitivo. A preparação do teste agudo foi realizada partindo da menor concentração de amostra (maior fator de diluição) para a maior concentração de amostra (menor fator de diluição), sendo iniciada pela preparação do controle.

Os ensaios preliminares e definitivos foram realizados em câmara de germinação com temperatura entre 18°C e 22°C por 48h, escuro e sem alimentação.

Resultados Caracterização Físico-Química Os dados gerais da caracterização de acordo com a Tabela 2 mostrou grande variabilidade dos valores de máximos e mínimos e por isso adotou-se a mediana como medida central, pois a utilização da média aritmética como medida central poderia ser influenciada pelos valores encontrados nos resultados. Foi encontrado também o desvio padrão (DP) que é uma medida 277

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da variação dos valores em torno da média e o coeficiente de variação (CV%) que é expresso como um percentual.

Para a série de sólidos a mediana da concentração de sólidos totais, voláteis e fixos foi de 3780 mgL-1, 2500mgL-1 e 1400 mgL-1 respectivamente, sendo que a fração volátil prevaleceu nas concentrações de sólidos. A concentração de sólidos suspensos totais, voláteis e fixos obteve mediana de 2700 mgL-1,1500 mgL-1 e 1000 mgL-1 respectivamente sendo que a fração volátil predominou tanto nos sólidos totais com 65,7% voláteis e 34,3% fixa como nos sólidos em suspensão com 71,25% voláteis e 28,75% fixa.

Tabela 2. Determinação dos parâmetros físico-químicos dos efluentes sépticos Média

Mediana

Máximo

Mínimo

DP

Intervalo de Confiança 95%

%CV

28.36

28.8

30

26

1.25

27.6 – 29.0

4.4

2122

1976

2848

1239

440

1878 - 2365

20.74

7.0

6.97

7.8

5.51

0.57

6.6 – 7.1

8.25

627.37

616

1524

77.5

348.9

453- 800

55.61

7067.25

2976.5

34432

124

9536.92

1462.52

530

12175

120

2840

2.26 – 2922.79

194.19

ST (mgL-1)

8171

3780

4140

1220

10537.71

3092 - 13250

128.96

STV (mgL-1)

5364

2500

27200

800

6950

2014 - 8714

129.55

STF (mgL-1)

Parâmetros Temperatura (°C) Condutividade (µs/cm) pH Alcalinidade (mgL-1 CaCO3) DQO (mgL-1O2) DBO (mgL-1O2)

1985.38 – 12149.72 134.95

2806

1400

14200

280

3629

1056 - 4555

129.33

-1

5032

2700

28000

500

7340.78

1494 - 8570

145.86

-1

SSV (mgL )

3586

1500

21000

400

5676.9

849.92 – 6322.28

158.3

SSF (mgL-1) N Orgânico (mgL-1N) Amônia (mgL-1N) NTK (mgL-1N) Fósforo (mgL-1 P)

1446

1000

7000

100

1751,22

602,62 - 2290,74

121,05

50.03

40.7

109.8

14.0

31.57

27.45 – 72.62

63.1

62.85

58.94

201

14.7

26.12

36.46 – 89.34

41.56

107.01

99.53

199

29.41

47.65

73.07 – 140.94

44.53

10.44

4.36

54.7

1.1

15.8

2.02 – 18.86

151.34

SST (mgL )

278

Vol. 7, No. 3, 272 – 282 6 de diciembre de 2014

Para a serie de nitrogênio apresentou valor de mediana de 58.94 mgL-1N para amônia, o nitrogênio orgânico no valor de 40.7 mgL-1N e o NTK apresentou uma mediana no valor de 99.53 mgL-1N. Observa-se que o nitrogênio amoniacal predominou sobre a o nitrogênio orgânico, logo o nitrogênio amoniacal representa 59,2% e o nitrogênio orgânico 40,8% sendo a amônia a maior parcela do NTK. A predominância da amônia pode acontecer pelo fato que, em meio anaeróbio ocorrer à fase de amonificação, onde o nitrogênio orgânico é convertido em amônia e na ausência do oxigênio a amônia não sofre o processo de nitrificação, demostrando boa amonificação da matéria orgânica.

As variações dos resultados demostram grande variabilidade das amostras, pois depende bastante do tipo de esgotamento sanitário, do tipo de região. A Tabela 3 compara os resultados de diversos autores que analisaram os efluentes de fossa séptica em diversas regiões do País, onde se observa resultados de mediana bem ampla para cada variável analisada.

Os valores encontrados foram bem próximos ao estudo feito por Ratis (2009) que avaliou os resíduos de caminhões limpa-fossa da cidade de Natal-RN. Tanto o estudo feito por Ratis (2009) como o estudo feito em Fortaleza determinou que a fração de sólidos voláteis prevaleceu nos dois estudos e com relação às frações de nitrogênio a que prevaleceu foi a amônia.

Tabela 3. Comparação da mediana de diversos autores para caracterização efluentes sépticos Leite et al.

(2006) -

Parâmetros pH

Jordão e Ratis (2009) Pessoa (2005) 6.68

A autora (2014) 6.97

Alcalinidade (mg CaCO3/L-1)

-

-

391

616

Condutividade (µS/cm)

-

-

964

1976

DBO (mg O2 L-1)

1863

6000

973

530

-1

9419

-

3549

2976.5

9267

-

3557

3780

-

15000

2.264

2700

4399

-

955

1400

4868

7000 -

1605 2480

1500 2500

-

700

92.6

99.53

400

64.6

58.94

250

40.3

4.36

DQO (mg O2 L ) Sólidos Totais (mg.L-1) -1

Sólidos Suspensos Totais (mg.L ) Sólidos Totais Fixos (mg.L-1) -1

Sólidos Suspensos Voláteis (mg.L ) Sólidos Totais Voláteis (mg.L-1) Nitrogênio Total (mg N.L-1) -1

Nitrogênio Amoniacal (mg. NL ) Fósforo Total (mg. P L-1)

-

279

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Ensaio de toxicidade (Sensibilidade - Carta Controle) Para a construção da carta controle foram calculados a média dos resultados de CE (I)50 (X), coeficiente de variação (CV) e dois valores de desvios-padrão (2σ) superior e inferior a média obtida, onde esses valores foram grafados na carta controle através de linhas perpendiculares ao eixo que apresenta os resultados dos ensaios de toxicidade. Segundo a ABNT 12713/2009 os resultados que ultrapassarem os limites de controle (±2σ) ao longo do tempo não devem ser utilizados na carta controle.

De acordo com a Figura 5 pode-se observar que os resultados de CE50 para os ensaios de sensibilidade realizados com a Daphnia magna, estão dentro dos limites superior (LS) e inferior (LI) da carta controle indicando que o cultivo foi realizado de maneira correta, validando os testes de toxicidade. O valor médio encontrado de CE50 foi de 1.25 que está dentro da faixa estabelecida para Daphnia magna (0.6 a 1.7 mgL-1K2Cr2O7) de acordo com a norma ISO 6341/96.

Os valores de obtidos de LS =1.6 e LI =0.90 (que correspondem às linhas azuis) foram grafados na carta controle. O CV obtido foi de 12,48% e o DP foi de 0.16.

O ensaio de sensibilidade com o organismo Daphnia similis foi realizado em um período de 48h, onde foi encontrado um valor médio de 0.075 que está dentro da faixa estabelecida para Daphnia similis (0.04 a 0.17 mgL-1K2Cr2O7). A Figura 5 mostra a carta controle com os LI e LS grafados com valores de 0.033 e 0.127 respectivamente. O CV obtido foi de 26,7% e DP = 0.02.

A

B

Figura 5. A. Carta controle de sensibilidade com o organismo Daphnia magna exposta ao dicromato de potássio em 24h de exposição. B. Carta controle de sensibilidade com o organismo Daphnia similis exposta ao dicromato de potássio em 48h de exposição

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As amostras apesentaram para os parâmetros de dureza valores de 161 mgCaCO3/L e oxigênio dissolvido de 1,5mgO2/L. Os valores da concentração de oxigênio dissolvido foram baixos, e para não haver interferência, as amostras foram aeradas num período de uma hora para que o oxigênio dissolvido aumentasse e o valor não comprometesse os resultados.

Para os testes de toxicidade os resultados de CE50 48h para os ensaios de toxicidade com os organismos a Daphnia magna e Daphnia similis apresentaram toxicidade aguda (Tabela 4), de acordo com a classificação para toxicidade de Bulich (1992).

Tabela 4. Resultado do CE50% para o teste de toxicidade com os organismos Daphnia similis e Daphnia magna Teste de toxicidade aguda com Daphnia- 48h Daphnia Magna Daphnia Similis CE50 48h (%) Classificação BULICH CE50 48h (%) Classificação BULICH 45 Tóxica 34 Tóxica 58 Moderadamente tóxica 32 Tóxica 37 Tóxica 58 Moderadamente Tóxica 69 Moderadamente tóxica 57 Moderadamente tóxica 55 Moderadamente tóxica 49 Tóxica 49 Tóxica 37 Tóxica 44 Tóxica 26 Tóxica 89 Levemente Tóxica 52 Moderadamente Tóxica 26 Tóxica 21 Muito Tóxica 50 Tóxica 27 Tóxica 55 Moderadamente tóxica 38 Tóxica 71 Moderadamente Tóxica 63 Moderadamente Tóxica Média = 54% Média = 41,2%

Todas as amostras de resíduos de caminhão limpa-fossa apresentaram toxicidade para os organismos Daphnia magna onde o CE50 variou entre 26% e 71%, com média de 54%. Para Daphnia similis o CE50 variou entre 21% e 63%, com média de 41% sendo que o organismo Daphnia similis foi o que apresentou maior sensibilidade aos efluentes de fossa séptica, pois foi o que obteve o menor CE50 nas amostras, sendo que os organismos-testes apresentaram sensibilidades diferentes quando expostos aos efluentes de fossa séptica.

Conclusão Este estudo demostrou que os efluentes de fossa séptica apresentam grande variabilidade dos resultados, devido a diferentes municípios de onde foram coletados os caminhões limpa-fossa, por isso a importância de utilizar a mediana como padrão. Apresentaram alta toxicidade aguda para os microrganismos Daphnia magna e Daphnia similis devido principalmente a altas 281

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concentrações de amônia que é considerada tóxica devido ao pH neutro. Deste modo, os de testes de toxicidade confirmam que esta é uma ferramenta prática e vantajosa na avaliação da toxicidade de efluentes, apresentando respostas rápidas e seguras para o controle da qualidade ambiental.

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Vol. 7, No. 3, 283 – 296 6 de diciembre de 2014

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

ADSORÇÃO DO CORANTE INDOSOL AZUL TURQUESA EM CONCHAS DE MARISCOS Brachidontes solisianus CALCINADAS

Maria Thalita Siqueira de Medeiros1 Romero Barbosa de Assis Filho1 *Maurício Alves da Motta Sobrinho1

ADSORPTION OF BLUE TURQUOISE INDOSOL DYE IN CALCINED Brachidontes solisianus SHELLS Recibido el 18 de febrero de 2014; Aceptado el 2 de julio de 2014

Abstract Synthetic dyes are among the most harmful chemicals found in various industrial activities. The textile sector has a special feature for generating large volumes of wastewater containing in its composition this class of substances, which, when not properly treated, can cause serious contamination of water bodies. Due to such environmental implications, new technologies have been pursued to catch these compounds. Among these processes, adsorption finds great industrial application because it is associated with low costs and high removal efficiency. The material was characterized by XRD and BET. A 23 factorial design where the best conditions were evaluated within the studied variables was performed: mass ( g ) , particle size ( mesh) and agitation ( rpm ) . The kinetic study was done using the best conditions presented in the experimental design 0.1 g of the adsorbent with a particle size of 60 mesh at a constant agitation of 300 rpm. The efficiency of this process was above 99 % which shows that seafood is a good adsorbent Key Words: adsorption, textil dye, shell.

1Departamento

de Engenharia Química, Universidade Federal de Pernambuco, Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Química, Universidade Federal de Pernambuco, Rua Prof. Arthur de Sá, s/n – Cidade Universitária - CEP: 50.740-521- Recife - PE – Brasil. Email: mottas@ufpe.br

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Resumo Corantes sintéticos estão entre os produtos químicos mais nocivos encontrados nas diversas atividades industriais.

O setor têxtil apresenta um especial destaque por gerar grandes volumes de efluentes contendo em sua composição essa classe de substâncias, no qual, quando não corretamente tratados, podem causar sérios problemas de contaminação dos corpos hídricos. Devido a tais implicações ambientais, novas tecnologias têm sido buscadas para a captura destes compostos. Entre tais processos, a adsorção encontra grande aplicação industrial, pois está associada a baixos custos e elevada eficiência de remoção. O material, conchas de marisco, foi caracterizado por DRX e BET. Foi realizado um planejamento fatorial 23 onde foram avaliadas as melhores condições dentro das variáveis estudas: massa (g), granulometria (mesh) e agitação (rpm). O estudo cinético foi feito utilizando as melhores condições apresentadas no planejamento experimental: 0.1 g do adsorvente com granulometria de 60 mesh a uma agitação constante de 300 rpm. A eficiência desse processo foi acima de 99% o que comprova que o marisco é um ótimo adsorvente.

Palabras clave: adsorção, corantes têxteis, conchas.

Introdução A indústria têxtil desempenha um papel importante na economia de muitos países. Segundo a informação da Associação Brasileira de indústria têxtil e confecções, no final da primeira década dos anos 2000, a indústria brasileira ocupava a sexta posição do ranking mundial de produtores têxteis e confeccionados, com investimentos em torno de US$ 1 bilhão/ano, em máquinas, equipamentos, tecnologia e pesquisa. Em 2011, o Brasil passou a ocupar a quarta posição na produção mundial (ABIT, 2012).

O setor fabril têxtil utiliza elevada demanda de água em seus processos, gerando grandes volumes de águas residuais. Este efluente varia amplamente em termos de composição devido às impurezas das fibras, aos subprodutos formados nas diversas etapas de produção e principalmente pelas macromoléculas complexas dos corantes utilizados que não se fixaram à fibra e foram esgotados (Araujo et al., 2009; Sahora, 2013).

A estabilidade da molécula do corante está diretamente associada à força de ligação química dos átomos componentes dos grupos cromóforos e auxocromos. Um dos aspectos mais importantes dos corantes é a sua durabilidade ou capacidade de permanência sem alteração da cor, a chamada resistência ou solidez à luz. São compostos químicos orgânicos que possuem a propriedade de absorver luz visível seletivamente devido à presença de grupos cromóforos, tais como nitro, nitroso, azo e carbonila. A cor desses compostos é intensificada e/ou modificada por grupos auxocromos, tais como etila, nitro, amino, sulfônico, hidroxila, metóxi, etóxi, cloro e bromo (Geada, 2006).

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Assim, a molécula de corante é constituída por duas partes principais: o grupo cromóforo, que dá a cor ao composto, e grupos auxiliares (auxocromos), que facilitam a sua afinidade para o substrato e que são responsáveis pela fixação do corante à fibra, tecido, couro, cabelo, papel, entre outros, conferindo uma coloração resistente à luz e à lavagem (Gupta e Suhas, 2009).

Os processos de separação por adsorção são largamente utilizados na indústria. O conhecimento dos princípios físicos e químicos nos quais os processos adsortivos estão inseridos é fundamental para a interpretação dos fenômenos de adsorção. Os aspectos cinéticos e de equilíbrio de adsorção constituem a base teórica para o entendimento entre os princípios fundamentais e as práticas industriais (Costa, 2010).

O estudo de um processo de adsorção requer conhecer os dados de equilíbrio e a velocidade com que esta se alcança. Os dados de equilíbrio são obtidos das isotermas de adsorção, as quais são utilizadas, para avaliar a capacidade de diferentes adsorventes para adsorver uma determinada molécula. As isotermas são sem dúvida, a maneira mais conveniente para se especificar o equilíbrio de adsorção e o seu tratamento teórico. Portanto, as isotermas constituem a primeira informação experimental, que se utiliza para escolher entre diferentes adsorventes, o mais apropriado para uma aplicação específica. A forma das isotermas também é a primeira ferramenta experimental para conhecer o tipo de interação entre o adsorbato e o adsorvente (Fernandes, 2005).

As atividades associadas à aquicultura marinha são conhecidas como maricultura. Entre os setores que constituem a maricultura, encontra-se a malacocultura que se refere à criação de moluscos em geral, como o mexilhão, ostra, vieira e vôngole (berbigão) (MERINO, 2010). As atividades da malacocultura são reconhecidas mundialmente como um importante recurso de alimentação e, segundo informações da Organização das Nações Unidas para a Agricultura e Alimentação (Food and Agriculture Organization of the United Nations – FAO) (2009) e do Ministério do Trabalho e Emprego – MTE (2009) o Brasil é um país com grande potencial de crescimento nesta área de cultivo, visto que no período de 2002 a 2006 o setor apresentou um aumento em todo o mundo, aproximadamente 29%, (Stefani et al., 2011).

No litoral norte do estado de Pernambuco, o marisco é abundantemente encontrado, a atividade pesqueira local é tradicional e sempre foi realizada de forma artesanal (Lavander et al., 2011). Segundo o estudo divulgado em 2008 pelo Centro de Pesquisa e Gestão de Recursos Pesqueiros do Litoral Nordeste (CEPENE), a coleta de marisco no litoral pernambucano foi responsável por 17,7% da produção pesqueira no estado, cerca de 2475 toneladas, sendo a Anomalocardia brasiliana a mais importante em termos de produção, com destaque para os municípios de Goiana, Itapissuma e Igarassu (CEPENE, 2008).

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O Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) do Brasil, através das resoluções nº 357/2005 e 430/2011, elucidam sobre a classificação dos corpos de água e as direções ambientais para o seu enquadramento, assim como define os padrões de lançamento de efluentes. No entanto, uma de suas deficiências é não definir um padrão de lançamento para os corantes da indústria têxtil e deixa lacunas de subjetividade quando afirma que os corantes provenientes de fontes antrópicas devem ser virtualmente ausentes (CONAMA, 2011). Dessa forma, a coloração natural de corpos de água classe 1 e 2 não podem sofrer qualquer variação.

O presente trabalho visou o estudo da viabilidade técnica da remoção do corante direto Indosol Azul Turquesa utilizando como biosorvente as conchas de Brachidontes solisianus, um tipo de marisco encontrado no litoral norte de Pernambuco.

Materiais e Métodos Foram preparadas soluções do corante direto Indosol Azul Turquesa gentilmente cedido pela Clariante. O comprimento de onda do corante no qual há uma absorbância máxima (λmáx) foi determinado através de um espectrofotômetro UV-Visível Thermo modelo Genesys 10, bem como a curva de calibração de absorbância versus concentração e a determinação das concentrações de corantes durante a pesquisa.

As conchas dos mariscos foram lavadas para a retirada de resíduos e secadas na estufa a 50º por 3 horas. O adsorvente foi triturado no moinho de rolos e posteriormente no moinho de facas.

Em seguida o mesmo foi calcinado na mufla a 1000ºC por 3 horas para ser classificado em peneiras da série de Tyler de 60, 100 e 140 mesh, como mostra a Figura 1, (Paiva, 2011).

Figura 1. Fotos do marisco Brachidontes solisianus (a) inteiro, (b) classificado a 60 mesh, (c) a 100 mesh e (d) a 140 mesh

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Caracterização do Adsorvente A caracterização do adsorvente antes e após o processo de ativação térmica, assim como da adsorção foi realizada por Difração de Raios-X e BET (medidas do tamanho e volume dos poros).

A análise mineralógica qualitativa por difração de raios-x procurou determinar os compostos minerais presentes no adsorbente nas diferentes etapas do proceso. A análise de área superficial específica permitiu avaliar a variação da área específica ativa, pela ação do tratamento térmico. A determinação da área superficial e do volume poroso permitiu assim avaliar a superficie de troca disponível para a adsorção do corante.

Para a Difração de Raios X foi utilizado um difratômetro Rigaku, o qual trabalhou sob tensão de 40 kV e corrente de 20 mA, utilizando a radiação k-alfa do cobre. A difração de raios-x foi realizada percorrendo a região entre 2 = 2º e 75º.

As superfícies específicas dos resíduos foram avaliadas através do método BET (BrunauerEmmett-Teller) o qual mede a adsorção isotérmica do N2 baseada na equação BET. O equipamento utlizado foi o Quantachrome Nova 100e.

Estudo Preliminar Em processos adsortivos é comum realizar a filtração da amostra após a adsorção para posteriormente realizar a leitura da mesma. Todavia, ressalta-se que os filtros podem adsorver o adsorvato e indicar falsos resultados.

Nesse caso, foram realizados testes em duplicata, para obter uma correlação (fator) entre a concentração inicial e a concentração final após processo de agitação e filtração e, consequentemente, corrigir os resultados. Foram preparadas soluções de corante em concentrações que variaram de 5 a 100 mg.L-1 que foram deixadas a uma agitação de 300 rpm por 30 minutos. Após esse procedimento, as amostras foram filtradas em papel de filtro faixa azul (filtração lenta de 125 mm – retenção 0.5 micra) e faixa branca (filtração média de 125 mm – retenção nominal 5 micra), e em seguida foram analisadas no espectrofotômetro UV-visível no comprimento de onda de 635 nm.

Foi realizada uma regressão linear dos pontos obtidos no gráfico da concentração inicial pela concentração final após adsorção com filtração para o papel de filtro faixa azul e outra regressão para o papel de filtro faixa branca, e em seguida foi traçada uma reta que se ajustasse a esses pontos. O resultado obtido por esse ajuste com tendência a origem do gráfico, indicou o resultado de y=1.086x com um R2 de 0.9335, obtendo-se o fator de 1.086 para o papel de filtro faixa branca e y=1.0244x com um R² de 0.9228, obtendo-se o fator de 1.0244 para o papel de filtro faixa azul.

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Os valores utilizados para o estudo preliminar foram baseados nos trabalhos de Carvalho (2010) e de Paiva (2011).

Planejamento Experimental Visando-se ter uma ideia preliminar dos possíveis efeitos de fatores experimentais facilmente controláveis no procedimento, tais como a massa dos adsorventes, a granulometria e a agitação sobre a quantidade adsorvida (qt) e a eficiência de remoção (%), foi realizado um planejamento fatorial 2³ acrescido de três pontos centrais. Os níveis selecionados estão descritos na Tabela 1.

Tabela 1. Níveis dos fatores estabelecidos para o planejamento experimental 2³ Níveis Variáveis -1 0 1 Massa (g) 0.2 0.6 1.0 Granulometria (mesh) 60 100 140 Agitação (rpm) 100 200 300

No planejamento fatorial da adsorção do corante pelo marisco foi realizado o seguinte procedimento: foram colocados em cada frasco de Erlenmmeyers a massa do adsorvente que variava de acordo com o planejamento fatorial, de 0.2 a 1.0 g, 50 mL da solução do corante Indosol com concentração de 10 mg.L-1 durante 30 minutos na mesa agitadora com agitação variando de 100 a 300 rpm. Esta concentração inicial foi escolhida em função da concntração média dos corantes no efluente final das indústrias estudadas. Após a adsorção, a solução foi colocada na mesa centrífuga a 3000 rpm durante 10 minutos. O sobrenadante foi filtrado em papel de filtro faixa azul. As concentrações finais foram determinadas através do espectrofotômetro UV-Visível.

O cálculo da capacidade de adsorção (qt), ou seja, a quantidade de corante adsorvida por grama de adsorvente (pós das conchas) e da eficiência de remoção(E%) foram realizados através das Equações 1 e 2, respectivamente.

qt 

C A0  C A .V

E (%) 

m

C A0  C A  x100 C A0

Equação (1)

Equação (2)

nas quais, CA0 é a concentração inicial de adsorvato (mg.L-1) e CA é concentração final de adsorvato (mg.L-1), V o volume da solução (L) e m a massa de adsorvente (g) 288

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Estudo cinético Após o planejamento fatorial, foram adicionados aos frascos de Erlenmmeyers, 0.2g do adsorvente com granulometria de 60 mesh e 50mL do corante Indosol. Essa solução foi colocada sob agitação de 300 rpm. Após a adsorção, a mistura foi centrifugada a 3000 rpm por 10 minutos e o sobrenadante filtrado em papel de filtro faixa azul. As concentrações finais foram determinadas através do espectrofotômetro UV-Visível e multiplicadas pelo fator 1.1108, demonstrado no item 2.1. Os tempos de contato para o estudo cinético variaram entre 1 e 120 minutos.

Resultados e Discussão

3,41 A

2,71 A

Caracterização do adsorvente A análise por difração de raios-X (DRX) indicaram a alta concentração de cálcio e presença de carbono e oxigênio. De acordo com essa análise, a concha de marisco antes do tratamento térmico com granulometria de 100 mesh (Figura 2a) contém apenas o mineral aragonita (CaCO3), próprio da formação das conchas. Após a calcinação (Figura 2b) e após a adsorção (Figura 2c) na mesma granulometria, além de conterem o hidróxido de cálcio (Portlandita – Ca(OH)2) incluem os minerais aragonita e calcita (CaCO3), sugerindo que a amostra foi submetida a uma calcinação incompleta, não obstante à temperatura de 1000 ºC. Ressalta-se que os minerais aragonita e calcita são formas cristalinas do carbonato de cálcio.

M IN E R A L - A R A G O N IT A - C a C O 3

1,74 A 1,73 A

1,87 A

A 2,10

1,56 A

A 2,19

2,88 A

500

1,81 A

2,49 A 2,37 A

1000

2,33 A

3,28 A

Intensidade (cps)

1,98

A

1500

AM 01 C O N C HA IN N A TU R A 10 0 M E S H

0

0

10

20

30

40

50

60

2  (g ra u s )

a) 289

Vol. 7, No. 3, 283 – 296 6 de diciembre de 2014 2,62 P

2000

AM 2 CONCHA ‫؛‬1000 C - 1000 M MINERAIS P - Portlandita Ca(OH)2) - Hidrَ xido de C‫ل‬lcio A - Aragonita CaCO3

4,90 P

1,56 A - P

1,68 P

1,87 A - C

2,10 A - C

3,40 A 3,27 A

500

2,37 A

2,49 A - C

3,12 P

3,03 C

1000

1,79 P

1,92 P - C

C - Calcita CaCO3

3,86 C

Intensidade (cps)

1500

0

0

10

20

30

40

50

60

2 (graus) b) 3,03 C

3000

AM 3 CONCHA ‫؛‬1000 C 10 h - 1000 M)

2500 2,62 P

MINERAIS P - Portlandita Ca(OH)2) - Hidrَ xido de C‫ل‬lcio

1,60 C

1,68 P

1,79 P

1,97 A

2,28 C

2,49 C

500

3,40 A 3,27 A

3,86 C

1000

2,10 A - C

1500

1,92 P - C 1,87 A - C

A - AragoniCalcita C - Calcita CaCO3

4,90 P

Intensidade (cps)

2000

0 0

10

20

30

40

50

60

2 (graus) c) Figura 2. Difratograma de raios-X da concha antes da calcinação (a), após calcinação (b) e após adsorção (c) na de granulometria 100 mesh 290

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A análise do volume dos poros da área superficial específica permitiu observar que ocorreu um aumento na área e volume dos poros após o processo de calcinação das conchas. Após a adsorção do corante, ocorreu uma diminuição dessa área e do volume dos poros. A Tabela 2 apresenta os resultados obtidos pela técnica de BET da área específica e do volume de poros para a concha antes da calcinação (amostra 1), concha calcinada (1000ºC/10h) (amostra 2) e para a concha calcinada após a adsorção (amostra 3), todas na granulometria 100 mesh.

Tabela 2. Resultados da área específica e do volume dos poros (BET) Amostras Área específica (m2. g-1) Amostra 1 4.44 Amostra 2 12.11 Amostra 3 11.71

Volume dos poros (cm3. g-1) 1.029x10-3 4.461x10-3 2.94x10-3

Conforme pode ser observado pela Tabela 2, a calcinação aumentou em aproximadamente três vezes a área superficial das conchas. Ao se comparar a capacidade adsortiva deste material e sua área específica, pode-se observar uma discrepância quando se compara com outros materiais, como o carvão comercial ativado de Pittsburgh, Pennsylvania - USA, que apresenta área específica de 820 m2.g-1 (Al- Degs et al., 2012) ou mesmo o carvão ativado térmicamente com área de 167 m2.g-1 (Kavitha e Namasivayam, 2008). Este fato deve-se, possivelmente, à grande quantidade de sítios por área específica ou ao efeito do cálcio, que pode atuar como agente precipitante. Novos experimentos e caracterizações estão sendo realizadas para estudar este fenômeno.

Estudo preliminar Foi realizado para o marisco um teste preliminar para avaliar o tempo de equilíbrio para a realização do planejamento experimental e se o adsorvente era capaz de adsorver o corante.

Foi realizado o estudo preliminar variando-se o tempo de 1 a 50 minutos. É possível observar na Figura 3, que o sistema casca de marisco/corante tende a entrar em equilíbrio em torno dos 30 minutos.

Figura 3. Perfil cinético de adsorção para o sistema marisco/indosol blue (Co=10 mg.L-1, m=0.1g, V=50 mL) 291

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Planejamento Experimental Por meio do planejamento fatorial foi possível observar os melhores valores de operação das variáveis de entrada estudadas para maximização da adsorção: massa (g), granulometria (mesh) e agitação (rpm). A Tabela 3 apresenta a matriz de planejamento com a média dos resultados obtidos da variável resposta (qt) em cada combinação de níveis para as variáveis de entrada, referente aos ensaios, utilizando as conchas de mariscos como adsorvente na remoção do corante Indosol.

Tabela 3. Matriz de planejamento fatorial 23 para o sistema concha de marisco corante Indosol Azul Agitação qt Ensaios Massa (g) Granulometria (mesh) (rpm) (mg.g-1) 1 + + + 0.51002 2 + + 0.49807 3 + + 0.51640 4 + 0.50616 5 + + 2.53095 6 + 2.56502 7 + 2.56821 8 2.36826 9 0 0 0 0.85147 10 0 0 0 0.84590 11 0 0 0 0.84833

E % 98.45 96.14 98.68 97.70 97.71 99.02 99.15 91.43 98.62 97.97 98.25

Agitação Massa x Granulometria Granulometria x Agitação Massa Granulometria

Massa x Agitação

Figura 4. Diagrama de Pareto referente ao planejamento experimental 23 292

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Através do Gráfico de Pareto, indicado na Figura 4, foi possível comprovar que a agitação e a massa foram as únicas variáveis que apresentaram efeito estatisticamente significativo ao nível de confiança de 95%. O efeito combinado da interação entre esses dois fatores não foi significativo. O efeito isolado da granulometria não apresentou influência com 95% de confiança. No entanto, a interação combinada deste efeito com a massa e a agitação foi capaz de modificar a resposta investigada com significância estatística de 95% dentro da faixa experimental investigada. A variável granulometria (mesh) e a interação entre as variáveis massa (g) e agitação (mesh), não apresentaram efeito significativo no processo estudado.

Os valores das estimativas dos efeitos durante o processo adsortivo utilizando qt-1, foram obtidos utilizando o programa Statística versão 8.0 (2007). O resultado dessa análise indica que, para a faixa de granulometria analisada, o modelo experimental não foi bem ajustado, pois o mesmo indica que para essa faixa os valores não foram muito diferentes. E que a combinação da massa e da agitação também não influenciou tanto para analisar os efeitos durante o processo de adsorção.

Os gráficos da Figura 5 representam as médias das repostas experimentais nos quatro níveis investigados dos efeitos principais que apresentaram significância estatística com 95% de confiança. Nesse caso, a massa e a agitação do sistema. A Figura 5a apresenta em seus vértices as médias dos valores do inverso da capacidade de adsorção (qt-1) dos níveis experimentais investigados e mostra que os melhores resultados são encontrados quando a massa está em seu nível máximo (+1) e que o aumento do grau de agitação do sistema promoveu um aumento médio de 2.79% da resposta investigada. Já a Figura 5b apresenta os valores médios da eficiência de remoção. A maior remoção se dá quando as soluções foram tratadas com o nível máximo de massa e agitação. No entanto, o incremento da massa em seu nível máximo contribui apenas com um aumento médio de 1.22% no rendimento.

Os perfis apresentados exibem o comportamento da concentração e da quantidade adsorvida de corante com relação ao tempo, para adsorção em concha de marisco. Observou-se que o processo adsortivo segue uma cinética de adsorção com estabelecimento de equilíbrio a partir de 20 minutos.

Entretanto, devido ao planejamento experimental não apresentar parâmetros suficientes para avaliar as diferentes condições das conchas de mariscos frente ao corante Indosol, não foi possível estabelecer um modelo cinético e nem um modelo empírico para este trabalho.

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Figura 5. Gráfico que relaciona a variação da agitação e da massa com a capacidade de adsorção (a) e com a eficiência da remoção do corante (b)

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Conclusões O marisco calcinado apresentou um bom potencial como material adsorvente alternativo na remoção de corantes têxteis, apresentando remoção de cor superior a 99% em solução aquosa, atingindo o equilíbrio em 30 minutos. Estudos estão sendo aprofundados para estabelecer a correlação entre o bom desempenho do material e o fenômeno adsortivo, uma vez que sua área específica e volume de poros são bem menores que o carvão ativado, que é o principal material utilizado na literatura para este fim. O planejamento fatorial indicou que a massa e agitação do sistema fora significativos para as variáveis de resposta investigadas (qt e eficiência de remoção). No entanto, o aumento da superfície de contato do material adsorvente (granulometria) não apresentou influência estatística com 95% de confiança, dentro faixa experimental investigada para o corante Indosol.

Agradecimentos Os autores agradecem à Facepe, CNPq, Capes e à UFPE pela apoio financeiro e institucional e à Clariant pelos corantes.

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

ESTUDOS INICIAIS PARA USO DO ÍNDICE TRIX PARA ANÁLISE DO NÍVEL DE EUTROFIZAÇÃO NO ESTUÁRIO DO RIO POTENGI – NATAL – RN - BRASIL

*Jean Leite Tavares1 André Luis Araújo Calado2 Roberto Fioravanti Carelli Fontes3

INITIAL STUDIES TO USE THE INDEX TRIX FOR ANALYSIS OF EUTROPHICATION IN ESTUARY POTENGI RIVER NATAL – RN – BRAZIL Recibido el 9 de marzo de 2014; Aceptado el 26 de junio de 2014

Abstract This study tested the applicability of the trophic index (TRIX) to assess the level of eutrophication in the course of the river Potengi located in the metropolitan region of Natal - RN - Brazil. The choice of this method was due to its multiparametric nature and also for having developed and enhanced a model to process eutrophication in different coastal environments. The Potengi river receives the discharge of pollutants from loads of different sources, especially the direct release of untreated sewage and industrial effluents involving a considerable source of nutrients and eutrophication, with direct consequences on the increased productivity of its estuary. 13 points of the estuary were analyzed at two different times according to the changing of tide of the Potengi. The results indicated that the levels of eutrophication ranged from mesotrophic to eutrophic according to the TRIX index, with the worse situation in the rainy season, a result due to the drag of pollutants brought by rains from the watershed into the estuary of the river. We conclude that application of the TRIX index was valid for the evaluation of trophic status along the estuary of the river Potengi and the results indicate the need for greater control on the entry of pollutants loads to the watershed, especially with the expansion of services collection and treatment of household and industrial waste in the metropolitan region of Natal - RN. Key Words: Eutrophication, TRIX, estuary, River Potengi, Brazil.

1 Departamento

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

2 Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Rio Grande do Norte, Brasil.

3 Universidade Estadual, São Vicente, São Paulo, Brasil. *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Campus do Pici, Centro de Tecnologia, Universidade Federal do Ceará, CEP- 60445-760. Bloco 713. Fortaleza – Ceará, Brasil. Email: jeanl.tavares@gmail.com

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Resumo O presente estudo testou a aplicabilidade do índice trófico (TRIX) para avaliar o nível de eutrofização ao longo do estuário do rio Potengi, na região metropolitana de Natal - RN - Brasil. A escolha do referido método se deveu a sua natureza multiparamétrica e por ter sido elaborado e aprimorado para modelar o processo de eutrofização em diferentes ambientes costeiros. O estuário do Rio Potengi recebe a descarga de poluentes a partir de cargas de diferentes fontes, especialmente o lançamento direto de esgoto sem tratamento e efluentes industriais que implicam uma fonte considerável de nutrientes e eutrofização, com conseqüências diretas sobre o aumento da produtividade do estuário. Foram analizados 13 pontos do estuário em dois momentos diferentes de acordo com a mudança de maré do rio de Potengi. Os resultados indicaram que os níveis de eutrofização variaram de mesotrófico a eutrófico de acordo com o índice de TRIX, com o agravamento da situação na estação chuvosa, resultado decorrente do arraste de poluentes trazidos pelas chuvas a partir da bacia hidrográfica para o interior do estuário. Conclui-se que a aplicação do índice TRIX foi válida para a avaliação do estado trófico ao longo do estuário do rio Potengi e os resultados obtidos indicam a necessidade de maior controle na entrada de cargas poluentes para o manancial, principalmente com a ampliação dos serviços de coleta e tratamento dos efluentes domésticos e industriais na região metropolitana do Natal – RN. Palavras chaves: Eutrofização, TRIX, Estuário, Rio Potengi, Brasil.

Introdução A deterioração dos corpos hídricos em regiões costeiras ocorre em várias partes do mundo e está associada ao crescimento populacional nessas áreas e ao aporte contínuo de poluentes das mais variadas fontes, tais como esgotos domésticos, indústrias, atividades agrícolas, carcinicultura, etc. Deve-se destacar a complexidade dos ambientes costeiros associada, entre outros fatores, à grande vulnerabilidade às pressões antrópicas (Caruso et al., 2010; CañedoArgüelles et al, 2012). Coelho et al. (2007) destacam a intensificação do processo de eutrofização estuarino com impactos diretos na produtividade aquática e eventualmente na depleção dos níveis de oxigênio.

A resolução 357/2005 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA) prevê os múltiplos usos dos recursos hídricos. No entanto, as pressões antrópicas que ocasionam o aporte de cargas poluentes aos mananciais hídricos comprotem sua utilização para os diversos fins.

Segundo o Conselho Nacional de Pesquisal (NCR na sigla em inglês) dos Estados Unidos da América (2000, apud Newton et al., 2003) as atividades antrópicas mais que duplicaram o aporte de nutrientes para os corpos hídricos costeiros no período de 1960 a 1990, o que intensificou ainda mais o quadro de elevação dos níveis de eutrofização nesses ambientes (Bricker et al., 2003).

Segundo VOLLENWEIDER (1981), a eutrofização de um corpo d’água é o resultado do aumento da concentração de nutrientes, especialmente nitrogênio e fósforo com consequente aumento da produtividade na massa líquida.

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A análise do grau de eutrofização ou da tipologia trófica de um corpo aquático pode ser avaliada através de classificações tróficas que se expressam em Índices de Estado Trófico (IET) para facilitar a comunicação ao público sobre o estado de trofia de um determinado ecossistema aquático.

A eutrofização depende da interação de variáveis físicas, químicas e biológicas (VOLLEWEIDER, 1981) e as classificações tróficas expressas em Índices de Estado Trófico se baseiam na quantificação das concentrações dessas variáveis, com destaque aos compostos inorgânicos de nitrogênio e de fósforo (macronutrientes), das concentrações de oxigênio dissolvido e clorofila.

Cañedo-Argüelles et al. (2012) esclarecem que historicamente o grau de eutrofização dos estuários foi aferido com as mesmas ferramentas ou índices aplicados aos ambientes aquáticos de águas doces, com destaque ao Índice de Estado Trófico de Carlson (1977). O método TRIX traz como diferencial além de sua abordagem multiparamétrica também o fato de ter sido elaborado e aprimorado para sistemas estuarinos através de sua aplicação em programas internacionais de modelagem da eutrofização em ambientes com interface terra-mar, incorporando os aspectos relacionados à dinâmica costeira, como os maiores níveis de salinidade, por exemplo. (Cotovicz Junior et al., 2012).

O estuário do rio Potengi é de grande importância econômica e ecológica, com usos variando do transporte de cargas à pesca, atividades que sustentam centenas de famílias na região. Este ambiente recebe aportes poluidores desde a época colonial, mas com a intensificação do crescimento populacional da região metropolitana de Natal dos últimos anos, as alterações da qualidade da água do estuário (SALES et al., 2013) se acentuaram, inclusive com episódio de grande mortandade de organismos aquáticos observada em 2007. O objetivo geral desta pesquisa foi estabelecer um estudo inicial sobre o atual grau de eutrofização do estuário do rio Potengi através do índice TRIX, desenvolvido para ser aplicado em ambientes estuarinos e de transição entre terra e mar.

Metodologia Área do estudo O estudo foi realizado no estuário do rio Potengi, na região metropolitana do município de Natal, capital do Estado do Rio Grande do Norte, no Nordeste do Brasil. A bacia hidrográfica do rio Potengi ocupa uma superfície total de 4.093 km2, o que equivale a aproximadamente 7.7 % do território do estado. Foram feitas coletas em 13 pontos distribuídos ao longo do estuário, conforme detalhes da Tabela 1 e apresentados graficamente na Figura 1.

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Tabela 1. Detalhamento das localizações dos pontos de coleta Pontos

Localização

P1 P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8 P9 P10 P11 P12 P13

Em frente ao Hospital, em Macaíba – Rio Jundiaí Jusante do ponto de lançamento do CIA - Rio Jundiaí Montante da Imunizadora Riograndense - Rio Jundiaí Ponte na BR 226 - Rio Jundiaí Montante do Curtume J. Motta Rio Golandim - Proximidade da sua desembocadura 50 m à montante da Ponte de Igapó – Rio Potengi Jusante da Lagoa Aerada da CAERN em Quintas– Rio Potengi Em frente ao dique da Base Naval Ponto de lançamento do Canal do Baldo – Rio Potengi No na Gamboa Jaguaribe Em frente ao Iate Clube– Rio Potengi Vão central da Ponte Nilton Navarro – Rio Potengi

Coordenadas (UTM) X (m) Y (m) 240876.892 9352388.618 241471.544 9352605.575 246553.539 9354577.388 247526.546 9354481.476 250389.482 9357763.732 250677.827 9359861.855 251190.287 9360162.573 253245.469 9359457.563 253808.776 9359628.149 254653.576 9360007.113 253999.192 9362622.712 255928.075 9362347.744 256170.103 9363280.203

13

11 12

Oceano atlântico

9

7 10

6

8

5 3 4 1

2

Figura 1. Localização do estuário do rio Potengi e dos pontos de coleta

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Setorização do estuário Para o presente estudo, o estuário do Rio Potengi foi dividido em três setores de acordo com suas características físicas (batimetria) e qualidade da água (salinidade): Zona do alto estuário: pontos 1, 2, 3 e 4; Zona do médio estuário: pontos 5, 6 e 7; Zona do baixo estuário: pontos 8, 9, 10, 11, 12 e 13. As três zonas apresentam situações distintas de aportes de nutrientes e cargas poluentes com intensa influência das atividades antrópicas no seu entorno.

A zona do alto estuário recebe esgotos domésticos, sem tratamento, do município de Macaíba, com população estimada em 69.467 habitantes (IBGE, 2010), além do efluente final da Estação de Tratamento de Efluentes (ETE) do Centro Industrial Avançado localizado no mesmo município, com uma vazão média estimada em 9.000m3/dia (CAERN, 2001).

Os tributários da zona intermediária do estuário também recebem contribuições de esgotos sanitários da cidade de São Gonçalo do Amarante com população estimada em 87.668 habitantes (IBGE, 2010) e apenas três bairros interligados a sistemas de esgotamento e tratamento de efluentes. Recebe poluentes das atividades agropastoris, com destaque à indústria da carcinicultura e também há contribuição do Distrito Industrial de Natal/Extremoz, com uma vazão média estimada em 10.500m3/dia (Araujo et. al. 2010).

A zona do baixo estuário recebe cargas poluentes, principalmente de natureza difusa provenientes dos bairros de Natal e também o efluente final da ETE Central (ETE Dom Nivaldo Monte), a maior em operação no município com uma vazão média estimada em 38.880 m3/dia (CAERN, 2012), o que representa cerca de 45% de cobertura do município, que conta com uma população estimada de 803.379 habitantes (IBGE, 2010).

Variação da maré O nível máximo variou de 2.85 a 2.95 m; com nível médio de 1.4 m e mínimo entre 0.05 e 0.25 m, identificando a maré local como do tipo mesomaré de regime semidiurno, com periodicidade em torno de 12h42min.

Pluviometria Analisaram-se dados do período seco e do período chuvoso. A estação das chuvas se concentra no período de fevereiro a julho, já a estação seca ocorre de agosto a janeiro.

Coleta de dados Foram feitas coletas nos meses de novembro e dezembro de 2012 (período seco) e março de 2013 (período chuvoso), nas duas fases da maré, computando 52 dados coletados para cada variável analisada. A Tabela 2 apresenta as variáveis estudadas e os métodos de análise.

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Tabela 2. Variáveis analisadas Variáveis Salinidade Oxigênio Dissolvido Nitrogênio Amoniacal Nitrito Nitrato Fósforo Inorgânico Dissolvido Clorofila-a

Unidades ‰ mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L g/L

Métodos Sonda multiparamétrica Winkler Modificado Nesslerização Direta Método de Rodier Método de Rodier Espectofotométrico do Ácido Ascórbico Extração a quente com metanol

Referência APHA, 2005 APHA, 2005 APHA, 2005 RODIER, 1975 RODIER, 1975 APHA, 2005 JONES, 1979

Cálculo do grau de eutrofização O índice do estado trófico TRIX, proposto por Vollenweider et al. (1998) utiliza parâmetros relacionados à produtividade primária (clorofila-a), a alterações na qualidade da água (oxigênio dissolvido) e a fatores nutricionais (nitrogênio inorgânico dissolvido e fósforo inorgânico dissolvido).

O presente estudo seguiu as etapas recomendadas por Vollenweider et al. (1998): compilação dos dados obtidos em planilhas computacionais; cálculo do valor do oxigênio de saturação (Cs) a partir dos dados de oxigênio dissolvido; determinação dos valores absolutos da diferença entre o valor medido e o valor de saturação para o oxigênio dissolvido; eliminação dos valores extremos que não estejam no intervalo determinado por valor médio ± 2.5 desvio padrão de cada variável analisada; determinar o logaritmo de base 10 dos valores das variáveis analisadas que sobraram depois da eliminação dos valores extremos e calcular os valores mínimo, médio, máximo e os desvios padrões dos valores logarítmicos das variáveis analisadas; determinação dos fatores k e m e cálculo do TRIX. Para a etapa de quantificação do TRIX, utilizou-se a equação geral sugerida pela metodologia de Vollenweider et al. (1998) apresentada a seguir:

Trix  Onde:       

[ Log (Cl " a"Abs(100 - %Osat)  NID  FID )  k ] m

Equação (1)

TRIX: é o índice do estado trófico Cl“a”: concentração da clorofila-a em mg/m3; Abs(100-%Osat): desvio absoluto a partir do valor máximo de saturação do oxigênio dissolvido; NID: concentração de nitrogênio inorgânico dissolvido em mg/m3; FID: concentração de fósforo inorgânico dissolvido em mg/m3; k = fator referente à soma dos limites inferiores das variáveis adotadas para o cálculo do TRIX; m = fator referente à soma das diferenças entre os valores máximos e mínimos de cada variável do TRIX, dividida por 10.

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Foram obtidos os valores dos fatores k = 5.9 e m = 0.7. Obteve-se a seguir a equação 2, do Trix:

Trix Potengi 

[ Log (Cl " a" Abs (100 - %Osat)  NID  FID )  5.9] 0.7

Equação (2)

Após o cálculo do valor de TRIX foram utilizadas as faixas de classificação trófica adotadas nos trabalhos de Penna et al. (2004), Caruso et al. (2010) e Cotovicz Jr. (2012) e apresentadas na Tabela 3.

Tabela 3. Valores do TRIX e respectivos estados tróficos TRIX Estado Trófico Características <2 2-4

Ultra-oligotrófico Oligotrófico

Muito pobremente produtivo e estado trófico muito baixo Pobremente produtivo e estado trófico baixo

4-5 5- 6

Mesotrófico Meso-eutrófico

Moderadamente produtivo e estado trófico mediano Moderado a altamente produtivo e alto estado trófico

6-8

Eutrófico

Altamente produtivo e maior estado trófico

Análise estatística A partir da escolha dos dados mais representativos foi realizada a analise de estatística descritiva básica: média, máxima, mínima e desvio padrão. Foram construídos gráficos da variação espaço-temporal e feitas análises de correlação das mesmas com os resultados do índice TRIX.

Resultados e discussões Os parâmetros estatísticos básicos das variáveis analisadas são apresentados na Tabela 4 de acordo com a condição de seca ou chuva e o nível da maré.

A Figura 2 apresenta a variação dos valores de clorofila-a. Nos dois períodos houve decréscimo das concentrações do pigmento a partir do alto estuário até o baixo estuário. No período chuvoso esse declínio foi menos acentuado. As linhas de tendências mostram na estação seca as maiores concentrações na maré baixa e na estação chuvosa na maré alta.

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Tabela 4. Valores máximos, médios com desvios padrões e mínimos associados às variáveis estudadas no estuário no período seco em maré baixa Cl ”a” (mg/m3) Abs (100-%Osat) NID (mg/m3) FID (mg/m3) Maré 18200 87.2 770 200 Baixa 8222 ± 4930 52.8 ± 15.9 352.5 ± 261.4 131.0 ± 59 Estação Seca 2370 30.4 60 20 6190 73.7 680 480 Maré 4186 ± 1994 47.0 ± 15 283.3 ± 226.8 155.8 ± 137.4 Alta 550 24.4 30 20 10090 61.3 1870 200 Maré 5268 ± 2803 44.2 ± 15 1059.6 ± 532.4 137.8 ± 43.5 Baixa 730 15.9 433 50 Estação Chuvosa 16740 50.6 3164 380 Maré 7824 ± 5170 28.3 ± 14.8 1214.3 ± 800 123.8 ± 105.4 Alta 1090 2.5 425 70

Figura 2. Variação das concentrações de clorofila-a nas estações seca e chuvosa e de acordo com os níveis de maré ao longo do estuário do Rio Potengi

Na Figura 3, observa-se a variação dos valores absolutos dos desvios do oxigênio dissolvido ao longo dos 13 pontos estudados no estuário do rio Potengi.

Em todos os períodos e fases da maré, houve um decréscimo dos valores absolutos para os desvios das concentrações de oxigênio dissolvido do alto ao baixo estuário. Os maiores valores na estação seca com da maré baixa coincidem com os maiores valores de clorofila-a também observados nesse período.

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Figura 3. Variação dos valores absolutos para os desvios das concentrações de oxigênio dissolvido nas estações seca e chuvosa e de acordo com os níveis de maré ao longo do estuário do Rio Potengi

A Figura 4 se refere às variações das concentrações de Nitrogênio Inorgânico Dissovido.

Observam-se os maiores valores no período chuvoso. Os aumentos estão associados ao aporte de cargas poluentes provenientes do arraste de material pelas chuvas.

Figura 4. Variação das concentrações de NID (mg/m3) nas estações seca e chuvosa e de acordo com os níveis de maré ao longo do estuário do Rio Potengi

A Figura 5 apresenta a variação dos valores de fósforo inorgânico dissolvido ao longo dos 13 pontos estudados no estuário do rio Potengi. Na chuva com maré alta os valores de FID aumentam desde muito baixos e próximos de zero ate 250 mg/m3, na seca com maré alta diminuem de 320 mg/m3 ate quase zero.

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Figura 5. Variação das concentrações de FID (mg/m3) nas estações seca e chuvosa e de acordo com os níveis de maré ao longo do estuário do Rio Potengi

A Tabela 4 também indica que os valores médios estiveram próximos, variando entre 123.8 mg/m3 (estação chuvosa e maré alta) a 155.8 mg/m3 (estação seca e maré alta). A proximidade dos valores está associada ao contínuo aporte de cargas poluentes oriundas das atividades antrópicas associadas à falta de esgotamento sanitário em grande parte da cidade. O Plano Diretor de Esgotamento Sanitário de Natal (PDES, 2004) indicou que em 2000, Natal contava com apenas 25% dos seus domicílios atendidos por rede coletora de esgotos sanitários. A Figura 6 apresenta a variação do índice TRIX nas estações seca e chuvosa.

Figura 6. Variação do índice TRIX durante estações secas e chuvosas e de acordo com os níveis de maré e o trecho do estuário ao longo do estuário do Rio Potengi.

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Durante o período seco, as regiões do alto e médio estuário são classificadas como ambientes eutróficos (Tabela 3). Já o alto estuário, apresentou-se como meso-eutrófico na maré baixa, e mesotrófico na maré alta. Para o período chuvoso houve uma intensificação no processo de eutrofização, com todas as sessões do estuário classificadas como eutróficas, independente do nível da maré.

Os resultados preliminares do TRIX para o rio Potengi variaram entre 4 e 8, classificando o estuário entre meso-eutrófico a eutrófico. Noriega (2010) observou valores na faixa de 8 a 9 ao aplicar o mesmo índice em ambientes estuarinos na região metropolitana de Recife – Pernambuco – Brasil.

A intensificação do processo de eutrofização observado nos maiores valores de TRIX para o estuário do Rio Potengi indicam a influência do arraste de poluentes trazidos pelo escoamento superficial a partir da bacia de drenagem. Resultado semelhante foi observado por Silva et al.

(2013) ao aplicar o índice TRIX em ambientes costeiros na região metropolitana de Florianópolis.

Conclusões Conclui-se que o método TRIX se mostrou uma ferramenta eficiente para a classificação do estado trófico do estuário do rio Potengi. A variabilidade dos dados é um demonstrativo da complexidade que envolve a hidrodinâmica do ambiente estuarino, com interferência direta nas variáveis de qualidade e produtividade. Assim, é fundamental a sistematização do monitoramento para a construção de um banco de dados com uma série histórica que sirva de base para a aplicação de ferramentas preditivas. Os resultados preliminares da aplicação do método TRIX, já indicam um avançado estado de eutrofização que, dependendo das condições de maré e dos níveis pluviométricos podem afetar toda a área estuarina. Os resultados direcionam para uma gestão orientada para o tratamento de esgotos na bacia do rio Potengi e o controle do uso e ocupação do solo.

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Vol. 7, No. 3, 309 – 322 6 de diciembre de 2014

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

AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS AMBIENTAIS DO USO E OCUPAÇÃO DO SOLO NAS ÁREAS DE PRESERVAÇÃO PERMANENTE - APP DE DUAS LAGOAS URBANAS

*Laiz Hérida Siqueira de Araújo1 Francisco Suetônio Bastos Mota1

ENVIRONMENTAL IMPACTS EVALUATION OF USE AND OCCUPATION OF LAND IN THE PERMANENT PRESERVATION AREA - PPA OF TWO URBAN LAGOONS Recibido el 23 de diciembre de 2013; Aceptado el 2 de julio de 2014

Abstract This research has like main objective the Environmental Impact Evaluation of the use and occupation of the land in Permanent Preservation Areas – PPA of two urban lagoons, through the preparation and analysis of thematic maps created using Geographic Information System - GIS. The preparation of the maps was performed using ArcGIS software, version 9.3. The PPA’s polygons were defined according to the Forest Code, Resolution No. 303/2002 of CONAMA and the Municipal Decree No. 12,450/2008 and the occupations were classified and mapped according to CONAMA Resolution No. 369/2006, in 2004 and 2010. Subsequently a qualitative and quantitative assay of maps and data generated was performed. It was evaluated that the two lagoons used in the study: Opaia and Porangabussu have suffered environmental impacts due to the activities and occupations present in their areas. It was found that the city legislation does not meet the deliberations of Federal legislation concerning the delimitation of preservation areas, been less restrictive. It was concluded that the use of GIS subsidizes satisfactorily the assessment and diagnosis of the use and occupation of water ecosystems, allowing a qualitative and quantitative analysis.

Key-Words: Permanent Preservation Areas, Urban Lagoons, Environmental Impacts, GIS.

1 Centro

de Tecnologia, Universidade Federal do Ceará, Brasil. *Autor corresponsal: Centro de Tecnologia, Depto. de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Campus do Pici – Bloco 713, Cep: 60451-970, Fortaleza – Ceará / Brasil. Email: laizherida@yahoo.com.br

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Resumo Esta pesquisa tem como objetivo principal a avaliação dos impactos ambientais do uso e ocupação do solo nas áreas de preservação permanente - APP de duas lagoas urbanas, por meio da elaboração e análise de mapas temáticos gerados utilizando o Sistema de Informação Geográfica – SIG. A elaboração dos mapas foi realizada com o software ArcGis, na versão 9.3. Os polígonos das APP foram definidos de acordo com o Código Florestal, a Resolução No. 303/2002 do Conama e o Decreto Municipal No. 12,450/2008 e as ocupações foram classificadas e mapeadas de acordo com a Resolução Conama No. 369/2006, nos anos de 2004 e 2010. Posteriormente foi realizada uma análise qualitativa e quantitativa dos mapas e dados gerados. Avaliou-se que as duas Lagoas utilizadas como objeto de estudo: Lagoa do Opaia e Lagoa do Porangabuçu vêm sofrendo impactos ambientais devido às atividades e ocupações presentes nas suas áreas. Constatou-se que a legislação municipal não atende às deliberações da legislação federal no tocante a delimitação das áreas de preservação, sendo menos restritiva.

Conclui-se que a utilização do SIG subsidia de forma satisfatória a avaliação e o diagnóstico do uso e ocupação do solo de ecossistemas hídricos, possibilitando uma análise qualitativa e quantitativa.

Palavras-chave: Área de Preservação Permanente, Lagoa Urbana, Impacto Ambiental, SIG.

Introdução As densidades populacionais têm aumentado principalmente no âmbito urbano, gerando ocupações inadequadas das Áreas de Preservação Permanente – APP, comprometendo a sua qualidade ambiental. Mesmo protegidas pelas disposições legais existentes, as APP continuam sendo impactadas e reduzidas, aumentando o estado de degradação ambiental, especialmente em ecossistemas hídricos urbanos.

Por tanto, é de grande importância à avaliação das condições ambientais dessas áreas para a adoção de medidas de conservação destinadas à manutenção do seu equilíbrio ambiental, o qual sofre constantemente com o processo desordenado de uso e ocupação do solo, tendo como consequência negativa, conforme Santos (2006), a impermeabilização, aceleração do escoamento pluvial, a supressão da cobertura vegetal, a remoção da camada superficial do solo, a intensificação dos processos erosivos, o assoreamento dos rios, riachos e lagoas, a poluição generalizada dos corpos hídricos, os aterros e construções irregulares nas áreas de planícies fluviais, lacustres e flúvio-marinhas, dentre outros riscos ambientais.

O Sistema de Informação Geográfica – SIG vem sendo considerada uma importante ferramenta para fazer a avaliação de impactos ambientais. Segundo Nery (2013), é indispensável a utilização de novas metodologias que possibilitem o mapeamento e a caracterização das APPs possibilitando uma melhor fiscalização e localização dessas áreas no campo. Ele afirma ainda que o geoprocessamento vem auxiliando no processo de tomada de decisão, pois, além de ser uma ferramenta de baixo custo apresenta resultados satisfatórios em um curto espaço de tempo.

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Os recursos hídricos da cidade de Fortaleza, no estado do Ceará, Brasil, vêm sendo demasiadamente impactados pelo crescimento desordenado da urbanização e pelas deficiências infraestruturais resultantes da grande ocupação demográfica constatada nos últimos anos, com ocupação irregular de áreas de extrema fragilidade, como as áreas de influência direta dos ecossistemas hídricos.

Baseando-se nesta problemática, a qual fomenta esta pesquisa, foi determinada como área de estudo, duas lagoas urbanas: Lagoa do Opaia e Lagoa do Porangabuçu, inseridas em áreas extremamente urbanizadas de Fortaleza-Ce, Brasil.

O presente trabalho teve como objetivo principal a avaliação dos impactos ambientais gerados pelo uso e ocupação do solo nas áreas de influência direta das duas lagoas a partir da vizualização das condições de ocupação das suas APP, utilizando as ferramentas disponibilizadas pelo Sistema de Informação Geográfica (SIG).

Para o atendimento do objetivo proposto foram elaborados mapas das Áreas de Preservação Permanente – APP, delimitando-as de acordo com as legislações federais e municipais, como também com o mapeamento das ocupações presentes nas APP nos anos de 2004 e 2010.

Metodologia Os objetos de estudo deste trabalho foram duas lagoas urbanas: Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia (Mapa 1), inseridas em áreas bastante ocupadas de Fortaleza-Ce, Brasil.

Para a elaboração dos mapas, foi utilizado a versão 9.3 do ArcGis, um pacote de softwares o qual possibilita a manipulação de informações vetoriais e matriciais para a geração de bases temáticas. Foi realizado sequencialmente: o georreferenciamento das ortofotos para um único sistema de projeção de coordenadas: UTM – zona 24S, South American Datum1969 (SAD 69); a conversão das informações a serem utilizadas no mapeamento, da extensão "dwg" para shapefile (shp), com o mesmo sistema de referência; a criação dos arquivos, necessários para a pesquisa; e, por fim, a elaboração dos mapas por meio da interpretação das ortofotos, realizada após compilação das informações.

No tocante à delimitação das APP, primeiramente foram definidos os polígonos das Lagoas e posteriormente das respectivas APP: uma de acordo com o Código Florestal e a Resolução No. 303/2002 do Conama, compreendendo uma faixa de preservação mínima de 30m para reservatórios naturais situados em áreas urbanas consolidadas; e outra, com base no Decreto Municipal 12,450/2008, o qual delimita a faixa de preservação por meio dos arruamentos que circundam as áreas.

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Figura 1. Mapa de Localização da Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia, Fortaleza – CE, Brasil

A avaliação do estado de conservação foi realizada por meio das sobreposições dos arquivos vetoriais obtidos para as duas situações, as suas delimitações foram sobrepostas, possibilitando a geração de um novo arquivo apenas com as áreas comuns entres as duas delimitações.

Posteriormente, foram calculadas as três áreas e feita a análise comparativa dos valores para avaliar o atendimento do Decreto Municipal No. 12,450/2008 perante a Resolução Conama No. 303/2002.

Quanto à ocupação das APP, as áreas foram classificadas de acordo com as deliberações do art.

2º da Resolução Conama No. 369/2006, sendo considerado como Regular as ocupações que atendiam as deliberações, Irregular as que não estavam de acordo e Área Preservada as quais apresentaram espelho d’água e vegetação. Após mapeamento, as informações foram integradas por meio da elaboração de mapas temáticos e avaliadas qualitativamente. Por meio de uma ferramenta presente no ArcGis também foi possível fazer uma avaliação quantitativa, calculando-se as três áreas, em m², e correlacionando-as percentualmente. Com os arquivos 312

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gerados nesta avaliação, também foi possível fazer a caracterização do solo das APP no tocante à sua impermeabilização, com a correlação apresentada no Quadro 1.

Quadro 1. Classificação das áreas ocupadas para a caracterização da impermeabilização do solo das APP Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia, Fortaleza – CE, Brasil CARACTERIZAÇÃO DA SUPERFÍCIE DAS APP SUPERFÍCIE

Impermeabilizada

Coberta pelo recurso hídrico

Com vegetação

OCUPAÇÃO

Ocupação Regular e Irregular

Área preservada com espelho d'água

Área preservada com vegetação

E, por fim, para a avaliação das alterações ocorridas nas APP durante os anos de 2004 a 2010 foram elaborados mapas das áreas para cada ano. Com eles, foi possível interpretar as alterações ocorridas neste período, benéficas ou não à conservação das faixas de preservação.

Foram realizadas, também, visitas de campo conduzidas para validar as informações obtidas a partir dos mapas gerados.

Resultados Conforme apresentado na Tabela 1, a área de preservação permanente da Lagoa do Porangabuçu, de acordo com o Decreto Municipal é menor que a área determinada pelo Conama.

Tabela 1. Correlação das Áreas de Preservação da Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia, conforme Legislação Federal e Municipal, Fortaleza – CE, Brasil ÁREA (m²) RECURSOS HÍDRICOS CONAMA

MUNICIAL

ÁREA COMUM

% ÁREA COMUM

Lagoa do Porangabuçu

145,219

117,163

110,256

76

Lagoa do Opaia

183,698

215,436

167,301

91

Essa não conformidade é uma das consequências do intenso processo de urbanização que ocorre na área em que a Lagoa está inserida. Conforme mostrado no Mapa 1, nos anos de 2004 a 2010, a Lagoa passou por uma reforma de urbanização bem representativa. De acordo com Araújo (2012), no que concerne aos aspectos ambientais, essas alterações geraram condições que melhoraram a qualidade da água, condição verificada em relatórios sobre o seu comportamento linminológico publicados pela Prefeitura Municipal de Fortaleza - PMF nos anos 313

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de 2006 a 2010, os quais estão disponíveis na homepage do órgão, com a diminuição de alguns lançamentos de esgoto. Porém, elevaram-se a supressão vegetal e o índice de superfície impermeável da margem, alterando mais ainda as condições naturais do ecossistema.

A urbanização ocasionou também a redução do atendimento do limite mínimo de área preservada estabelecida pela Resolução Conama No. 303/2002, segundo os dados da Tabela 1; além de ser uma área 19% inferior à exigida, ela abrange apenas 76% da APP definida pelo Conama.

A Lagoa do Opaia é um ecossistema lacustre muito importante para o Município de Fortaleza, tanto no contexto hidráulico, área de amortecimento de cheias, como também para o bemestar social da população, sendo utilizado como ambiente de lazer e um embelezador da paisagem urbana de Fortaleza. Araújo (2012) relata que a Lagoa representa a maior área verde da Sub-bacia B1, com um belo ambiente para lazer e esporte, sendo também utilizada para pesca de subsistência, atividades permitidas pela Resolução Conama No. 369/2006.

De acordo com o Decreto Municipal No. 12,450/08, também foi realizado um projeto de reurbanização e preservação da Lagoa do Opaia, executado pela PMF, o qual delimita a sua área segundo estudos de amortecimento de cheias e contornando as vias existentes.

No Mapa 2, indicada pela cor vermelha e com a legenda “DESOCUPAÇÃO”, podem ser verificadas as modificações ocasionadas pelo projeto. A Lagoa, em 2004, possuía muitas áreas da APP densamente ocupadas, como ainda ocorre nos dias atuais. Porém, em 2010, houve uma importante remoção de ocupações inseridas na margem do recurso hídrico, sendo a área recuperada e a população ribeirinha removida para novas casas construídas pela PMF. A APP é formada, de acordo com a exigência da Resolução Conama No. 303/2002, por 183,698 m² de superfície, sendo, de acordo com a legislação municipal e federal, maior que a Lagoa do Porangabuçu, conforme dados da Tabela 1. Os seus 215,436 m² (Tabela 1) excedem 17% a APP definida pelo Conama. Segundo Araújo (2012), a Área de Preservação Permanente da Lagoa do Opaia possui a segunda maior área superficial da Sub-bacia B1 e corresponde a 20% da APP Municipal. Por isso, no tocante à exigência federal, é a APP que mais atende, com 167,301 m² de área comum, estando, assim, em conformidade com a Resolução nº 303/02 em 91% da faixa de preservação.

No que concerne ao uso e ocupação do solo das APP estudadas, a Resolução Conama No. 369/2006, no seu art. 1º, define os casos excepcionais em que o órgão ambiental competente pode autorizar a intervenção ou supressão de vegetação em APP, para a implantação de obras, planos, atividades e projetos de utilidade pública ou interesse social, ou de baixo impacto ambiental.

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Mapa 1. Mapa da APP Lagoa do Porangabuçu, de acordo com a Resolução Conama No. 303/02 e o Decreto Municipal No. 12,450/08, nos anos de 2004 e 2010, em Fortaleza – CE, Brasil 315

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Mapa 2. Mapa da APP Lagoa do Opaia, de acordo com a Resolução Conama No. 303/02 e o Decreto Municipal No. 12,450/08, nos anos de 2004 e 2010, em Fortaleza – CE, Brasil 316

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Portanto, conforme as deliberações do Conama, por meio da Resolução No. 369/2006, as intervenções encontradas que não se enquadram na legislação vigente foram classificadas como Irregulares, sendo: edificações residenciais, comerciais e públicas. No tocante às atividades permissíveis, classificadas como Regulares, foram diagnosticadas: malhas e rotatórias viárias, canteiros centrais, calçadas e áreas públicas para esporte e laser. Do mesmo modo, toda área em que se constatou o espelho d’água e a presença de vegetação foi admitida como Área Preservada. Os cálculos de suas respectivas áreas, em m², seguem expostos na Tabela 2.

Tabela 2. Valores do Diagnóstico de Ocupação do solo das APP Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia, Fortaleza – CE, Brasil APP

1

OCUPAÇÃO

ÁREA (m²)

Lagoa do Porangabuçu

145,219

AP1 (m²) 109,143

Lagoa do Opaia

183,698

162,051

% AP 75 88

IR1 (m²) 12,610

%I 9

R1 (m²) 23,372

%R 16

9,178

5

12,517

7

AP: Área Preservada. 1 IR: Irregular. 1 R: Regular

Ainda no tocante às características do uso e ocupação do solo das APP, foi possível obter os dados que caracterizam, em percentagem, de área (m²) das superfícies impermeabilizada, coberta pelo recurso hídrico e com vegetação, apresentados na Tabela 3. De acordo com os dados obtidos, nota-se que a maioria da área da APP Lagoa do Porangabuçu está preservada, totalizando 75%. No entanto, 68% desta área é formada pela superfície hídrica da Lagoa, 99,259 m² (Tabela 2). Por isso, constata-se que a área verde efetivamente preservada da APP Lagoa do Porangabuçu totaliza apenas 7% de sua superfície correspondendo a área com vegetação (Tabela 3).

Tabela 3. Valores da avaliação da superfície do solo, no tocante a sua impermeabilização, da Lagoa do Opaia e Lagoa do Porangabuçu, Fortaleza – CE, Brasil AVALIAÇÃO DA SUPERFÍCIE APP

IMPERMEABILIZADA

RECURSO HÍDRICO

VEGETAÇÃO

m²

%

m²

%

m²

%

Lagoa do Porangabuçu

35,982

25

99,259

68

9,884

7

Lagoa do Opaia

21,695

12

135,421

74

26,630

14

No Mapa 3, é possível visualizar e interpretar os impactos decorrentes da urbanização a que esse ecossistema lacustre vem sendo submetido, estando, atualmente, com suas características 317

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ambientais bastante comprometidas. No mapa em análise, pode ser visualizado o quanto o solo da APP está modificado, tendo a maioria da sua superfície impermeabilizada, seja por ocupações regulares ou irregulares, representando 25% da sua superfície, de acordo com a Tabela 2.

Além de apresentar pouca superfície permeável, devido às ocupações, foi verificado, nas visitas a campo, que há escassa mata ciliar presente na sua margem, com apenas 7% de superfície com vegetação (Tabela 3). Para Araújo (2012), essa situação é causada, também, por ações da própria PMF, a qual faz, periodicamente, cortes da vegetação, com base no conceito errôneo da população de que margem limpa é sinônimo de vegetação baixa. Essas situações de ocupação das margens e relacionadas à mata ciliar foram registradas, conforme mostrado na Figura 2.

De acordo com a Tabela 2, a APP da Lagoa do Opaia possui 162,051 m² de faixa preservada, correspondendo a 88% da sua área total. Mesmo considerando que a área da superfície do recurso hídrico representa uma grande parte da superficial total da APP, com seus 135,421 m² (Tabela 3), ainda se constata quase 14% de área com vegetação. Apresenta também uma reduzida área superficial impermeabilizada, totalizando apenas 12% (Tabela 3) da APP. Araújo (2012) salienta que algumas ocupações regulares - vias para locomoção de pedestres e áreas de lazer, embora não possuam áreas verdes, ainda estão com superfícies permeáveis, o que permite a infiltração de água.

Mapa 3. Mapa do Diagnóstico de Ocupação do solo da APP Lagoa do Porangabuçu, Fortaleza – CE, 2010

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(a)

(c) Figura 2. Mosaico das imagens da APP Lagoa do Porangabuçu, Fortaleza – CE, Brasil

(b)

(d)

A APP Lagoa do Opaia (Mapa 4) apresenta áreas com mais vegetação, bem representativa, e ocupação regular do que a Lagoa do Porangabuçu (Mapa 3). A remoção das casas de um trecho da APP, conforme já mencionando, propiciou a redução da ocupação irregular e o aumento da faixa ocupada regularmente e com vegetação (Mapa 4).

Foi verificado por Araújo (2012) que a urbanização feita na Lagoa beneficiou a população com áreas para atividades de esporte e lazer, inclusive pesca de subsistência. Porém, a população não usa adequadamente este recurso hídrico, jogando lixo nas margens e utilizando-a como local para criação de animais, conforme observado na Figura , na qual estão registrados alguns usos da APP e seu recurso hídrico.

No mosaico apresentado na Figura 3 verifica-se o registro do uso e ocupação da APP realizado pela população. A Figura 3a mostra a pesca de subsistência, realizada de forma simples e manual, o que caracteriza uma atividade para consumo próprio, enfatizando a importância da manutenção desse recurso hídrico. Na Figura 3b verifica-se a utilização da água da Lagoa para consumo de equinos, atividade que pode afetar de forma negativa a qualidade da água. Foi constatada, também, a presença de lixo (Figura 3c) no período de estiagem, na estrutura que canaliza o sangradoura da Lagoa, sendo esse resíduo carreado pela chuva, ocasionando impactos no corpo hídrico, bem como nos seus afluentes. Na Figura 3d verifica-se a escassez e, às vezes, inexistência, de vegetação na margem da Lagoa, o que favorece o carreamento de sedimentos e poluentes no período chuvoso.

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Mapa 4. Mapa do Diagnóstico de Ocupação do solo da APP Lagoa do Opaia, Fortaleza – CE, Brasil

(a)

(c) Figura 3. Mosaico das imagens da APP Lagoa do Opaia, Fortaleza – CE, Brasi

(b)

(d)

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Conclusões Avaliou-se que as duas Lagoas utilizadas como objeto de estudo: Lagoa do Opaia e Lagoa do Porangabuçu vêm sofrendo impactos ambientais devido às atividades e ocupações presentes nas suas áreas, as quais modificaram a sua superfície, impermeabilizando cerca de 21,695 m² da primeira e 35,982 m² da segunda.

Constatou-se que a utilização do SIG, por meio do ArcGis e suas ferramentas, subsidia de forma satisfatória a avaliação e o diagnóstico do uso e ocupação do solo de ecossistemas hídricos, além de ser uma ferramenta de baixo custo, possibilitando uma análise qualitativa, com a geração de mapas temáticos, e quantitativa, por meio da geração de dados, tais como o cálculo de áreas superficiais.

Conclui-se que a legislação municipal não atende às deliberações da legislação federal no tocante a delimitação das áreas de preservação permanente da Lagoa do Porangabuçu e Lagoa do Opaia, constatando-se que a norma municipal é menos restritiva que a federal, situação não permissível perante a hierarquia legislativa.

Foi verificado, nos mapas das APP correspondentes aos anos de 2004 e 2010, que, mesmo já estando extremamente urbanizadas, houve a inserção, nesse período, de edificações e infraestruturas que vulnerabilizam mais ainda as condições desses sistemas ambientais do município. Salienta-se que, mesmo a Resolução Conama No. 369/2006 liberando algumas ocupações nas APP, a mesma não estabelece limites máximos de impermeabilização do solo.

Referências bibliográficas Araújo, L. H. S. (2012) Diagnóstico georreferenciado do uso e ocupação do solo nas áreas de preservação permanente (APP) da sub-bacia B1, bacia do rio cocó, Fortaleza-ce. Dissertação, Mestrado em Engenharia Civil - Centro de Tecnologia/UFC), Fortaleza, Universidade Federal do Ceará, Brasil. 145f.

Brasil (1965) Lei Federal No. 4,771 de 15 de setembro de 1965: Institui o Novo Código Florestal Brasileiro. Brasilia: Diário Oficial da República Federativa do Brasil.

Brasil (2002b) Resolução CONAMA No. 303 de 20 de março de 2002: Dispõe sobre parâmetros, definições e limites de Áreas de Preservação Permanente. Brasília.

Brasil (2006b) Resolução CONAMA No. 369 de 28 de março de 2006. Dispõe sobre os casos excepcionais, de utilidade pública, interesse social ou baixo impacto ambiental, que possibilitam a intervenção ou supressão de vegetação em Área de Preservação Permanente – APP. Brasília.

Fortaleza (1996) Câmara Municipal de Fortaleza. Lei No. 7,987 de 23 de janeiro de 1996 (Consolidada): Dispõe sobre o uso e a ocupação do solo no Município de Fortaleza, e adota outras providências. Fortaleza, Diário Oficial, 252 p.

Fortaleza (2008) Câmara Municipal de Fortaleza. Decreto Municipal No. 12,450, de 14 de Novembro de 2008: define os perímetros das áreas de preservação constantes da Planta 1, a que se refere o § 1º do art. 10 da Lei No. 7,987, de 23 de dezembro de 1996. Fortaleza, Diário Oficial, 44 p.

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Nery C.V.M., Braga, F.L., Moreira, A. A., Fernandes, F.H.S. (2013). Aplicação do Novo Código Florestal na Avaliação das Áreas de Preservação Permanente em Topo de Morro na Sub-Bacia do Rio Canoas no Município de Montes Claros/MG. Revista Brasileira de Geografia Física, 6(6), 1673-1688.

Santos, Jader de Oliveira; Souza, Marcos José de. (2006) Compartimentação Geoambiental e Riscos Ambientais Associados na Bacia Hidrográfica do Rio Cocó, Ceará. In: PINHEIRO, Daniel. R. de C. (org). Panorama Desenvolvimento Sustentável: desafios e discussões. Fortaleza: ABC Editora. 75-98 pp.

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La Revista AIDIS Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica agradece a los siguientes revisores su valioso apoyo en el proceso de evaluación 2014:

Adalberto Noyola Robles

Gamaliel Mejía González

María de Lourdes Rivera Huerta

Adriana Oliveira Araújo

Glenda Cea Barcia

Maria do Carmo B. de Oliveira

Alba Beatriz Vázquez González

Gloria Moreno Rodríguez

Mariano Gutiérrez Rojas

Alejandro Ruiz Marin

Gloria S. Salato

Marlon Vieira de Lima

Ana Augusta Passos Rezende

Guillermo Espinosa Reyes

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André Bezerra dos Santos

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José Dantas de Lima

Rafael Val Segura

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José Tavares de Sousa

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Rubén F. Gutiérrez Hernández

Esperanza Ramírez Camperos

Luis Roberto Santos Moraes

Rubén Vázquez Medrano

Fabricio Espejel Ayala

Luz Elizabeth Ruíz Suárez

Samuel Cruz Esteban

Fátima Nunes de Carvalho

Marcel Szantó Narea

Sandra Santaella

Flávio Luiz Honorato da Silva

Marcelo Henrique Otenio

Sergio Pérez Faviel

Francisco A. Rocha Pinto

Marcelo Zaiat

Silvia Pedroso Melegari

Francisco F. Pinheiro dos Santos

Marco Antônio Calazans Duarte

Sofía Garrido Hoyos

Francisco J. Cervantes Carrillo

Marcos von Sperling

Ulises Durán

Gabriela Moeller Chávez

Marcus E. M. da Matta

Yunuén Canedo López

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