caracterización de compuestos de hierro, como material reactivo

MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
CARACTERIZACIÓN DE COMPUESTOS DE HIERRO, COMO
MATERIAL REACTIVO PARA INMOVILIZAR Cr (VI) EN SUELO
CONTAMINADO
María de Jesús Marín Allende1,2, Elizabeth Teresita Romero Guzmán1*, Lázaro Raymundo Reyez Gutiérrez3,
Instituto Nacional de Investigaciones Nucleares, Depto. De Química1. Facultad de Química, Universidad Autónoma del
Estado de México2. Centro de Investig. en Ciencias de la Tierra, Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo3
Correo Electrónico [email protected]
RESUMEN. El objetivo de esta investigación es
conocer las características químicas y de superficie
de los materiales de hierro Fe0 y FeS para
seleccionar el material reactivo más apropiado para
usarlo en el diseño de las barreras o muros
artificiales y remover Cr(VI). Se llevo a cabo la
caracterización fisicoquímica de los dos materiales
de hierro: Fe0 y FeS, utilizando las técnicas
Microscopía Electrónica de Barrido de Alto Vacío,
Difracción de rayos y Análisis Termogravimétrico, el
cuál confirmo que ambos materiales se oxidan
cuando se eleva la temperatura a más de 190°C y
que son estables por debajo de esta temperatura. En
cuanto a la caracterización de la superficie de los
materiales, se determino el área superficial,
obteniendo resultados de 0.21585 m2/g para el Feº, y
0.1101 m2/g para el FeS. El punto isoeléctrico se
obtuvo para conocer el valor de pH, a partir del cual
las especies de Cr(VI) se verán favorecidas para su
remoción. Se obtuvo un valor de pH igual 6.2 para el
Feº y 9.2 para el FeS. Se obtuvo una solución Stock
de Cr(VI) por elusión de agua desionizada sobre
suelo contaminado con dicho metal. Las dos fases
obtenidas se caracterizaron, la fase sólida (suelo
lavado) se analizó por Microscopía Electrónica de
Barrido de Alto Vacío y Difracción de rayos X. Se
determinó la concentración de Cr(VI) de la solución
stock obtenida de eluciones del suelo contaminado,
la cual fue de 55.563 mg/L determinada por
espectroscopia de UV-Vis.
Palabras clave: Cr(VI), suelo, agua subterránea, hierro,
barrera reactiva permeable.
INTRODUCCION
La contaminación del agua subterránea puede
comprometer el desarrollo de algunos sectores de la
sociedad y ha llegado a ser un tema de consecuencias
económicas y ambientales importantes, que involucra
tanto a administración, industrias y a la Sociedad en
general. La contaminación de Cr(VI) en agua
subterránea es un problema de gran impacto ambiental
que requiere de una remediación urgente debido a las
propiedades altamente toxicas que presenta el cromo, en
su estado de oxidación hexavalente (Kirk, 1992).
Hasta hace algunos años, el método más comúnmente
usado para la remediación de acuíferos se basaba en
bombear el agua contaminada y tratarla en la superficie,
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sin embargo estos procesos requerían de gran
infraestructura por lo que resultaban muy costosos, otra
técnica que se utilizaba era la excavación del terreno
contaminado, lo que implicaba muchas otras actividades
además de tener que contar con un emplazamiento para
el deposito final de los contaminantes.
Las técnicas de tratamiento in situ ofrecen la posibilidad
de trabajar en medios donde la extensión de la
contaminación hace inviable otras metodologías. Estas
técnicas tienen como objetivo final degradar el
contaminante en el propio acuífero, eliminando así
cualquier tratamiento y actividad en la superficie del
terreno, excepto unas mínimas labores de
mantenimiento. Las barreras reactivas permeables
(PRB), son barreras que se construyen bajo la superficie
del terreno para eliminar la contaminación de las aguas
subterráneas. Los muros son permeables, lo que
significa que tienen pequeños orificios que dejan pasar
el agua subterránea a través de ellos. Los materiales
reactivos de la pared atrapan las sustancias químicas
dañinas o las transforman en sustancias inofensivas. Las
aguas subterráneas salen limpias del otro lado de la
pared. Hasta hoy, son pocos los materiales sugeridos
para utilizarse en las barreras reactivas permeables, pero
continuamente nuevos materiales están siendo
estudiados y desarrollados. Estos deben ser altamente
reactivos, permeables y resistentes a la compactación y
no deben liberar productos secundarios dañinos o
tóxicos (Blowes, 1997).
Los principales procesos que gobiernan la
inmovilización y transformación de contaminantes en
barreras reactivas permeables incluyen sorción y
precipitación, reacción química y reacciones por medio
biológico (Powell, 1997).
En México, se han realizado pocos estudios para
remediar la contaminación de Cr(VI) en agua
subterránea con métodos in situ como son las barreras
artificiales. Entre los materiales bajo investigación, se
tienen a los materiales a base de hierro los cuales se
espera reaccionen con el Cr(VI), mediante una reacción
de oxido-reducción en la que el Cr(VI) se reduzca a
Cr(III) y el Fe0 se oxide a Fe(II) o Fe(III) (Eary and
Ray, 1988).
El propósito de está investigación es conocer las
características químicas y de superficie de los
materiales de hierro bajo estudio: Fe0 y FeS para
determinar cual es el material más óptimo para usarlo
como material reactivo para construir muros de
contención o barreras artificiales.
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MATERIAL Y MÉTODOS
Tanto el hierro metálico como el sulfuro de hierro que
se utilizó para todos los experimentos fueron grado
reactivo y se adquirió comercialmente de las compañías
Merck 3819 y Aldrich 26,870-4, respectivamente.
Todas las soluciones se prepararon con agua
desionizada.
Se llevó a cabo la caracterización fisicoquímica de los
materiales de hierro: Fe0 y FeS. En ambos casos, se
determinó el tamaño de los materiales, la morfología y
su composición química microelemental mediante
Microscopía Electrónica de Barrido de Alto vacío
(MEB-AV), utilizando un microscopio electrónico de
barrido PHILIPS XL-30, con 3.5 nm de resolución, un
voltaje máximo de aceleración de 30 kV y una máxima
amplificación de 20 000 X, asociado a una microsonda
EDAX.
También, se determinó la cristalinidad de éstos,
empleando un difractómetro de polvos SIEMENS D5000, con ánodo de cobre. Los resultados obtenidos se
compararon con las tarjetas reportadas por el Joint
Committe on Powder Diffraction Standards (JCPDS)
para corroborar la presencia del mineral estudiado.
Para determinar cualquier cambio de las propiedades
físicas y de los materiales de hierro: Fe0 y FeS, en
función de un gradiente de temperatura, sujeto a un
programa de control de temperatura, se realizó un
Análisis Termogravimétrico, utilizando un analizador
termogravimétrico y termodiferencial TGA-TDA 51 TA
Instruments, acoplado a una computadora Termal
Analyst 2000 TA, bajo atmósfera de nitrógeno a 50 mL
por minuto y a una velocidad de calentamiento de 10º C
por minuto.
hasta alcanzar un volumen de 200 mL de solución de
Cr(VI). Las dos fases obtenidas se caracterizaron, la
fase sólida, es decir el suelo, se caracterizó por
Microscopía Electrónica de Barrido de Alto Vacío y
Difracción de Rayos X, mientras que en la fase líquida
se cuantificó el Cr(VI) por espectrofotometría UV-Vis,
utilizando la curva de calibración obtenida por la
formación del complejo Cr-difenilcarbazona, tal como
se indica en la norma NMX-AA-044-SCFI-2001.
RESULTADOS Y DISCUSION
Caracterización fisicoquímica y morfológica
Para el hierro metálico los resultados de la Microscopía
Electrónica de Barrido de Alto Vacío, indicaron que el
compuesto presenta partículas bien definidas (figura 1),
de tamaño variable, que oscila entre los 7.8 µm hasta
partículas de 0.78 µm, y que se encuentran unidas entre
sí, (figura 2).
Figura 1. Micrografía de barrido de alto vacío del Fe0,
observada a 5000 X.
En la caracterización de la superficie de los materiales
de hierro: Fe0 y FeS se determinó el área superficial de
cada uno, mediante el método BET multipunto. Se
colocaron aproximadamente 0.4 g de material de hierro
en un tubo de vidrio y se situó en un recipiente con una
chaqueta de enfriamiento DEWAR con nitrógeno
líquido, utilizando un equipo Micrometrics Gemini 23.
El punto isoeléctrico se determinó mediante el método
de titulación en masa, técnica útil para la determinación
del punto de carga cero de los materiales de hierro. En
tubos de polietileno de 15 mL se adicionaron diferentes
cantidades de compuesto: Fe0 y FeS, respectivamente
(0, 0.01, 0.05, 0.1, 0.5, 1.0, 1.5, 2.0, 2.5, 3.0, 3.5 y 4.0
g). A cada tubo se le agregaron 10 mL de solución de
KNO3 0.5 M, y se pusieron a agitar a una velocidad
constante de 50 rpm durante 24 horas. Terminada la
agitación, cada tubo fue centrifugado por 15 minutos a
3500 rpm y se procedió a medirles el pH con la ayuda
de un potenciómetro Cole Parmer Modelo 05669-20
previamente calibrado, utilizando buffers de 4 y 7.
OBTENCIÓN DE UNA SOLUCIÓN STOCK DE
Cr(VI). Se empaquetó una columna con una pequeña
cantidad de fibra de vidrio y 1 g de suelo contaminado
con Cr(VI), se eluyó agua desionizada a través de ella,
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Figura 2. Micrografía de barrido de alto vacío del Fe0,
observada a 2000 X.
En el análisis químico elemental, obtenido por
espectroscopia de dispersión de energías de rayos X,
EDS (figura 3). Se observó un pico muy intenso
correspondiente al hierro; 97.3 % y un pico de baja
intensidad que indica la presencia de oxígeno; 2.7%,
elemento que pudo adquirir del ambiente, estos datos
indicaron que el reactivo se encontraba ligeramente
oxidado.
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Figura 3. Análisis de dispersión de energías de rayos X
del Fe0
En las micrografías obtenidas del análisis del sulfuro de
hierro se pudo observar que el compuesto, en una vista
general, amplificación a 200 x, presenta partículas de
formas irregulares y tamaños diferentes (figura 4), a una
amplificación de 5000 x, se observó que en la superficie
del compuesto se forman agregados superpuestos de
tamaños y formas variables con textura lisa y pequeñas
partículas incrustadas sobre ellos (figura 5).
Figura 6. Análisis de dispersión de energías de rayos X
del Fe0
Los difractogramas de rayos X confirmaron que los
compuestos que se analizaron, efectivamente eran el
hierro metálico y el sulfuro de hierro (Troilite-2H),
identificados con las tarjetas reportadas por el Joint
Committee on Powder Diffraction Standards (JCPDS)
No. 6-0696 y JCPDS No. 37-0477, respectivamente
(figura 7). Por las intensidades relativas de los picos y la
definición de éstos, se determinó, que se trata de
materiales cristalinos.
El análisis termogravimétrico tanto del Fe0 como del
FeS indicó que ambos compuestos son apropiados para
los experimentos a realizar, ya que son estables por
debajo de temperaturas de 230º C para el Feº y 190º C
para el FeS, pasadas estás temperaturas, se observó un
aumento de masa en ambos compuestos, 8.90% y 3.65
%, respectivamente, lo cual se atribuye a la oxidación
de los materiales, debido a que tanto el hierro como el
sulfuro de hierro son metales activos.
Figura 4. Micrografía de barrido de alto vacío del FeS,
observada a 200 X
Figura 5. Micrografía de barrido de alto vacío del FeS,
observada a 5000 X.
El análisis químico elemental del sulfuro de hierro por
espectroscopia de dispersión de energías de rayos X;
EDS, (figura 6) permitió identificar la presencia de tres
elementos, en diferentes proporciones, hierro presente
en un 61. 59 %, azufre en 28.05 %, y 10.36 % el
oxígeno. La presencia del oxígeno en el compuesto
indicó que éste se encuentra oxidado.
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7
6
5
pH
4
3
2
1
0
0
1
2
3
4
5
masa
exp. 1
exp. 2
exp. 3
Figura 8. Titulación en masa del Fe0 a 24 h.
Figura 7. Difractogramas de rayos X, correspondientes
al hierro metálico y al sulfuro de hierro.
11
10
La estabilidad que presentan los compuestos de hierro
es favorable para las aplicaciones que se propusieron en
el presente proyecto como material reactivo de una
barrera reactiva permeable para inmovilizar Cr(VI) del
agua, ya que son estables a temperaturas por debajo de
los 190° C, y generalmente la zona no saturada no
presenta temperaturas mayores a la evaluada
anteriormente.
9
pH
8
7
6
5
0
1
2
3
4
5
m asa
exp. 1
exp. 2
exp. 3
Figura 9. Titulación en masa del FeS a 24 h.
Caracterización de la Superficie
El valor del área superficial que se determinó para los
materiales de hierro fue de 0.21585 m2/g para el Feº y
0.1101 m2/g para el FeS, dicha magnitud representa la
capacidad de los compuestos para sorber especies
químicas presentes en la solución. La tasa de reducción
mediante hierro metal dependerá de la concentración
de de área superficial del hierro (Agawal y Tratnyek,
1996).
Solución Stock de Cr(VI), caracterización de la fase
sólida
Los resultados de la caracterización de la fase sólida por
microscopía electrónica de barrido de alto vacío
mostraron que el suelo presenta una estructura en forma
de agregados con morfologías diferentes. Las partículas
están formadas por capas sobrepuestas características de
los aluminosilicatos (figura 10).
La determinación del punto isoeléctrico se realizó con
la finalidad de conocer el valor de pH, a partir del cual
las especies de Cr(VI) se verán favorecidas para su
remoción. Se obtuvo un valor de pH igual a 6.2 para el
Feº, (figura 8) y de 9.2 para el FeS, (figura 9). En 1980
Noh, mencionó que el valor de pH requerido para dar el
punto de carga cero se toma como una guía para medir
la facilidad de una superficie de cargarse tanto positiva
como negativamente, en función del pH. Si solo existe
adsorción de iones H+ u OH- , entonces el punto
isoeléctrico es igual al punto de carga cero. Esto ocurre
cuando la cantidad de H+ iguala a la de OH- (Noh y
Shwarz, 1989).
Figura 10. Micrografía de barrido de alto vacío del
suelo lavado, observada a 1000 X
Por otra parte, se comprobó que el proceso utilizado
para desorber al cromo del suelo (elución de agua
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desionizada por columna) es efectivo, tal como lo
reportó Olmos, 2006 demostrándose esto con el análisis
por dispersión de energías de rayos X, EDS, (figura 11),
el cual indicó que ya no hay presencia de Cr(VI) en el
suelo, así mismo, se pudo identificar a cada uno de los
componentes del suelo, ordenados de mayor a menor
concentración: O, Si, Al, Fe Ca, Na y Mg.
2
A b s o rb a n c ia
MEMORIAS EN EXTENSO
y = 0.0174x + 0.0078
R2 = 0.9999
1.5
1
0.5
0
0
20
40
60
80
100
Concentración de Cr(VI), mg/L
Figura 13. Curva Estándar de Cr(VI) por
espectrofotometría UV/VIS
CONCLUSIONES
Figura 11. Análisis de dispersión de energías de rayos X
del suelo lavado
El suelo sin Cr(VI) presentó una composición
mineralógica de albita, NaAlSi3O8 (tarjeta JCPDS 90466) y cuarzo, SiO2 (tarjeta JCPDS 5-0490),
identificados en el análisis de difracción de rayos X
realizado al suelo, (figura 12).
20 0
Intensidad relativa, u. a.
18 0
16 0
14 0
12 0
10 0
80
60
40
20
10
20
30
40
50
60
70
D ista n cia a n g u la r, 2 θ
Figura 12. Difractograma de Rayos X de la fase sólida:
suelo lavado
La concentración de Cr(VI) de la solución stock
obtenida de eluciones de agua desionizada a través del
suelo contaminado fue de 55.56 ppm determinada por
espectroscopia de UV-Vis, utilizando la curva de
calibración (figura 13), obtenida por la formación del
complejo Cr-difenilcarbazona, tal como se indica en la
norma NMX-AA-044-SCFI-2001.
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La caracterización morfológica, mineralógica, física y
química de Feº y FeS indicaron que se trata de
materiales puros, cristalinos y con superficies lisas. La
composición química elemental determinada por EDS
del hierro metálico se basó en Fe principalmente. La
composición química elemental que se determinó para
el sulfuro de hierro indica la presencia de tres
elementos, Fe, S y O, en mayor cantidad el Fe
posteriormente el S y en menor cantidad la presencia de
O.
Los minerales identificados por DRX fueron, el sulfuro
de hierro o el troilite y el hierro metálico. En el caso del
suelo lavado se identificaron minerales como albita,
NaAlSi3O8
y cuarzo, SiO2. El análisis
termogravimétrico tanto del Fe como del FeS indicó
que ambos compuestos son apropiados para los
experimentos a realizar, ya que son estables por debajo
de temperaturas de 230ºC para el Feº y 190ºC para el
FeS.
El valor del área superficial del Feº fue de 0.21585
m2/g, y en cuanto al FeS corresponde a 0.1101 m2/g. La
determinación del punto isoeléctrico se realizó con la
finalidad de conocer el valor de pH, a partir del cual las
especies de Cr(VI) se verán favorecidas para su
remoción. Este valor se obtuvo por titilación en masa, la
cual arrojo valores de pH igual 6.2 para el Feº y 9.2 para
el FeS. La concentración de Cr(VI) de la solución stock
obtenida de eluciones a través del suelo contaminado
fue de 55.563 ppm determinada por espectroscopia de
UV-Vis.
Las propiedades fisicoquímicas y de superficie
determinadas para ambos materiales de hierro: Fe0 y
FeS, permiten indicar que son materiales reactivos
potencialmente viables para ser utilizados en la
remoción de contaminantes de sistemas acuosos, como
el Cr(VI).
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AGRADECIMIENTOS
Al proyecto CONACyT 34368-E “Investigación de
fosfatos y silicatos de circonio para la fijación de
emisores alfa y determinación de sus propiedades en el
confinamiento de desechos radiactivos”, por el apoyo
otorgado para la realización de este trabajo.
BIBLIOGRAFIA
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del impacto ambiental de la dispersión de
compuestos de cromo en el área occidentalcentral del Valle de León, Gto. México”.
Blowes, D. W., Ptacek, C. J, and Jambor J. L., 1997, InSitu Remediation of Cr(VI)- Contaminated
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Olmos, S. M. G. 2006. Remoción de cromo de un
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SINTESIS Y CARACTERIZACIÓN DEL Cu3(PO4)2 PARA ELIMINAR
CONTAMINANTES DEL AGUA
1,2
1
Laura Rosario Sabás Chávez, *1 Elizabeth Teresita Romero Guzmán
Instituto Nacional de Investigaciones Nucleares, Gerencia de Ciencias Básicas, Departamento de Química, Carretera
México-Toluca S/N, La Marquesa, Ocoyoacac, Estado de México, C.P.52750.
2
Universidad Autónoma del Estado de México, Facultad de Química. Paseo Tollocan esq. Paseo Colón. México
RESUMEN. El objetivo principal de este trabajo, es
determinar las propiedades fisicoquímicas y de
superficie del fosfato cúprico Cu3(PO4)2, el cual fue
sintetizado a partir de la reacción entre sulfato
cúprico y fosfato de amonio dibásico, ambos
reactivos en solución acuosa. El material fue
caracterizado fisicoquímicamente por Microscopía
Electrónica de Barrido de Alto Vacío (MEB-AV),
Difracción de Rayos X (DRX) y por
Espectrofotometría de Infrarrojo con Transformada
de Fourier (IR). El área superficial que presenta el
material fue de 0.651m2/g y fue obtenida por el
método BET. El punto isoeléctrico se alcanzó a un
pH de 5.5. Asimismo, el tiempo requerido para que
el sólido seco alcance el equilibrio en un medio
acuoso es de 24 horas. La densidad de sitios de
superficie fue determinada por la curva obtenida
por titulación potenciométrica y se determinó que el
Cu3(PO4)2 posee una densidad de 2.5717 sitios/ nm2.
Palabras clave: fosfato cúprico, contaminantes del
agua, propiedades fisicoquímicas y de superficie.
INTRODUCCIÓN
El agua subterránea es uno de los recursos naturales
más importantes ya que constituye a nivel mundial una
gran proporción del agua utilizada y representa
aproximadamente el 20% en México, el 50% en Estados
Unidos, cerca del 30% en Canadá y el 70% en Europa.
Económicamente el agua subterránea es mucho más
barata que el agua superficial ya que está disponible en
el punto de demanda a un relativo bajo costo y no
requiere de la construcción de embalses o
conducciones. Es generalmente de buena calidad, libre
de sólidos en suspensión y, excepto en limitadas áreas
donde han sido afectadas por la contaminación, libre de
bacterias y otros patógenos (Gray, 1996).
Se entiende por contaminación del agua, a la alteración
de la calidad natural de la misma, debida a la acción
humana o de la naturaleza, que la hace total o
parcialmente inutilizable para la aplicación útil para la
cual se destina.
En principio, los agentes contaminantes involucrados en
la contaminación del agua subterránea no son distintos
de los que ocasionan la del agua superficial, como son
sales, nitratos, materia orgánica, compuestos tóxicos,
metales
pesados,
microorganismos,
patógenos,
elementos radiactivos, entre otros. (Departamento de
Medio Ambiente de Nuevo México, 2000)
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En México, se han realizado pocos estudios para
remediar el agua subterránea contaminada con métodos
in situ como son las barreras artificiales o muros de
contención por ser una tecnología innovadora. Por ello,
es necesario estudiar materiales más estables que sean
capaces de retirar contaminantes como metales pesados,
radionúclidos entre otros, con el fin de disminuir la
probabilidad de contaminación de mantos freáticos.
Es por todo esto que una amplia variedad de materiales
reactivos se han propuesto para utilizarse en las barreras
reactivas permeables y nuevos materiales se están
desarrollando continuamente. Entre ellos los fosfatos
destacan pues han sido propuestos como materiales para
la remoción de contaminantes, por ejemplo, se ha
considerado que podrían desempeñar un papel
importante para la seguridad de los depósitos de
desechos radiactivos (Drot, et al., 1998). También se
afirma, que los compuestos de fosfato son de interés
debido a su baja solubilidad y que tales compuestos se
encuentran en la geósfera. Los minerales fosfatados no
han sido utilizados para eliminar los contaminantes del
agua, y si consideramos su alta estabilidad química en
medio acuoso frente a otras oxisales (PO43- >> SO42>> ClO4) y su alta afinidad por los metales, pueden
representar compuestos muy apropiados para tal fin.
Por lo que, el beneficio a largo plazo de este estudio es
probar y promover al fosfato cúprico, como material
sorbente para la construcción de barreras artificiales o
de contención capaces de mantener seguros los
depósitos de residuos contaminantes y el agua
subterránea libre de residuos peligrosos y por lo tanto
contribuir con el desarrollo sustentable con una
tecnología de punta naciente en nuestro país.
METODOLOGÍA
El fosfato cúprico fue sintetizado a partir de CuSO4 y
(NH4)2HPO4 (Ball, 1968) ambos grado analítico. Se
mezclaron soluciones de ambos compuestos en
equivalencia 1:1 molar a temperatura ambiente y con
agitación continua por
espacio de 24 horas,
observándose la formación de un precipitado de color
azul, el cual fue decantado y lavado con 150 mL de
agua desionizada, posteriormente fue colocado en un
crisol de porcelana para ser calcinado a 900ºC por 15
horas.
Las fases cristalinas del compuesto fueron identificadas
por Difracción de Rayos X utilizando un difractómetro
SIEMENS D5000 acoplado a un tubo de rayos X con
ánodo de cobre. Esta técnica confirma que la muestra se
encuentra en forma cristalina y no se encuentra en una
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fase secundaria. Los resultados se compararon con las
tarjetas de los patrones reportados por el Joint
Committee on Powder Diffraction Standards (JCPDS).
El análisis estructural de las partículas que conforman el
material, se llevó a cabo por medio de un microscopio
electrónico de barrido PHILIPS XL-30, con 3.5 nm de
resolución, un voltaje máximo de aceleración de 30 kV
y una máxima amplificación de 20 000X, acoplado a
una soda EDAX para realizar el análisis elemental. La
identificación de las frecuencias de las bandas de
absorción de los enlaces P-O, se realizó por análisis
infrarrojo por transformada de Fourier utilizando un
espectrofotómetro PERKIN ELMER modelo 1600
FITR, para efectuar el barrido del espectro. Los
espectros se obtuvieron en la región de 4000 a 400 cm-1.
En la caracterización de la superficie, se determinó el
área de superficie que presenta el material. Entre 0.3 y
0.5 g de la muestra se colocaron en un tubo de vidrio y
se depositaron en un recipiente con chaqueta de
enfriamiento (dewar) con nitrógeno líquido. En este
caso se utilizó un equipo Micrometrics Gemini 23. Para
determinar el punto isoeléctrico se utilizó una titulación
en masa, la metodología fue la siguiente: en un tubo de
polietileno de 15 mL se adicionaron diferentes
cantidades de fosfato cúprico (0.00, 0.01, 0.05, 0.10,
0.50, 1.00, 1.50, 2.00, 2.50, 3.00, 3.50 y 4.00 g) a 10
mL de solución de KNO3 0.5 M. Los tubos se agitaron
por 24 horas a una velocidad promedio de 55 rpm;
terminada la agitación, se centrifugaron por 15 minutos
a 3500 rpm cada uno y posteriormente se midió el pH
de la suspensión con ayuda de un potenciómetro marca
Conductronic. El experimento se realizó por triplicado.
Los sitios de superficie se determinaron por medio de
titulaciones ácido-base de la solución de fondo, KNO3
0.5 M, y de ésta conteniendo el material sólido. La
diferencia del volumen de la solución valorada
consumida entre la solución y la suspensión, es la que
corresponde a los sitios activos. El cociente entre los
sitios activos y el área superficial, permite determinar el
número de sitios activos por unidad de área.
La cinética de hidratación se realizó poniendo en
contacto 0.6 g de muestra en 30 mL de una solución de
KNO3 0.5 M a diferentes tiempos (0.5, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
y 24 horas). Finalmente se tomó lectura del pH de la
solución a los diferentes tiempos de contacto.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La síntesis del fosfato cúprico se llevó a cabo bajo la
siguiente reacción (Ball, 1968):
2(NH4)2HPO4 + 3CuSO4 → Cu3(PO4)2 + 2(NH4)2SO4 + H2SO4
Al final de la reacción se observó la aparición del
fosfato cúprico, como un precipitado azul de
consistencia espesa, el cual una vez separado de los
subproductos de la reacción, fue sometido a un
tratamiento térmico de 900°C por un lapso de 24 horas.
El fosfato cúprico se obtiene como un aglomerado
cerámico de color verde agua, por lo que fue necesario
pulverizarlo en un mortero de ágata.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
S
Figura 1. Micrografía electrónica de barrido de alto
vacío y análisis EDS para el Cu3(PO4)2 observado a
4000X.
Caracterización fisicoquímica
Las características morfológicas que presenta el
material se muestran en la Figura 1, el fosfato cúprico
es un material formado por aglomerados de partículas
heterogéneas de geometría ortorrómbica, cuyo tamaño
oscila entre 6µm y 1.28 µm, también en la misma
figura se observa el análisis por EDS realizado el cual
indica que los componentes del fosfato cúprico son,
cobre (47.93%), fósforo ( 21.61%) y oxígeno (30.54%),
y se muestran los elementos detectados en el
microanálisis del fosfato cúprico, que corresponden a
los elementos mencionados anteriormente, con este
análisis se confirma la ausencia de impurezas como
materias primas en el producto obtenido.
En la Figura 2 se muestra el difractograma obtenido
por difracción de rayos X a través del cual se confirma
que el fosfato cúprico se
encuentra totalmente
cristalino y que no presenta fases secundarias esto de
acuerdo a la tarjeta JCPDS 21-0298, la cual pertenece
a este compuesto.
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
ISSN: 0187-3296
8
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
negativa a pH mayores de este valor, lo que favorece
significativamente la fijación de cationes en la
superficie del material.
700
Intensidad relativa, u.a.
600
6,5
500
PZC
400
300
6
pH
200
100
5,5
10
20
30
40
50
60
70
Distancia angular, 2θ
Figura 2. Difractograma del Cu3(PO4)2 obtenido por
tratamiento térmico a 900ºC.
5
0
1
2
3
4
fosfato cúprico (g)
El espectro de infrarrojo que se practicó a las muestras
de fosfato cúprico muestra las bandas de absorción
características de los grupos fosfatos. Cierto dominio
del espectro corresponde a la vibración del enlace
(950cm-1< γ < 1250cm-1) en este caso la banda de
absorción está a 1060 cm-1. La banda ancha a 3450 cm-1
corresponde al enlace O-H y a las vibraciones
stretching, del mismo grupo, Figura 3.
Figura 4. Titulación en masa para la determinación del
punto isoeléctrico del CU3(PO4)2
Se determinó el tiempo requerido para alcanzar el
equilibrio entre el polvo sólido seco de fosfato cúprico y
el medio acuoso. Para tal fin, se realizaron titulaciones
de diferentes suspensiones a diferentes tiempos, y se
considero que el equilibrio se alcanza cuando la curva
de titulación para un tiempo t, es la misma que para
aquella obtenida a un tiempo t-5. el valor de t. El
tiempo de hidratación determinado para el Cu3(PO4)2
fue de 24 hrs, tal como se muestra en la Figura 5.
14
12
10
pH
8
Fi
gura 3. Espectro infrarrojo con Transformada de Fourier
del Cu3(PO4)2
Caracterización de superficie
6
4
2
0
0
El método utilizado en este trabajo para determinar el
área superficial fue el método BET-Multipunto el cual
involucra el secado del sólido y la medición de la
sorción del gas nitrógeno sobre el sólido seco a una
temperatura constante y presión del gas variable. El área
superficial determinada del fosfato cúprico fue de
0.651m2/ g.
Para determinar el punto isoeléctrico del material se
realizaron mediciones de pH y se graficaron los valores
experimentales, de los cuales se obtuvo la gráfica de la
Figura 4. El punto isoeléctrico se encuentra localizado
en un pH de 5.5, en el cual el material adquiere carga
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
20
40
60
80
100
Volumen (mL)
0.5 hr
05 hr
01 hr
06 hr
02 hr
07 hr
03 hr
24 hr
04 hr
Figura 5.Cinética de hidratación del Cu3(PO4)2
Para obtener los sitios de superficie del fosfato cúprico
se titularon tanto el blanco KNO3 0.5 M, como la
muestra en solución del fosfato cúprico. Los resultados
obtenidos se determinaron a través del cociente entre
los sitios activos y el área superficial, lo que permitió
determinar los sitios de superficie por unidad de área.
En donde se realiza el cálculo a través de la formula:
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9
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
(nOH 2)(N A )
 sitios 
ds 
=
2 
2
 nm  ( As )[C ](V ) 109
AGRADECIMIENTOS
( )
Donde:
nOH = Número de OH- retenidos por el compuesto
NA= Número de Avogadro
As = Área superficial del compuesto (m2/g)
C = Concentración del compuesto en la solución (g/L)
V = Volumen inicial antes de la titulación (L)
Aplicando esta formula se obtuvieron 2.5717 sitios de
superficie por nanómetro cuadrado, es decir, son los
sitios en disponibles en el material donde puede quedar
potencialmente atrapado el contaminante en la
superficie del material.
2.0000E-03
O H - a d ic io n a d o s / m o l
1.8000E-03
1.6000E-03
1.4000E-03
1.2000E-03
1.0000E-03
8.0000E-04
6.0000E-04
4.0000E-04
2.0000E-04
0.0000E+00
0
0.0001
0.0002
0.0003
0.0004
0.0005
0.0006
0.0007
0.0008
OH- libres / mol
Figura 6.Densidad de sitios de superficie del Cu3(PO4)2
Las autoras agradecen al Instituto Nacional de
Investigaciones Nucleares a través del proyecto
CONACYT 36348-E “Investigación de fosfatos y
silicatos de circonio para la fijación de emisores alfa y
determinación de sus propiedades en el confinamiento
de desechos radiactivos”, por el apoyo otorgado para la
realización de este trabajo.
REFERENCIAS
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systems CuO-P2O5 and Cu2O-P2O5, Journal
of the Chemical Society, 157:1113-1115.
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Termal Stability, Journal of the American
Ceramic Society, 80: 3133-3138.
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de Nuevo México. Obtenido el 22 de marzo
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2007
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y soluciones. Ed. Acribia, S.A. España. 49-73.
Kulkarni, S.B., Sarawadekar, R.G., 1983, PhysicoChemical Properties of Metal Phosphates,
Thermochimica Acta, 67:341-349.
CONCLUSIONES
El Cu3(PO4)2 es un polvo fino color verde-azul que
obtenido por tratamiento térmico a 900ºC presenta una
morfología cristalina definida, posee una área
superficial de 0.651m2/ g, alcanza su punto isoeléctrico
a un pH de 5.5, posee una densidad de sitios activos de
2.5717 sitios/nm2 y alcanza su tiempo máximo de
hidratación a un tiempo de 24 h. Las propiedades
fisicoquímicas y de superficie para el fosfato de cobre
indican que puede ser un material reactivo viable para
ser utilizado en la remoción de contaminantes de
sistemas acuosos.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Lomenech, C., E. Simoni., Drot, R., Mielczarski J.,
2003, Sorption of uranium (VI) species on
circon: structural investigation of the
solid/solution interface, Journal of Colloid
and Interface Science , 261:221-232.
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Obtaining
of
Coper-Phosphorus
Allows,Journal of the University of Chemical
Technology and Metallurgy, 40: 235-238.
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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10
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
MODELACIÓN DE FLUJO Y TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
DE UNA PLUMA DE LIXIVIADO INCORPORADA AL ACUÍFERO
SUBYACENTE AL VERTEDERO MUNICIPAL DE METEPEC,
ESTADO DE MÉXICO
G. Pedro Morales Reyes1, Jaime Gárfias Soliz1, Alonso Moreno Portillo1
1
Universidad Autónoma del Estado de México, Facultad de Ingeniería, Centro Interamericano de Recursos del
Agua. Carretera Toluca – Ixtlahuaca, km 14.5, Unidad San Cayetano, C.P. 50400. Tel (01722) 2965550 ext.
220, Fax (01722) 2965551. e mail: [email protected].
Introducción
La evolución de las herramientas de modelación
representadas principalmente por sofisticados
programas y códigos que exigen equipos de cómputo
cada vez de mayor capacidad de procesamiento, se
refleja con mayor necesidad en los últimos 40 años,
apareciendo una enorme ventaja de rapidez en los
cálculos numéricos, aproximaciones simulaciones y
por supuesto modelaciones de fenómenos que
requieren gran cantidad de operaciones. Un ejemplo
en el área de la Hidrogeología es la importante
generación de software especializado, creado con la
finalidad de modelar comportamientos de diferentes
escenarios hidrogeológicos involucrados con la
contaminación de fuentes de abastecimiento
subterránea.
Respecto a la migración de contaminantes, en la
actualidad existe un caso de relevancia por el
impacto ambiental que refleja una vez que se tienen
condiciones criticas de contaminación, se trata de la
migración de lixiviados que se generan en el interior
de los cuerpos de los rellenos sanitarios, que aún es
agravado cuando se trata de vertederos sanitarios sin
control inicial de filtraciones de lixiviado, pues en la
actualidad representan una fuente potencial de
contaminación. Por tal situación, en el presente
trabajo se ha considerado la aplicación de software
especializado como es “Visual Modflow”, el cual es
reconocido como el mejor instrumento de modelación
de flujo subterráneo, el cual permite la incorporación
de software como es “Modpath” y “MT3D99” (Zheng,
1995), ofreciendo alternativamente, modelar el flujo y
transporte de contaminantes bajo diferentes
condiciones hidrogeológicas de interés. También se
pueden involucrar los procesos típicos de difusión,
advección, sorpción (adsorpción) y biodegradación,
aplicado a un escenario que incluye una fuente
contaminante permanente parcialmente controlada
como es el vertedero de Metepec, Estado de México,
el desplazamiento de lixiviado desde la base del
vertedero hasta el acuífero subyacente y la
interacción de bombeo del agua subterránea a través
de dos pozos de extracción, dirección del flujo
subterráneo y las condiciones operativas del
vertedero ubicado en una zona que actualmente está
urbanizada.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Material y Métodos
En la totalidad de los trabajos de modelación de flujo
y transporte de contaminantes donde se pretenden
evaluar determinados escenarios hidrogeológicos,
requieren de información básica que en términos
generales se representa en un modelo conceptual de
la zona de estudio, la cantidad y la calidad de la
información disponible para lograr implementar
adecuadamente los trabajos de modelación,
reflejarán la calidad de la información obtenida en los
resultados de calibración del modelo. Asimismo, de
los resultados propios de la modelación y simulación.,
Por lo anterior, los trabajos de implementación del
modelo conceptual están respaldados por los
resultados de trabajos de campo y de laboratorio
obtenidos, considerando los elementos básicos
influyentes en la zona de estudio, la cual se ubica en
el municipio de Metepec, Estado de México. Como se
aprecia en el mapa de localización general,
presentado en la figura 1, el escenario que
comprende la zona de estudio, ubica a un vertedero
sanitario el cuál carece de infraestructura básica para
la protección de la filtración de lixiviados hacia las
zonas no saturada y saturada, asimismo, no existían
operaciones de ordenamiento en las actividades de
depósito, acomodo y estructuración de celdas de
residuos sólidos, condición básica en los rellenos
sanitarios tradicionales.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Figura 1. Localización general del municipio de
Metepec, lugar donde se ubica el vertedero sanitario.
2
La superficie del vertedero es de 80000 m y en su
estructura vertical presenta una profundidad a partir
del nivel de terreno natural de 28 m y una altura de
12 m sobre este nivel de referencia. Se decidieron
realizar diversas campañas de monitoreo y muestreo
de lixiviado en el interior del vertedero para identificar
las condiciones de acumulamiento y las posibles
rutas de desplazamiento, mismas que se identificaron
con trabajos de perforación y muestreo en las zonas
fronterizas del vertedero (zona norte). En la figura 2
se muestra un esquema de los elementos utilizados
para obtener la información de campo, ubicación de
pozos someros de extracción de agua subterránea
para suministro, configuración del vertedero,,
asimismo, la dirección del flujo subterráneo en el
sitio.
N
Rango de valores o
determinación
Precipitación
750 – 785 mm/año
Evaporación
225 – 245 mm/año
Evaporación en el vertedero
330 – 350 mm/año
Profundidad del nivel
freático
52.0 m
Dirección del flujo
subterráneo
Suroeste – noreste
Orientación del gradiente de
lixiviado
Noreste
Pozos de extracción
involucrados
2
Tasa de extracción
35 - 60 l/s
Estratigrafía
8 capas (0 – 150 m)
Componentes mayoritarios
del lixiviado
Amonio, sulfatos, nitratos,
nitritos, cloruros, fierro
Físico-químicos relevantes
pH, carbono orgánico
disuelto, oxígeno disuelto
Pb
Pz9
Pa
Pz1
Pz7
Pz5
Pz4
Pz6
Pz8
Pz3
PB 12
PB 4
PB 19
PB 5
PB 13
Pz2
PB 17
PB 18
PB 3
PB 6
PB 11
Pe
PB 14
PB 16
PB 7
BASURERO
MUNICIPAL
Elemento
PB 10
PB 15
PB 2
PB 9
PB 8
Pc
PB 1
NO
MI
CA
A
GE
OR
NJ
SA
Pd
LEYENDA
Dirección del flujo
subterráneo
Dirección de migración
del lixiviado
Pozos de biogas
Pozos para muestreo
de lixiviado
Pozos someros
Figura 2. Ubicación de los elementos utilizados como
herramienta para la obtención de la información de
campo, muestreos y parámetros de laboratorio.
Los elementos presentados en la figura 2 se
utilizaron en la realización de los trabajos de campo y
de laboratorio programados en las actividades de una
investigación antecedente, por lo anterior, los
resultados antecedentes permitieron realizar la
descripción del modelo conceptual, el cuál está
constituido por los elementos presentados en el
cuadro 1.
Cabe mencionar que el bombeo rige un importante
cambio del gradiente del flujo subterráneo a partir del
año 1982, año en el cual se inician los trabajos de
bombeo y se inicia la perturbación hidrodinámica del
acuífero.
Tabla 1. Presentación de la información básica que
permitió definir el modelo conceptual definitivo
Constituyentes de la base de datos suministrada al
modelo conceptual
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Respecto a la estratigrafía, se realizaron trabajos
complementarios para lograr definir los cambios de
estratigrafía en el sitio de estudio, algunos de estos
trabajos consistieron en la realización de estudios de
geofísica, mismos que se correlacionaron con otros
ya existentes y se confirmaron los tipos de material
en los primeros 150 m se profundidad. Según referida
información, en el cuadro 2 se presentan los
espesores definidos y el respectivo tipo de material.
Precisamente a la estratigrafía definida se determinó
los correspondientes valores de conductividad
hidráulica por capa, los cuales oscilan entre 0.01
hasta 0.0007 m/s para arenas y entre 0.0001 y
0.00001 m/s para materiales arcillo-arenosos y
arcillosos.
Tabla 2. Estratigrafía determinada para los trabajos
de modelación.
Características de los estratos
determinados
Capa
Espesor
Tipo de
material
1
0 – 3.0 m
Arcillo-arenoso
2
3.0 – 13.0 m
Areno-arcilloso
3
13.0 – 28.0 m
Arena
mediana
4
28.0 – 52.0 m
Arenas
medianas y
gruesas
5
52.0 – 69 0 m
Arenas
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gruesas
6
69.0 – 90.0 m
Arenas
medianas
7
90.0 – 110.0 m
Arcillo-arenoso
8
110.0 – 150 m
Arena
mediana
Se incorporó los correspondientes valores de
dispersividad para cada capa que oscilaron entre 1 y
8 de acuerdo con las gráficas de Gelhar, referidas por
Zheng (1995), las cuales están en función de la
longitud máxima de la pluma contaminante, según
observaciones de campo y resultados de numerosos
ensayos. Los correspondientes coeficientes de
almacenamiento específico (Ss), oscilan para arenas
delgadas y medias de 0.001 hasta 0.00049 (1/m); en
arenas gruesas se presentan valores que oscilan
entre 0.0002 hasta 0.00013 (1/m); de igual forma
para gravas y arenas gruesas se tienen valores de
0.0001 hasta 0.000049 (1/m), según
Anderson
(1992) y Domenico (1990).
El dominio físico, se dimensionó con 1300 m en
dirección de oriente a poniente y 1650 m en dirección
de sur a norte, configurándose una malla de
modelación de 52 columnas, 66 renglones y 8 capas
que integran una profundidad máxima de 150 m y
una ubicación del nivel freático hasta una profundidad
de 52 m.
acuífero regional correspondiente al localizado en el
Valle de Toluca, Sultan (2001). Los resultados de la
calibración de las condiciones estacionarias indican
para el pozo la Chacra una diferencia entre cargas
observadas y calculadas de 0.01 m y para el pozo la
vialidad de 0.08 m, reflejando un ajuste del 99.9 %
con un residual medio del 0.04, considerándose
aceptable el trabajo de calibración.
Modelación de flujo y transporte (difusión y
advección) en condiciones transitorias, utilizando
cloruros como elemento de soluto.
En esta etapa los periodos de calibración
considerados fueron: de 1981 a 1985; 1986 a 1990;
1991 a 1995; 1996 a 2000 y 2001 a 2005. También
se realizaron los trabajos de simulación de flujo y
transporte con cloruros bajo las mismas condiciones
del caso de calibración, considerando el caso más
desfavorable de operación del vertedero, que implica
mantener las concentraciones de incorporación al
acuífero, constantes. Los periodos fueron de 2006 a
2010; 2011 a 2015 y 2016 a 2020. Algunos trabajos
que consideran a los cloruros como elemento
trazador
en
la
evaluación
extrema
del
desplazamiento de una pluma contaminante, son por
ejemplo los presentados por Brun (2002),
Christensen (2001), Christensen (2000), Frind (1999)
y Engesgaard (1996). En la figura 3 se muestra
comparativamente los resultados de las calibraciones
del flujo y transporte de cloruros para los periodos
1981 a 1985 y 2001 a 2005.
Resultados y discusión
Calibración de la modelación de flujo subterráneo
en condiciones estacionarias.
A partir del año 1980 hasta el 2005, se definen dos
periodos de modelación factibles, el estacionario
referido solamente al año 1980, el cual fue suficiente
para establecer las condiciones naturales de
fluctuación del flujo subterráneo y el transitorio
identificado en periodos divididos cada cinco años
calibrados con las piezometrías determinadas bajo
las mismas condiciones, debido a la dinámica de un
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A
B
Figura 3. Resultados de calibración de flujo y transporte de cloruros, considerando los procesos de difusión y
advección. A) corresponde al periodo de 1981 – 1985; B) corresponde al periodo de 2001 – 2005.
Modelación de flujo y transporte considerando
los procesos de difusión, advección y sorpción
(isotermas lineal, de Freundlich y de Langmuir)
El proceso de sorpción (adsorción) resulta ser uno de
los procesos mas efectivos para remover compuestos
de peso molecular alto, pues se refiere al proceso de
transferencia de masa entre los contaminantes
disueltos en el agua subterránea (fase en solución) y
los contaminantes adsorbidos en un medio poroso
(fase sólida), dependiendo el tipo de adsorbente, por
lo tanto, este proceso se ha evaluado para las
condiciones de modelación en el acuífero, Zheng
(1995). Se aplicaron las isotermas, lineal, de
Freundlich y de Langmuir, la implementación de los
trabajos de modelación implicaron la estimación de
las correspondientes constantes y exponentes para
cada isoterma.
La isoterma lineal definida como C = KdC, donde Kd
se define como un coeficiente de distribución que
está asociado en un factor de retardación utilizado en
el software MT3D99, al respecto, la literatura
especializada y trabajos de investigación presentados
por Moreno (2001) y Zheng (1995), indican la
determinación del coeficiente de distribución definido
como Kd = focKoc,
1)
Donde:
Foc = 0.000152 (1/mg/l) y Koc = 0.000063, por lo tanto.
Kd = 0.000000009 (1/mg/l)
Asimismo, para la isoterma de Freundlich definida
como C = KfCa, se definieron los valores de Kf =
0.000000009 (1/mg/l) y a = 0.9, para una isoterma no
lineal.
La isoterma de Langmuir, la cual se define como:
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C = KlSC / 1 + KlC
2)
Necesitó ajustes de tipo gráfico con los resultados de
la isoterma de Freundlich, debido a que existen
trabajos de aplicación de Langmuir, sólo para medios
adsorbentes a base de carbón activado, difiriendo en
mucho para medios acuosos donde el adsorbente es
en el mejor de los casos una arena arcillosa. Con
referidos ajustes, los parámetros determinados son
los siguientes:
S = 0.0002 y Kl = 0.0000816
Con
esta
información
se
realizaron
los
correspondientes trabajos
de modelación
y
simulación para los periodos de transporte
mencionados con anterioridad y en la figura 4 se
presentan los resultados de las tres isotermas para el
periodo de calibración 2001 a 2005. Observándose
que el pozo la chacra es alcanzado por la pluma
contaminante, con una concentración de 150 mg/l
(primer caso).
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MEMORIAS EN EXTENSO
A
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B
C
Figura 4. Presentación de los desplazamientos de la pluma contaminante, considerando en los procesos de
flujo y transporte: difusión, advección y sorpción (incluyendo las isotermas A) lineal, B) Freundlich, C)
Langmuir.
Modelación de flujo y transporte considerando
los procesos de difusión, advección, sorpción
(isotermas lineal, Freundlich y Langmuir) y
biodegradación (cinética de Monod).
Un frecuente proceso de atenuación natural de una
pluma contaminante es la biodegradación la cual se
evaluó mediante las cinética de mayor remoción, la
de Monod, pues, el software de aplicación MT3D99
considera esta opción Se determinó de algunos
trabajos de investigación realizados en la Universidad
Técnica de Dinamarca, tales como los de Torang
(2003), Charlotte (2002), Suthersan (2002) y Brun
(2002), los correspondientes valores de constantes y
parámetros definidos de la siguiente manera:
Concentración microbiana por unidad de tiempo
C_mK_grow = (1.0 mg/l) (0.008 1/ día) = 0.008 (
mg/día ), la constante de saturación media Ks_1/2 =
0.2 mg/l
En la figura 5 se muestran los resultados para el
periodo de 2001 a 2005 considerando las tres
isotermas anteriormente utilizadas, observándose
que el pozo la chacra ha sido alcanzado por la pluma
contaminante con 100 mg/l de concentración
(segundo caso).
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
C
B
A
Figura 5. Presentación del desplazamiento de la pluma contaminante, involucrando en el proceso de flujo y
transporte, los mecanismos de posible atenuación natural: difusión, advección, sorpción ( A) lineal, B)
Freundlich y C) Langmuir), además, biodegradación. Cabe mencionar que la similitud de la configuración de
las tres plumas contaminantes, representa una buena respuesta de aproximación del modelo, sin embargo,
la opción que involucra la isoterma de Freundlich, presenta una opción conservadora pues, representa la
participación de más parámetros involucrados con los mecanismos sorpción y biodegradación.
Resultados similares se
2010 cuando la pluma
pozo la vialidad, en
concentraciones de 100
caso con 40 mg/l.
obtuvieron para el año
alcaza la posición del
el primer caso con
mg/l y en el segundo
Conclusiones
Los trabajos de modelación de flujo y transporte
de contaminantes, confirman un evidente
desplazamiento de la pluma contaminante hacia
la zona de posicionamiento de los pozos de
abastecimiento “la chacra y la vialidad”, ambos
invadidos con contaminates a partir del años
2005 y 2010 respectivamente, lo cual, indica que
es necesaria una propuesta alternativa de
remediación
inmediata,
para
evitar
contaminaciones irreversibles en el acuífero del
Valle de Toluca, inicialmente se propone la
implementación de un sistema de bombeo que
capte el lixiviado en una zona estratégica,
preferentemente en la zona fronteriza del
vertedero,
otra
propuesta
es
utilizar
paralelamente las condiciones de bombeo antes
descritas con una implementación de eliminación
de filtraciones en la superficie del vertedero para
eliminar el descenso del lixiviado mediante la
incorporación de agua pluvial. Una tercera
alternativa consiste en la instalación de pozos de
bombeo (mínimo dos) en el interior del vertedero
y captar el lixiviado desde la base del vertedero
para su posterior conducción hacia una laguna
de tratamiento.
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Agradecimientos
Se expresa un especial agradecimiento a la
Secretaría
de
Investigación
y
Estudios
Avanzados de la Universidad Autónoma del
Estado de México por el financiamiento y apoyo
incondicional para la realización de los proyectos
de investigación involucrados que generaron los
resultados que se presentan en este trabajo.
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
INACTIVACIÓN DE COLIFORMES TOTALES EN AGUA PARA
CONSUMO HUMANO VÍA LUZ ULTRAVIOLETA Y CALOR
MEDIANTE HORNOS SOLARES, EN ZONAS URBANAS Y/O
RURALES DE QUERÉTARO
(1)
L. Robles Dávila (1), F. Ortiz Arredondo (2) y L. Martínez García (1)
CEACA, Facultad de Química y (2) Facultad de Ingeniería. Universidad Autónoma de Querétaro, C.U. Cerro de las
campanas 76010, Querétaro, Qro. México. Correo electrónico: [email protected], [email protected],
[email protected]
RESUMEN: El promedio de muertes anuales en el
mundo, por enfermedades diarreicas, supera los 2
millones de personas (ONU, 2000). En México se
cuenta con 439 plantas potabilizadoras de agua, sin
embargo, cerca de 12 millones de personas carecen
de agua potable (CNA, 2004). Además
puntualizando, en el municipio de Querétaro
existen 17 localidades que no cuentan con el
servicio de agua potable (SSA, 2006) y, como
consecuencia de ello, el estado de Querétaro
presenta una mortalidad, por enfermedades
diarreicas en menores de 5 años, de 27 por cada
100 mil habitantes, que está por arriba de la media
a nivel nacional. Por ello, es necesaria una
tecnología simple y de bajo costo para la
desinfección del agua. El proceso SODIS
(Desinfección solar)
cumple con estas
características ya que es una tecnología simple,
usada para mejorar la calidad microbiológica del
agua para consumo humano; es un tratamiento
ideal para pequeñas cantidades de agua, que utiliza
botellas de plástico llenas de agua contaminada y se
exponen a la luz solar por seis horas. El efecto de la
inactivación de microorganismos, en el proceso
SODIS, es atribuido al calentamiento por la
radiación infrarroja y a la radiación ultra violeta A
(UV-A) (Sommer et al, 1997). Existen varias
investigaciones que demuestran que el SODIS es un
proceso de desinfección efectivo y de bajo costo
(McGuigan et al, 1998), y después de 20 años de
investigaciones y proyectos pilotos, SODIS ha
ganado un reconocimiento importante, como su
promoción por la Organización Mundial de la
Salud (OMS) durante el día Mundial del Agua
2001 (WHO, 2001). Esta investigación mejoró el
proceso SODIS al implementar un horno solar.
Con ello se logró reducir el tiempo de exposición a
la radiación solar, de seis horas a dos horas.
Palabras clave: SODIS, desinfección, horno solar.
INTRODUCCIÓN
El agua es un vehículo potencial de bacterias, virus,
protozoarios y helmintos causantes de enfermedades
en hombre y animales (Escartín, 2000). Como
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consecuencia de ello, de acuerdo con la División de
ciencias del agua de la UNESCO, en el mundo mueren
al año 12 millones de personas por enfermedades
ligadas a la mala calidad del agua o a la insuficiencia
de este líquido (Ruiz, 2002).
En México operan 439 plantas potabilizadoras, las
cuales abastecen de agua potable a solamente un 84.6
% de la población (CNA, 2003). Este sector de la
población, que no cuenta con agua potable (15.4%),
recibe la mayoría de las veces el agua por medio de
pipas y la almacena en recipientes carentes de
condiciones higiénicas, lo que llega a ocasionar, la
mayoría de las veces, enfermedades gastrointestinales
a esta población. Además, un estudio realizado en el
año 2003 por la Comisión Nacional del Agua (CNA),
en 309 cuerpos superficiales de agua (ríos, ojos de
agua, lagos, etc.), demuestra que sólo el 28.8 % se
encuentra en condiciones excelentes de calidad,
tomando como parámetro de control la demanda
química de oxigeno (DQO)(CNA,2005). Lo que
significa que el 71.2 % restante presenta cierto grado
de contaminación, por lo que la población no puede
consumir esta agua ya que puede provocarle alguna
enfermedad. De aquí la importancia de desinfectar el
agua e investigar técnicas económicas para llevar
acabo este proceso y minimizar las enfermedades
diarreicas en México.
Los procesos de desinfección se dividen en químicos y
físicos; dentro de los químicos están el uso de los
halógenos (Cloro, bromo y yodo), plata coloidal y el
ozono; entre los físicos más importantes están el calor
(uso de combustible), luz ultravioleta (uso de
lámparas) y la desinfección solar (SODIS) (Maskew et
al, 1987). La desinfección del agua más utilizada, a
nivel doméstico, es la cloración, ya que su costo es
muy bajo. Sin embargo, recientemente se ha
encontrado que la cloración puede formar compuestos
clorados dañinos al medio ambiente y a la salud de los
consumidores de estas aguas. Otro medio de
desinfección es la ebullición del agua; para ello se
estima el uso de un kilogramo de madera por cada litro
de agua (Laurie et al,2003). Finalmente, una
alternativa de desinfección muy viable es la aplicación
del método SODIS.
El método SODIS consiste en la desinfección del agua,
a través de la luz solar, con lo que se eliminan los
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patógenos causantes de enfermedades diarreicas. El
agua contaminada se introduce en botellas de plástico
y se expone a la luz solar. La luz solar desinfecta el
agua gracias a la combinación de dos efectos: la
radiación ultravioleta y el incremento de temperatura
del agua. Para que el método funcione eficazmente es
necesaria una exposición de seis horas bajo una
radiación solar de al menos 500 Wh/m2. Esto se
consigue en latitudes medias con seis horas de
exposición en verano. El efecto conjunto de la
temperatura y la radiación se produce cuando el agua
supera los 50oC, momento a partir del cual el proceso
de desinfección requiere un tercio de la radiación. El
agua es apta para el consumo tras una hora de
exposición a más de 50oC (Fernández, 1998).
Los factores que mejoran la inactivación de
microorganismos en el agua, por SODIS, son: La baja
turbiedad, la mayor cantidad de oxigeno disuelto en el
agua y el uso de reflectores de luz que incrementen la
incidencia solar hacia el agua, tal como papel aluminio
(Kehoe et al, 2001). Existen varias investigaciones que
demuestran que el SODIS es un proceso de
desinfección efectivo y de bajo costo (McGuigan et al,
1998). Después de 20 años de investigaciones y
proyectos
pilotos, SODIS ha ganado un
reconocimiento importante, como su promoción por la
Organización Mundial de la Salud (OMS) durante el
día Mundial del Agua 2001 (WHO, 2001).
MATERIAL Y MÉTODOS
A continuación se describen cada una de las etapas
realizadas para el desarrollo de esta investigación:
Las muestras se tomaron a diferentes intervalos
de tiempo durante un período de 12 meses, de
una comunidad ubicada al oriente de la ciudad
de Querétaro, llamada “Cumbres del Conin”.
A cada muestra se le determinó inicialmente: pH,
temperatura, y coliformes totales. Todos los análisis
físicos, químicos y biológicos se realizaron de acuerdo
a los métodos de prueba de las normas mexicanas que
se menciona a continuación: NMX-AA-008-SCFI2000: determinación del pH, NMX-AA-007-SCFI2000: Determinación de la temperatura y NMX-AA42- SCFI-1987: Determinación de bacterias
coliformes.
Determinación de la velocidad de inactivación
de coliformes totales
Cada muestra de agua fue colocada dentro de botellas
de PET (Tereftalato de polietileno) con capacidades
de: 1000, 1500, 2000 y 2500 ml. Antes de colocarse
dentro del horno, cada muestra embotellada fue
agitada durante un minuto, para incrementar el
oxigeno disuelto en el agua y así favorecer la
desinfección; además se introdujo un termómetro en la
botella de prueba y otro en el horno para determinar el
comportamiento de la temperatura con respecto al
tiempo. Posteriormente, por separado, cada botella de
prueba fue introducida al horno solar y expuesta al sol
durante 150 minutos (Iniciando aproximadamente a
las 9:00 de la mañana). Durante el tiempo de
exposición solar, se consideraron 5 periodos: 30, 60,
90, 120 y 150 minutos. Al término de cada período, a
la muestra se le determinó la temperatura y los
coliformes totales.
Elaboración del horno solar
El horno solar fue elaborado a base de triplay,
láminas galvanizadas y vidrio. El modelo del
horno fue extraído del libro Das Solarkocher Buch
(Alt, 1995). En la figura 1 se muestra el horno
que se utilizó. Su fabricación no es complicada y
su elaboración es de bajo costo por el tipo de
material del que esta hecho.
Determinación del tiempo de caducidad del
agua desinfectada.
Una vez desinfectada el agua, se colocaron las botellas
en un lugar fresco y sin exposición solar. Después de
siete días se les determinó coliformes totales, con la
finalidad de establecer un tiempo recomendado para
consumir el agua después de desinfectarla.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
A continuación se exponen, en primer término, los
resultados de la determinación de la velocidad de
inactivación de coliformes totales y posteriormente los
resultados de la determinación del tiempo de
caducidad del agua desinfectada.
A) Resultados de la determinación de la velocidad
de inactivación de coliformes totales.
Comportamiento de la temperatura ambiente durante
el periodo de investigación:
Figura 1. Horno solar
Toma y análisis de las muestras
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La ciudad de Querétaro, con su clima
semidesértico, es un lugar viable para la
aplicación del método SODIS, debido a la
presencia casi permanente del sol durante todo el
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año. Durante el periodo de la investigación, la
temperatura promedio, máxima fue de 26.37°C.
NMP/100 ml y con ello se da cumplimiento a la
normatividad mexicana: NOM-127-SSA1-1994.
Comportamiento de la temperatura en el horno y en
la botella del agua
Temperatura del agua, °C
En la figura 2 se observa que la temperatura mínima
promedio que tuvo el agua, cuando se muestreó, fue de
19.17°C y la temperatura máxima promedio del agua
dentro del horno, después de 150 minutos de
exposición al sol, fue de 76.17°C. En este mismo
periodo de tiempo, el horno, alcanzó una temperatura
máxima promedio de 99°C teniendo la máxima, en
febrero, un valor de 122°C y la mínima de 70°C.
100
80
60
40
Coliformes totales,
NMP/100 ml
2400
2000
1600
1200
800
400
0
0
30
60
90
120
150
180
Tie mpo, min
1000 ml
1500 ml
2000 ml
2500 ml
Cabe destacar que sin importar el mes del año ni
el tamaño de la botella, después de 120 minutos
de exposición al sol, el agua dentro de la botella
queda totalmente desinfectada.
Figura 3. Disminución de los coliformes totales en el
agua contenida en las botellas (1000, 1500, 2000 y
2500 ml) con respecto al tiempo.
20
B) Resultados de la determinación del tiempo de
0
0
30
60
90
120
150
Tie mpo, min
1000 ml
1500 ml
2000 ml
2500 ml
Figura 2. Comportamiento de la temperatura del agua
dentro de la botella con respecto al tiempo
Comportamiento del pH del agua durante el periodo
en que se realizó la investigación.
El pH promedio de las muestras fue de 6.75, este
valor cumple con lo establecido por la
normatividad mexicana: NOM-127-SSA1-1994,
(Límites permisibles de calidad y tratamientos a
que debe someterse el agua para su
potabilización), que establece que el pH debe de
estar entre 6.5 y 8.5. Es importante mencionar
que, en las muestras, al aplicar SODIS junto con
el horno solar, el pH se mantiene constante.
Eliminación de coliformes totales en el agua
contenida en la botella con respecto al tiempo.
Después de colocar la muestra del agua al sol, se
determinaron coliformes totales a los 30, 60, 90,
120 y 150 minutos. En la figura 3 se puede
observar cómo fueron disminuyendo los
coliformes totales a través del tiempo. Como era
de esperarse, considerando las temperaturas
alcanzadas por el horno y por la misma agua
dentro de la botella, los coliformes totales
disminuyeron a concentraciones por debajo de 3
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caducidad del agua desinfectada.
Después de siete días de encontrarse a una
temperatura ambiente y sin exposición al sol, las
muestras se mantuvieron desinfectadas, lo que
indica que el agua puede ser consumida sin
riesgo a contraer alguna enfermedad hídrica en
este periodo.
Existen diferentes métodos de desinfección,
como se mencionó anteriormente, pero la
mayoría de ellos requieren equipos costosos y
personal capacitado para su operación. Es por
ello que el método SODIS es una alternativa muy
viable para la desinfección del agua a nivel
casero porque es de bajo costo y es sencillo de
operar. La implementación del horno solar
asegura la desinfección del agua en un tiempo
menor, ya que después de 2 horas de exposición
al sol, la temperatura alcanzadas por el agua
dentro de la botella es mayor a 50°C
garantizando la eliminación de coliformes totales
(Fernández, 1998). Además, la temperatura
alcanzada por el horno, después de una hora de
exposición al sol, es mayor a 60°C, lo que
además permite la preparación de alimentos,
economizando el uso de combustible dentro del
gasto familiar de las comunidades.
Cabe mencionar que el método SODIS se puede
aplicar no sólo a la ciudad de Querétaro, si no
además es importante tener en cuenta que la
mayoría de los países en vías de desarrollo caen
dentro de las regiones más favorables, entre las
latitudes 35°N y 35°S (Meierhofer et al, 2002).
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Por esta razón pueden contar con la radiación
solar como una fuente firme de energía que se
puede usar para la desinfección solar. La mayor
parte de México es favorable para aprovechar
este medio natural con fines de exposición solar
e
inactivar
microorganismos
del
agua
contaminada.
CONCLUSIONES
La desinfección solar, comparada con otros
métodos tradiciones de desinfección, presenta
grandes ventajas dentro de las cuales están:
No depende de energía convencional, cuyo
costo se incrementa con la creciente
demanda.
Evitan el uso de sustancias químicas tóxicas.
Requieren equipo relativamente sencillo y de
bajo costo, que se recupera rápidamente y
proporciona agua potable durante muchos
años.
Su uso no deteriora el ambiente
La desinfección solar solamente presenta la
desventaja de que no puede ser usado en días
nublados y lluviosos, pero considerando que el
estado de Querétaro es, en su mayoría, una
región semidesértica y con base en los resultados
obtenidos en esta investigación, durante todos
los meses del año hay días soleados que
favorecieron al incremento de la temperatura del
agua dentro del horno por arriba de los 50°C, lo
que asegura después de una hora de exposición
al sol una desinfección total del agua.
Finalmente
podemos
asegurar
que
la
combinación del método SODIS con el horno
solar es una alternativa viable de desinfección del
agua para consumo humano a nivel doméstico.
AGRADECIMIENTOS
Se agradece el apoyo económico brindado por el
Centro de Estudio Académico de Contaminación
Ambiental (CEACA) de la Universidad Autónoma
de Querétaro, para la compra de reactivos
utilizados en esta investigación y por el uso de
las instalaciones y equipo requerido para realizar
este proyecto. Además se agradece a la
estudiante Rodríguez Milán Karla, por su apoyo y
colaboración en esta investigación.
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BIODEGRADACIÓN DE p-AMINOFENOL Y p-TOLUIDINA EN
BIORREACTORES DISCONTINUOS SECUENCIALES
Maribel Flores, Iván Moreno-Andrade, Wilverth Villatoro y Germán Buitrón*
Coordinación de Bioprocesos Ambientales, Instituto de Ingeniería, UNAM. Edificio 5, Circuito escolar, Ciudad
Universitaria, C.P. 04510. México D.F. Tel. (55) 5623 3677, Fax: (55)56162798, *Email: gbuitron [email protected]
RESUMEN. El objetivo de la investigación fue
evaluar la biodegradación de dos aminas
aromáticas (p-aminofenol y p-toluidina) empleando
de reactores discontinuos secuenciales aerobios. Se
demostró que la p-toluidina puede ser
biodegradada con buenas eficiencias de remoción
(>98% como p-toluidina y 93 ± 7 % como DQO).
Una vez que la biomasa fue aclimatada, la tasa
específica de degradación se mantuvo entre 22-29
mgPT/gSSV/L. Por otra parte, durante la
biodegradación de p-aminofenol, se observó la
polimerización del compuesto, provocando que el
compuesto
fuera
inaccesible
a
los
microorganismos.
El análisis de la comunidad microbiana por medio
de la técnica de DGGE, demostró que existió una
fuerte dinámica poblacional dentro de ambos
biorreactores.
Palabras clave: Aminas aromáticas, biodegradación,
p-aminofenol, p-toluidina, SBR.
INTRODUCCIÓN
Entre los compuestos aromáticos más comunes que se
encuentran en las aguas residuales industriales son los
que contienen grupos amino. El p-aminofenol (PAF) y
la p-toluidina (PT) son aminas aromáticas que se
encuentran en aguas residuales de la industria
farmacéutica, textil y en la producción de explosivos
(Zhang et al., 2006). Se ha demostrado que estos
compuestos tienen propiedades altamente tóxicas y
cancerígenas (Mohammad et al., 1997; Raber et al.,
1998).
El tratamiento de este tipo de efluentes industriales
tradicionalmente se ha realizado empleando procesos
biológicos continuos como los sistemas de lodos
activados. Sin embargo, debido a las altas variaciones
en flujo y concentración de las aguas residuales
tóxicas presentes en las aguas industriales, este tipo de
procesos resulta poco eficiente. Recientemente, se han
implementado estrategias innovadoras como los
procesos discontinuos, para los cuales se han
reportado excelentes resultados en el tratamiento de
aguas residuales conteniendo compuestos tóxicos
(Wilderer et al., 2001; Zhang et al., 2006).
El término SBR (reactor discontinuo secuencial por
sus siglas en inglés) se ha utilizado como sinónimo de
la tecnología del tratamiento de aguas residuales
donde el volumen del tanque del reactor es variable en
el tiempo (Wilderer et al., 2001), estos reactores puede
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trabajar con biomasa suspendida, fija o combinada en
un lecho móvil. En general, los procesos en un SBR
presentan tres características importantes: repetición
periódica de una secuencia de fases bien definidas; la
duración de cada fase del proceso puede ser
determinada de acuerdo con el resultado de
tratamiento que se espera y la realización de varias
reacciones biológicas y físicas en función de tiempo.
Los sistemas de tipo SBR funcionan generalmente
bajo cinco fases bien definidas: el llenado, reacción,
sedimentación, vaciado, y tiempo muerto.
El objetivo de la investigación fue evaluar la
biodegradación de dos aminas aromáticas (paminofenol y p-toluidina) empleando de reactores
discontinuos secuenciales aerobios.
METODOLOGÍA
Para cada compuesto, se utilizó un reactor discontinuo
secuencial aerobio (Applikon), con una capacidad de
4L con un volumen de intercambio del 50%. Cada
biorreactor fue inoculado con microorganismos
provenientes de una planta de tratamiento de aguas
residuales municipales (2000 mg/L de SSV).
Un BioControlador (Applikon ADI 1030) controló la
temperatura del reactor (20°C), la agitación (150 rpm),
el oxígeno disuelto (70%) y el pH dentro del reactor (7
± 0.2). Se emplearon 50 mg/L de cada compuesto
como única fuente de carbono. Se realizaron cinéticas
de degradación de fenoles totales, carbono orgánico
disuelto (COD), demanda química de oxígeno (DQO),
sólidos suspendidos totales y volátiles de acuerdo con
APHA (2005).
Adicionalmente el sustrato fue seguido por medio de
la medición de la concentración de sustrato en el
medio por medio de espectrofotometría y HPLC. Se
evaluaron los cambios en la comunidad microbiana
por medio de técnicas moleculares (PCR, DGGE,
clonación y secuenciación).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Degradación de p-aminofenol
El reactor empleado en la degradación de PAF fue
operado en un periodo de 26 días (12 ciclos), la
aclimatación de la biomasa se alcanzó en 9 días,
siguiendo como criterio la estabilización de las
eficiencias de remoción mayores al 90% que
correspondió al ciclo 6 de operación del reactor. A
medida que la biomasa se aclimataba, existió una
disminución en el tiempo de reacción, el tiempo inicial
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22
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
fue de 47 h disminuyendo a 14 h al final de la
aclimatación (manteniendo este tiempo por varios
ciclos). Sin embargo, hubo un aumento gradual en los
tiempos de la fase de reacción de 21 a 114 horas en
los últimos 5 ciclos. En el caso de la tasa especifica de
degradación (q), se puede observar un aumento y
estabilización de la q entre los ciclos 1 al 6
manteniéndose en un valor de 4.2 ± 0.3
mgPAF/gSSV/h, esto corresponde a la aclimatación de
los microorganismos al compuesto tóxico.
Un efecto similar se ha reportado durante la
aclimatación de microorganismos a otros compuestos
aromáticos, como por ejemplo los fenoles (MorenoAndrade y Buitrón 2004). La línea punteada
representa la tendencia esperada para la q (la cual
puede ser explicada por medio del modelo matemático
planteado por Moreno (2006).
Sin embargo, durante la degradación del PAF no se
mantuvo estable la actividad de la comunidad
microbiana. A partir del ciclo 6 se detectó la aparición
de polímeros en el licor mezclado de color café
oscuro. Se ha reportado que durante la degradación de
aminas aromáticas y en especial en el 4-aminofenol, se
puede observar la formación de polímetros debido a la
oxidación del compuesto tóxico con el oxigeno del
medio (Melgoza y Buitrón, 2001).
En la figura 1 se puede apreciar que a partir del ciclo
6, la q comienza a disminuir debido a que la
disponibilidad del compuesto se vio afectada debido a
la polimerización del mismo, haciendo difícil que los
microorganismos lo emplearan como fuente de
sustrato. Lo anterior se refleja en una disminución el
la q y por lo tanto un aumento en el tiempo de
degradación de cada uno de los ciclos siguientes, ya
que estas moléculas son muy complejas haciendo muy
difícil su biodegradación.
4
3
Ciclo 16
Ciclo 40
Ciclo 70
Ciclo 114
Ciclo 142
50
40
30
Ciclo 210
20
10
0
0
2
4
6
8
Tiempo (horas)
Figura 2. Cinéticas de degradación durante la
operación del reactor
Durante la operación del reactor hubo disminución
significativa del material orgánico en el reactor. En
términos de DQO, la eliminación de la materia
orgánica fue del 90 ± 3 % en los ciclos de más de 20
h, 92 ± 3% en los ciclos de 11 h y 93 ± 5% en los
ciclos de 2 h (Figura 3).
q OBTENIDA
160
q ESPERADA
140
Influente
Efluente
120
2
DQO, mg/L
mg 4AF/gSSV/h
5
los tiempos de reacción se mantuvieron constantes
hasta el final de la operación, esto es durante 145
ciclos.
En la figura 2, se pueden observar las cinéticas
realizadas durante la operación del reactor en los
ciclos 16, 40, 70, 114 y 142, en donde hay existió la
disminución del tiempo de reacción. La degradación
de 50 mg/L de p-toluidina se realizó con eficiencias de
remoción mayores al 95%. Los tiempos de
degradación fueron de de 7 h (ciclo 16), 4 h (ciclos 40
y 70), 3 h (ciclo 114) y 1.5 h (ciclo 142). Es
importante remarcar que a partir del ciclo 142 el
biorreactor operó de forma estable manteniendo este
excelente tiempo de degradación.
p-toluidina, mg/L
MEMORIAS EN EXTENSO
1
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Número de ciclos
9
10 11
Figura 1. Tasa especifica de degradación durante la
degradación del p-aminofenol
Degradación de p-toluidina
El reactor operó durante tres meses (298 ciclos).
Durante este tiempo se realizaron cinéticas gracias a
las cuales se estableció el cambio del tiempo de
reacción, el cual fue disminuyendo gradualmente de
144 h en el primer ciclo de aclimatación, a 11 h en el
ciclo 16, 5 h en el ciclo 46 y finalmente a tiempos de
reacción de 2 h a partir del ciclo 154, posteriormente
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
100
80
60
40
20
0
0
50
100
150
200
250
300
Ciclos
Figura 3 Eliminación de la Demanda Química de
Oxígeno
En los ciclos 186, 194 y 202, hay un aumento en el
efluente de la DQO, aunque este nunca sobrepasó
15mg DQO/L. Estos resultados demuestran que existe
una excelente remoción de la materia orgánica, y que
el proceso funcionó de manera estable y eficiente,
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23
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
obteniendo un efluente con excelente calidad, el cual
cumple ampliamente con la NOM-001-ECOL-1996 la
cual establece que los límites máximos permisibles de
DQO es 30mg/L para descarga de aguas tratadas en
ríos (protección de la vida acuática) y embalses
naturales y artificiales (uso público urbano).
En términos de COD durante los ciclos de 21h se
obtuvieron buenas eficiencias de remoción (92%),
aunque en ciclos posteriores se observa que el COD
aumenta en el reactor y solo se alcanza a remover el
87% durante los ciclos de 11h y 89% durante los
ciclos de 5h. En general cuando los ciclos fueron de 2
h, a partir del ciclo 220, se observaron remanentes de
COD menores a 10 mg/L. En general, durante la
operación del reactor la eliminación de la DQO fue
mayor del 90%, sin embargo, para el COD no se
obtuvieron las mismas eficiencias y la máxima
alcanzada fue al inicio de operación del reactor.
En el caso de la tasa especifica de degradación, hubo
un incremento exponencial. El valor máximo obtenido
fue de 34 mg/SSV/h en el ciclo 162. Durante los
últimos 100 ciclos de operación la q se mantuvo en
25.6±4.7 mg/gSSV/h.
Los sólidos suspendidos totales en el efluente fueron
disminuyendo gradualmente, 43 ± 30 mg/L para los
ciclos 9 al 15, 44 ± 22 mg/L en los ciclos 16 al 45, 16
± 9 mg/L en los ciclos 46 al 117, 40 ± 1 mg/L para los
ciclos 118-153 y 21 ± 15 mg/L en los ciclos 154 al
298. Los datos demostraron que la tasa de rendimiento
(Yobs) tuvo un valor de 0.3 ± 0.02 mgSSV/mg PT.
Valores similares de Yobs ha sido reportado para otros
compuestos aromáticos, por ejemplo, MorenoAndrade y Buitrón (2004) obtuvieron una Yobs de 0.28
mgSSV/mg de 4-clorofenol.
En el caso de la capacidad de sedimentación de la
biomasa, evaluada por medio de la velocidad de
sedimentación y el índice volumétrico de lodos, se
observó que esta capacidad aumentó conforme los
microorganismos se aclimataron y se obtuvo una
operación estable del reactor. Los resultados muestran
que durante los primeros 15 ciclos, el IVL fue de 174
± 31 mL/g y la VS de 4 ± 2 m/h; en los ciclos 16 al 45
(11hrs) el IVL fue de 233 ± 108 mL/g y la VS de 6 ±
0.8 m/h; en los ciclos 46 al 117 (5hrs) el IVL fue de
88 ± 28 mL/g y la VS de 11± 3 m/h; en los ciclos 118153 (3hrs) el IVL fue de 58 ± 12 mL/g y la VS de 11 ±
1 m/h; y en los ciclos 154 al 298 (2hrs) el IVL fue de
36 ± 4 mL/g y la VS de 11 ± 1 m/h.
Lo anterior coincide con los resultados presentados
por Moreno-Andrade y Buitrón (2004), en este estudio
se evidenció que durante la aclimatación y operación
estable del reactor, existe un aumento en la velocidad
de sedimentación y una disminución en el índice
volumétrico de lodos, obteniendo biomasa con
excelentes características.
El análisis de la comunidad microbiana por medio de
la técnica de DGGE reveló que durante el proceso de
la aclimatación y operación del biorreactor, existió
una diversidad bacteriana moderada en la comunidad.
(Figura 4).
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Durante la operación del reactor se puede observar
una que la comunidad de microorganismos en el
reactor fue cambiando durante la operación del
reactor, se encontraron un total se 9 bandas en el
DGGE, lo implica la presencia de al menos 9 especies
de bacterias distintas pertenecientes a la comunidad
inicial de bacterias al inicio del proceso, las bandas
que no aparecen en los ciclos posteriores son bacterias
eliminadas del sistema, como las bandas 2 y 4; y las
bandas que se intensifican o aparecen son bacterias
que logran sobrevivir y reproducirse bajo las
condiciones de operación, como las bandas 7 y 9.
A
42.5
B
1
C
D
6
2
7
3
8
4
5
9
62.5
Figura 4. Evolución de la comunidad microbiana, la
banda A corresponde al inóculo, la banda B
al ciclo 32, la banda C al ciclo 130 y la
banda D al fin de la operación del reactor
Un punto interesante a considerar es que existe una
fuerte dinámica poblacional provocada por una
comunidad inestable, a pesar de que los parámetros
macroscópicos evaluados en la operación del reactor
permanecen constantes. Este resultado concuerda con
los obtenidos por Délbes et al, (2000) y Etchebere et
al. (2001), en dónde el análisis de la comunidad de un
reactor anaerobio y un anóxico, operados por más de
dos años, por métodos moleculares de huella genética,
demostraron que no existe una estabilidad en los
reactores empleados para el tratamiento de aguas
residuales, aunque las eficiencias y demás parámetros
cinéticos demuestren estabilidad del proceso.
CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos en esta investigación
demuestran que es viable el uso de procesos aerobios
discontinuos para el tratamiento de efluentes
conteniendo aminas aromáticas.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
En el caso de la p-toluidina la aclimatación se llevó a
cabo satisfactoriamente, ya que la biodegradación de
25 mg/L se obtuvo en ciclos de dos horas. Se observó
que dentro de los biorreactores existe una fuerte
dinámica poblacional, ya que durante la aclimatación
existe una selección y multiplicación de
microorganismos especializados.
En el caso del p-aminofenol, la biomasa se aclimató
en el ciclo 6 (9 días), con una remoción del sustrato
mayor al 90%, sin embargo, debido a la formación de
sustancias poliméricas no existió una remoción
eficiente del sustrato. En este caso, si se aplica un
proceso aerobio discontinuo en aguas residuales
conteniendo p-aminofenol, será necesaria la aplicación
de un postratamiento que retenga los polímeros
formados. Así mismo, este compuesto puede ser
degradado combinando ambientes anaerobio y
aerobios o por medio del control del oxígeno disuelto
en el reactor, con el fin de evitar el exceso de aire en
el medio (responsable de la polimerización).
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo fue financiado por CONACYT a través
del proyecto 46093Y. Iván Moreno Andrade agradece
a CONACYT la beca de posdoctorado. Se agradece la
asistencia técnica de Jaime Pérez Trevilla.
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25
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
DETERMINACIÓN DE LA CANTIDAD DE LIXIVIADOS
GENERADOS POR EL TIRADERO MUNICIPAL DE OAXACA.
M. Aragón-Sulik, M. Ladrón de Guevara-Torres y S. Belmonte-Jiménez
CIIDIR-OAXACA, IPN, Hornos 1003, Sta Cruz Xoxocotlán,Oax. CP 71230, tel y fax. (951) 51 70610
[email protected]
RESUMEN. La mayor parte de los métodos
para evaluar la cantidad de lixiviados como el
HELP(Schroeder, 1994), tienen su aplicación en
rellenos sanitarios, por lo cual se propone una
metodología basada en el balance hídrico en la
cuenca. El tiradero se sitúa en una
microcuenca, en donde no existen extracciones
de agua significativas. Mediante parámetros
como la granulometría y la porosidad total se
clasificó al suelo según la USSCS. Para la
determinación de la precipitación mensual de
un año representativo, se interpolaron los datos
de las estaciones climatológicas más cercanas.
Con la aplicación del método de Thornthwaite
Matters se determino la recarga natural que
existe en la microcuenca. Por otra parte, en la
red de drenaje natural se midieron gastos para
conocer los volúmenes mensuales de lixiviados
que transitan del tiradero hacia la laguna de
lixiviados. Con la determinación en campo del
coeficiente de escurrimiento directo, se calculó
el flujo superficial en una subcuenca donde no
existe afectación de lixiviados y en otra
afectada. Finalmente se ajustaron los valores
del escurrimiento superficial obtenidos con el
promedio de los cocientes gasto medido entre
gasto calculado. Del gasto especifico escurrido
de la cuenca afectada por los lixiviados, se resto
el gasto especifico de una cuenca “limpia” de
lixiviados; con lo que se determinó el volumen
total de lixiviados. La aplicación de este método
se limita a microcuencas, en donde la alteración
del ciclo hidrológico se produce por la
generación de lixiviados.
Palabras clave: lixiviados, volúmenes, coeficiente
de escurrimiento, cuenca.
INTRODUCCIÓN
Se definen a los lixiviados como líquidos que son
generados en la parte baja de los rellenos
sanitarios o tiraderos a cielo abierto después que
las lluvias han percolado en los desechos sólidos y
son drenados hacia las partes bajas por gravedad.
Dependiendo de su naturaleza y edad, cambiará la
naturaleza de los lixiviados (Carville, 2005).
tratamiento, no existen métodos de disposición de
desechos sólidos factibles que no sean fuentes
potenciales de contaminación al medioambiente
(Freeze, 1972).Existe un peligro potencial de los
lixiviados, por la contaminación de suelos, aguas
superficiales y subterráneas que pueden darse por
los escurrimientos no controlados o por la
infiltración a través de las formaciones permeables
(Orta et al., 2001). La mayoría de los tiraderos
abiertos que existen en México, no cuentan con un
sistema que les permita recolectar sus lixiviados, y
los descargan al medio ambiente sin ningún
tratamiento. La aplicación de un
balance
hidrológico superficial identifica la distribución
de los volúmenes de agua en un sistema de
disposición de desechos sólidos. Del volumen que
precipita en los tiraderos municipales, una parte se
infiltra y otra se queda almacena formando
cuerpos de agua, o escurre hacia otras zonas más
bajas por gravedad. La porción que queda retenida
en las zonas superficiales regresa a la atmósfera
mediante la evaporación o evapotranspiración
(Lobo,2003).
Definir la cantidad de lixiviados que genera el
Tiradero municipal de la ciudad de Oaxaca y sus
municipios conurbados permitirá planear la
capacidad necesaria de un sistema de tratamiento
de los lixiviados.
El tiradero se encuentra al sureste de la Ciudad de
Oaxaca entre las coordenadas geográficas 16º 55’
11.24” y 16º 55’ 29.91” latitud norte y 96º 41’
18.74” y 96º 41’ 1.04” longitud oeste (Fig. 1), y
recibe diariamente 683 toneladas de basura
(Bustamante, 2000).
Tiradero
municipal
Muy a pesar de los intentos por controlar la
generación de lixiviados y conducirlos a sitios de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Figura 1. Ubicación del Tiradero municipal de la
ciudad de Oaxaca. Oax.
MATERIAL Y MÉTODOS.
Se propone la determinación del volumen de
lixiviados realizando la comparación del volumen
superficial generado por una subcuenca en donde
no existe actividad antropogénica significativa, ni
extracciones de agua que modifiquen el balance
hídrico en la cuenca, con el volumen obtenido de
una cuenca afectada por los lixiviados.
La microcuenca del tiradero se dividió en
subcuencas (Fig. 2), con las cuales se
determinaron los volúmenes de precipitación, de
escurrimiento directo, y de evapotranspiración
real.
La capacidad de campo se determinó con la
ecuación propuesta por Brakensiek et al (1984)
C.C.=0.1535-0.0018 PA+0.0039 PAR+ 0.1943 η
(1)
De donde PA es el porcentaje de arenas, PAR es el
porcentaje de arcillas y η es la porosidad total de
la muestra. Se evaluó el balance hídrico en la zona
mediante el método de Thornwaite- Matters
(Sánchez et al., 2003), en donde se determinaron
los volúmenes correspondientes al escurrimiento
directo, la evapotranspiración real y la recarga
neta.
Se considera que las condiciones hidrológicas para
esta microcuenca son homogéneas; además, como
se presentan variaciones del flujo en la red de
drenaje, producto de la intensidad de las lluvias,
periódicamente se midió en la salida de las
subcuencas, el gasto de lixiviados, con un
molinete marca Global Water (Fig. 4), con el fin
de definir la proporción en que se distribuyen los
volúmenes espacialmente.
.
16º55’31.8’’ 1872800
TIRADERO
MUNICPAL
SUBCUENCA 2
NORTE
LAGUNA DE
LIXIVIADOS
SUBCUENCA1
16º53’52.9’’ 1869700
744500
96º42’14.4
749200
96º39’37.12’’
Figura 2 Subdivisión de la microcuenca de la red
de drenaje del Tiradero Municipal
El método requiere conocer la precipitación media
anual (PMA), que se determinó del registro
histórico de las estaciones climatológicas más
cercanas a la microcuenca(IMTA, 1999). Los
datos extrapolados
generan un valor de la
precipitación de 586 mm/año.
Se extrajeron muestras de suelo con cinco
sondeos cercanos al sitio (Fig. 3) y se determinó
en el laboratorio, la granulometría y la porosidad
total según la USCSS (Juárez et al, 1998).
Para determinar el coeficiente de escurrimiento;
que determina el porcentaje de la lluvia que
escurre, se realizó una prueba en campo mediante
la simulación del proceso lluvia- escurrimiento. Se
eligió un escurrimiento intermitente aledaño al
basurero, en éste se hizo circular un volumen de
agua conocido con el fin de recuperarlo al final del
tramo. El flujo perdido se consideró como el
infiltrado, y no se consideraron pérdidas por
evapotranspiración debido al corto tiempo de la
prueba.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Figura 3. Obtención de muestras de suelo en el
sitio de estudio.
Para las cuencas alterada y no alterada, con los n
datos medidos del escurrimiento directo (GM), se
ajustaron los escurrimientos calculados (GC) y se
determinaron los nuevos gastos de escurrimiento
(GE) para cada mes, mediante la relación:
GE i =
Gmi
n
(2)
1 / n∑ (Gc j / Gm j )
j =1
siendo j el el j-esimo gasto medido, e i el i-esimo
gasto calculado.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Posteriormente se obtuvo el gasto específico de
escurrimiento, dividiendo el GE por área total de la
subcuenca. La diferencia de los gastos específicos
de las cuencas alterada e inalterada, corresponderá
al aporte de lixiviados en la zona.
cada mes la variación del lixiviado, así como el
volumen de lixiviados para el año representativo, y
que corresponde a 29,000.06 m3.
CONCLUSIONES
El método propuesto permite determinar el
volumen de lixiviados aportado por el tiradero
municipal, siempre que la cuenca en estudio
presente alteración en su ciclo hidrológico
solamente por los lixiviados.
Los métodos para evaluar el balance hídrico de
una cuenca pueden ser diferentes de la situación
real. El método del coeficiente de escurrimiento
puede generar valores de escurrimientos altos. La
medición directa y periódica del lixiviado permite
calibrar y definir los volúmenes de lixiviados.
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Figura 4. Medición con molinete del gasto de
lixiviados
RESULTADOS
El área de la microcuenca es de 7.1589 km2, la
cual se dividió en subcuencas. La subcuenca
inalterada por los lixiviados tiene un área de 5.317
km2, y la afectada por los lixiviados tiene una
superficie de 0.746 km2. De los muestreos, el
suelo se clasificó como gravas arcillosas y gravas
limosas, con una variación de la porosidad del 35
al 61%. Con la ecuación 1 se determinó una
capacidad de campo promedio de 23.1 cm/cm.
Con la prueba de simulación lluvia-escurrimiento
se determinó un coeficiente de escurrimiento (CE)
de 0.175, que se encuentra en los rangos
propuestos por la carta hidrológica E14-12 del
INEGI.
El balance hídrico en la zona mediante el método
de Thornthwaite Matters, determinaron los valores
del escurrimiento directo y evapotranspiración real
y de recarga neta (Tabla I). Con las mediciones
directas del gasto de lixiviados obtenidas
periódicamente (Tablas II y III), se ajustaron los
escurrimientos calculados.
Lobo-García,
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Agency Office of Research and Development,
Washington, DC.
Posteriormente con la determinación de los gastos
específicos para las subcuencas afectada y
“limpia” se obtiene la diferencia que corresponde
al aporte de lixiviados. La tabla IV muestra para
Tabla I. Determinación de la recarga neta en la zona de estudio.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
enero
Feb.
marzo
abril
mayo
junio
julio
agosto
Sept.
Oct.
P mensual , en
mm
2.032
4.919
9.765
30.12
56.93
154.358
83.352
110.319
90.400
32.948
8.361
Nov.
2.693
Dic.
CE
Escurrimiento
directo (E), en
mm
Infiltración (I),
en mm
Reserva del
suelo (IP), en
mm
capacidad de
campo, cm/cm
Humedad del
suelo (HS), en
mm
Evapotranspira
ción real, en
mm
Percolación
profunda, en
mm
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.175
0.356
0.861
1.709
5.271
9.964
27.013
14.587
19.306
15.820
5.766
1.463
0.471
1.677
4.058
8.056
24.85
46.97
127.345
68.765
91.013
74.580
27.182
6.898
2.222
-40.46
-39.09
-55.41
-54.55
-41.58
41.819
-13.765
12.372
3.690
-39.682
-45.283
-44.923
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
23.1
0
0
0
0
0
23.1
9.3346
21.7063
23.1
0
0
0
1.677
4.058
8.056
24.85
46.97
85.52
82.53
78.64
70.89
50.28
6.89
2.22
0.000
0.000
0.000
0.000
0.000
18.719
0.000
0.000
2.296
0.000
0.000
0.000
Tabla II Gastos obtenidos en la subcuenca I no afectada por los lixiviados
5317201 m2
área de la subcuenca I
enero
Feb.
marzo
10806
26157
51920
160168 302755
gasto precipitado (lts/s)
4.169
10.812
19.385
61.793
113.036 316.648 165.471 219.008 185.446 65.410
17.152 5.347
gasto escurrido (lts/s)
0.730
1.892
3.392
10.814
19.781
3.002
gasto medido (lt/s)
relación de gastos
calculado/medido
0.079
0.250
2.816
1.778
0.135
9.214
13.558
19.678
18.253
22.265
volumen de agua
precipitada (m3/mes)
gasto corregido (lt/s)
gasto escurrido por m
de cuenca o gasto
específico (m/s)
(1E-12)
abril
mayo
junio
julio
agosto
Sept.
Oct.
Nov.
Dic.
820753
443197
586590
480675
175193
44459
14321
55.413
28.957
38.326
32.453
11.447
0.936
0.044
0.114
0.204
0.652
1.192
3.339
1.745
2.310
1.956
0.690
0.181
0.056
8.26
21.4
40
100
220
600
300
430
367.8
129
34
10.6
2
Tabla III Gastos obtenidos en la subcuenca II afectada por los lixiviados
área de la
subcuenca II
746320 m2
enero
volumen de agua
precipitada (m3/mes)
gasto precipitado
(lts/s)
gasto escurrido
(lts/s)
Feb.
marzo
abril
mayo
junio
julio
agosto
Sept.
Oct.
Nov.
115201
62207
82334
67467
24590
6240
2010
2.407
0.750
0.421
0.131
1517
3671
7287
22481
42494
0.585
1.518
2.721
8.673
15.866 44.445
23.225 30.740 26.029 9.181
0.102
0.266
0.476
1.518
2.776
4.064
gasto medido (lt/s)
relación de gastos
calculado/medido
0.948
gasto corregido (lt/s)
gasto escurrido por
2
m de cuenca o
gasto específico
(m/s) (1E-11)
0.045
0.117
6.025
15.6
7.778
5.379
1.799
0.108
4.555
1.607
1.100
4.323
Dic.
0.785
4.141
0.537
0.209
0.667
1.219
3.415
1.785
2.362
2.000
0.706
0.185
0.058
30
90
160
500
200
320
268
94.5
24.7
7.72
Tabla IV Gastos de lixiviados en la zona de estudio.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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diferencia de
gastos
específicos para
las dos cuencas
(1E-11)
volumen de
lixiviados en la
3
cuenca (m /día)
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
enero
Feb.
marzo
abril
mayo
junio
julio
agosto
Sept.
Oct.
Nov.
Dic.
5.198
13.48
20
80
140
400
200
270
231
81.5
21.3
6.667.
3.351
8.693
15.586
49.683
90.882
254.59
133.04
176.087
149.101
52.590
13.790
4.298
100.5
243.4
483.1
1490.5
2817.3
7637.8
4124.3
5458.6
4473.0
1630.3
413.7
133.2
volumen por mes
3
(m /mes)
volumen anual de
lixiviados (m3)
29006
gasto promedio
diario anual de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
METODO ALTERNO PARA LA COLECCION Y ANALISIS DE
IONES INORGANICOS EN PARTICULAS SOLIDAS SUSPENDIDAS
E. Ramírez-Espinoza, E. Herrera-Peraza, A. Campos-Trujillo,J. Carrillo-Flores
Centro de Investigación en Materiales Avanzados, S.C.
Miguel de Cervantes 120, Complejo Industrial Chihuahua, Chihuahua, Chih.
E-mail [email protected]
RESUMEN
El creciente interés por conocer los contaminantes en la
atmósfera, se debe a los efectos adversos que en la
actualidad se han estado presentando en el medio
ambiente, debido a diversos compuestos que alteran los
ecosistemas. Tal es el caso de las partículas suspendidas
y sus componentes, entre los cuales están los sulfatos y
nitratos que constituyen una proporción importante de
la composición de dichas partículas. Los sulfatos y
nitratos generan fenómenos como la lluvia ácida, el
smog fotoquímico y el efecto invernadero entre otros.
Así, contribuyen al deterioro del entorno en que
vivimos, y por ello es necesario realizar estudios que
nos lleven a conocer las concentraciones de los
contaminantes presentes en el aire. El principal objetivo
de este trabajo de investigación es evaluar los niveles y
composición del material particulado atmosférico,
sulfatos y nitratos en dos zonas seleccionadas de la
ciudad de Chihuahua, haciendo uso de un método
alterno de colección a los ya existentes. Para ello, se
realizó una serie de muestreos con la finalidad de
conocer los niveles de concentración de partículas
menores a diez micrómetros y sus fracciones, así como
la concentración de los iones sulfato y nitrato presentes
en ellas. Se empleó el método de alto volumen para el
muestreo y para el análisis de los iones sulfato y nitrato
se utilizó colorimetría y turbidimetría respectivamente,
implementando una metodología de colección alterna,
la cual no cause interferencia en el análisis.
Palabras Clave. Contaminación, aire, nitratos, sulfatos
INTRODUCCIÓN
Las partículas atmosféricas pueden ser emitidas por
una gran variedad de fuentes de origen natural o
antropogénico. Los sulfatos presentes en la atmósfera
son generalmente partículas de origen secundario, ya
que no son emitidos directamente a la atmósfera. El
diámetro de este tipo de partícula suele ser < 1µm
(EPA, 1996).
Por otra parte, los principales compuestos
nitrogenados que contaminan la atmósfera son los
llamados NOx (NO y NO2). Dichos óxidos son
formados durante toda clase de combustión. La
mayoría de los NOx se convierten finalmente en
ácido nítrico, (HNO3) y nitratos (NO3).
La región de la Ciudad de Chihuahua es caracterizada
un por un creciente desarrollo lo cual genera una gran
cantidad de contaminantes, lo que hace necesario
monitorear el ambiente local, con la finalidad de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
obtener información sobre la calidad del aire y la
exposición a la que se encuentra expuesta la población
de la Ciudad de Chihuahua; Conocer la concentración
de los diferentes contaminantes ambientales y
establecer la relación de estos con la distribución del
tamaño de las partículas, así como generar una base de
datos que nos ayude a encontrar relaciones entre las
partículas sólidas y los elementos que las componen.
MATERIALES Y MÉTODOS
Selección del sitio de muestreo
La selección de los sitios de muestreo se hizo en
función de los resultados obtenidos previos sobre
partículas (Delgado, 2002), así como en la geografía de
la ciudad de Chihuahua. El período de muestreo se
seleccionó en función de estudios de NOx y SOx
realizados en la ciudad de Chihuahua en períodos
similares (Manzanares, Et al., 2000).
Descripción de los equipos, materiales, sus
componentes y accesorios.
Para los muestreos se usaron equipos de alto volumen
(marca Graseby Andersen) con caudal de aspiración de
68 m3/h, acoplados a impactores de cascada, para el
análisis se uso un colorímetro y un turbidimetro de
marca Hach.
Métodos de Análisis: Para la colección de las partículas
se usaron hojas de papel aluminio impregnadas con
grasa de la marca Apiezon (medio de colección), estas
superficies de colección fueron pesadas antes y después
del muestreo, para determinar la cantidad de masa
colectada en las diferentes fracciones de tamaño de las
partículas y con los datos de volumen, se calculó la
concentración total de partículas PM10 y sus fracciones.
Para el análisis de nitratos se uso el método
colorimétrico, empleando un colorímetro marca Hach
DR/890. Para el caso de los sulfatos se empleó el
método de turbidimetría. Los análisis se hicieron por
triplicado, tomando para cada muestra se usaron
alícuotas de 5 ml.
Cada hoja de aluminio impregnada con la grasa y
conteniendo la muestra colectada se lavo con tolueno
para disolver la grasa con las partículas, cada Hoja de
papel aluminio con grasa conteniendo las partículas
atrapadas, se introdujo en 50 ml de tolueno y se le
aplicó agitación constante por 10 minutos, tiempo
suficiente para lograr disolver la grasa con partículas.
Una vez que se ha hecho la disolución en tolueno se
precipitan los nitratos en el fondo del recipiente que
contiene la disolución, debido a que los nitratos son
insolubles en tolueno, por lo que para separarlos se
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
ISSN: 0187-3296
31
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
filtra la disolución en papel filtro, colectando el tolueno
con el resto de los componentes disueltos en un matraz
erlenmeyer para el posterior análisis de los sulfatos.
Después de la filtración, el filtro con los nitratos se lava
con suficiente agua destilada (100 ml), colectando los
lavados en un matraz erlenmeyer, después se toman las
alícuotas (25ml) de esta solución y se colocan en las
celdas en donde se adiciona el indicador nitraver, y
después se analizan en el colorímetro, el cual debe estar
previamente calibrado con los estándares que provee el
fabricante. Se coloca la celda con la muestra (previa
agitación y estabilización) en el colorímetro y se toma
la lectura (transmitancía y absorbancia).
El tolueno remanente conteniendo los sulfatos, se
coloca en un matraz de separación y se le adiciona agua
(50 ml) y 5 gotas ácido clorhídrico, después se separa la
fase acuosa y se coloca en un matraz aforado y se
completa con agua destilada hasta la marca. Una vez
que se tiene la solución lista, se toman alícuotas y se
colocan en las celdas en donde se adiciona el cloruro de
bario, se agita y deja reposar, después se coloca cada
celda en el turbidímetro (previa calibración) y se realiza
la determinación, registrando el valor de turbidez.
El análisis de sulfatos se hizo por triplicado, tomando
para cada muestra del extracto de 5 ml cada una, estas
alícuotas se colocaron en las celdas y se adicionaron 5
ml de cloruro de bario y 5 gotas de ácido clorhídrico,
agitando por un minuto, se dejaron reposar, después se
analizan en el turbidímetro.
Las muestras colectadas se sometieron al mismo
procedimiento que los estándares de nitratos, una ves
que se extrajeron de la grasa por medio de la filtración,
se tomaron alícuotas de 25 ml a las que se les adiciona
el indicador nitraver, se agitaron por un minuto, se
dejaron reposar por un tiempo mínimo de 1 minuto,
después de lo cual se analizaron en el colorímetro.
RESULTADOS
En las Tabla I y II se muestran los valores de
concentración (µg/m3) de partículas PM10 obtenidas
durante el período de muestreo, en los dos sitios de
estudio, observándose mayor Abundancia de partículas
menores de 0.49 µm. Para el análisis de sulfatos y
nitratos solo se consideraron los tamaños de corte del 1
al 5. El sexto filtro solo se uso para determinar la
concentración de partículas en el rango menor a 0.49
micrómetros de diámetro.
Respecto a los contenidos de sulfatos, los valores
totales de concentraciones presentan un promedio de
0.6 ± 0.3 µg/m3, lo que representa una variación del 50
% para las 18 mediciones que se realizaron los días
reportados, como se puede observar de las Tablas III y
IV.
Para el caso de las 6 muestras tomadas en el
CIMAV, el valor promedio obtenido fue de 0.5 ±
3
0.2 µg/m .
En el caso de Ávalos los valores promedios de
3
sulfatos en las partículas son de 5 ± 2 µg/m .
Mientras que para los muestreos realizados en el
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
CIMAV son de 4 ± 0.8 µg/m con un 20 % de
variación.
3
DISCUSIÓN
Las partículas finas (<0.49 µm) son las que concentran
la mayor cantidad de masa, los resultados obtenidos en
el presente trabajo coinciden con los obtenidos en
estudios realizados anteriormente (Delgado, 2002).
De las concentraciones de sulfatos y
nitratos
encontradas en las partículas PM10 y sus fracciones y
debido a la relación directa que estos contaminantes
tienen con los óxidos de azufre y nitrógeno, se puede
decir que la tendencia de las concentraciones de la
ciudad de chihuahua, siguen un comportamiento
sistemático de acuerdo al período del año y a las
condiciones climatologías de la ciudad, ya que los
valores reportados en este trabajo coinciden con las
tendencias encontradas por estudios realizados en el
mismo período para SOx y NOx (Manzanares, Et al.,
2000).
Los valores de las concentraciones de sulfatos de
acuerdo con los resultados obtenidos de las mediciones
en la ciudad de Chihuahua se encuentran muy por
debajo de las concentraciones reportadas por estudios
realizados en la ciudad de México, no ocurriendo lo
mismo para las concentraciones de nitratos,
encontrándose este por arriba de los valores reportados
para la Ciudad de México, así lo demuestran estudios
realizados por la Universidad Autónoma Metropolitana
y La Red de Monitoreo Ambiental de la Ciudad de
México.
La media promedio de los datos de sulfatos y nitratos
para el período de muestreo es de 0.248 µg/m3 y 8.784
µg/m3 respectivamente. Es posible que las
concentraciones de nitratos encontradas se deban una
acción sinérgica en la atmósfera de Chihuahua para dar
lugar a una transformación más rápida de los NOx
presentes a un estado más estable como son los nitratos
particulados.
CONCLUSIONES
En el 50% de los muestreos realizados las
concentraciones de PM10 superan el límite permisible
para una media anual que es de 50 µg/m3.
La relación de los nitratos y sulfatos presentes en las
partículas ambientales analizadas en la Ciudad de
Chihuahua coinciden con los valores que se reportan
para otras ciudades como la Ciudad de México,
Santiago de Chile, Los Angeles California, siendo
menor que algunos otras ciudades. Los sulfatos no
superan el límite sugerido, el cual es de 25 mg/m3, sin
embargo los nitratos superan los valores reportados para
la Ciudad de México.
De acuerdo con los resultados obtenidos con la
metodología implementada se puede decir que el
método usado es adecuado, ya que se obtuvieron
eficiencias de colección mayores a 95%. Lo mismo se
puede decir para los métodos de análisis de sulfatos y
nitratos, ya que se alcanzaron eficiencias de
recuperación mayores al 97% para sulfatos y 93% para
nitratos.
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32
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Las mayores concentraciones de sulfatos se localizan en
las partículas cuyo tamaño esta entre 0.95 a 3.0 micras
para los muestreos realizados en Avalos y 0.45 y 7.2
micras para los muestreos realizados en CIMAV. Para
los nitratos las mayores concentraciones se localizan en
los cortes 0.49 y 3.0 para Avalos y 0.49 a 3.0 micras
para los muestreos realizados en el CIMAV.
Los resultados nos indican que las concentraciones de
sulfatos son menores en la zona norte que en la zona sur
de la ciudad para un mismo día de muestreo.
Se implemento una nueva metodología para colectar
partículas sin que esta influyera significativamente en
la determinación de sulfatos y nitratos, dando por el
contrario muy buenos resultados.
BIBLIOGRAFIA
Chuang C.C., Penner J.E., Taylor K.E., Grossman A.S.
y Walton J.J. (1997) An assessment of the radiative
effects of anthropogenic sulfate. Journal of Geophysical
Research 102, 3761-3778.
Delgado Ríos M., Tesis de Maestría Estudio Correlativo
de la Concentración de Elementos Tóxicos con el
Tamaño de Partícula, Cimav, Chihuahua México, 2002
EPA (1996) Air Quality Criteria for Particulate Matter.
EPA. Vol. 1.
Gebhart K.A., Malm W.C. y Day D. (1994)
Examination of the effects of sulfate acidity and relative
humidity on light scattering at Shenandoah National
Park. Atmospheric Environment 28, 841-849.
Harrison R.M. y Pio C. (1983) Size differentiated
composition of inorganic aerosol of both marine and
continental polluted origin. Atmospheric Environment
17, 1733-1738.
Harrison R.M. y Jones M. (1995) The chemical
composition of airborne particles in the UK atmosphere.
The Science of the Total Environment 168, 195-214.
Harrison R.M. y Grieken R.E.v. (1998) Atmospheric
Particles. IUPAC Series on Analytical and Physical
Chemistry of Environmental Systems. John Wiley &
Sons, pp 610.
Manzanares P L. et al, evaluación de la Calidad del
Aire en la Ciudad de Chihuahua en Base a la
concentración de Contaminantes a Nivel de Piso, Tercer
Foro Estatal Sivilla, Sep-Conacyt, junio 2001.
TABLAS
Tabla I Concentración de partículas por tamaños en Avalos.
Muestreo en Avalos
usando papel aluminio
No. de
Fecha
muestreo
Concentración de partículas por tamaños en el período de muestro (µ
µg/m3)
Corte 1
0.49-0.95
Corte 2
0.95-1.5
Corte 3
1.5-3.0
Corte 4
3.0-7.2
Corte 5
7.2-α
Menores a
0.49
Total
1
26/11/2002
10.498
10.256
17.424
18.215
12.301
12.743
81.437
2
20/11/2002
14.695
11.769
13.924
8.499
7.184
16.259
71.179
3
14/11/2002
8.138
8.577
11.706
0.963
9.186
7.0436
48.572
4
06/11/2002
26.801
5.653
6.795
21.273
13.485
20.262
94.268
5
03/11/2002
15.602
7.743
14.673
9.175
11.305
4.2974
62.797
6
21/10/2002
6.649
0.169
0.539
0.297
0.897
19.792
28.345
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
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33
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
7
03/10/2002
2.964
2.117
0.423
13.974
6.775
9.3162
35.501
8
12/10/2002
1.302
0.585
0.650
0.683
13.017
39.711
55.955
9
01/10/2002
1.443
3.807
0.336
9.890
6.975
36.433
62.693
10
26/09/2002
3.422
4.706
7.273
21.82
15.196
17.542
69.958
11
25/09/2002
0.425
0.851
6.809
7.660
10.214
33.196
59.157
12
24/09/2002
4.127
8.254
8.254
8.254
49.526
28.890
107.310
13
23/09/2002
1.250
5.417
1.250
4.167
0.936
26.253
40.219
14
19/09/2002
3.397
3.397
4.397
5.191
5.1611
15.880
38.429
15
17/09/2002
5.058
2.058
2.411
2.470
7.822
17.410
37.232
16
10/09/2002
1.734
2.89
2.312
1.156
9.828
32.953
50.874
17
09/09/2002
0.224
2.807
0.967
1.122
9.544
33.665
48.330
18
05/09/2002
15.50
1.107
23.26
3.322
7.199
0.1300
50.925
Tabla II. Concentraciones de partículas PM10 muestreadas en CIMAV.
Muestreo en CIMAV en
papel aluminio
Tamaño
(µm)
No. de
Fecha
muestreo
Concentración de partículas por tamaños en el período de muestro (µ
µg/m3)
Corte 1
0.49-0.95
Corte 2
0.95-1.5
Corte 3
1.5-3.0
Corte 4
3.0-7.2
Corte 5
7.2-α
Corte 1
Corte 2
Corte 3
Corte 4
Corte 5
Menores
a 0.49
Fibra de
V.
Total
1
26/11/2002
8.353
16.123
11.125
12.351
9.7891
12.125
57.515
2
06/11/2002
7.421
10.987
13.026
7.987
7.122
7.256
39.413
3
21/10/2002
7.897
7.215
10.879
8.275
9.257
6.998
50.520
4
12/10/2002
3.456
5.891
7.321
6.897
7.564
10.412
41.541
5
19/10/2002
2.587
7.816
11.691
9.126
1.453
4.426
47.672
6
05/09/2002
2.125
4.215
2.215
3.199
6.746
13.425
30.924
Tabla III. Concentraciones de sulfatos obtenidas en los muestreos en Ávalos.
No. de
muestreo
Tamaño
(µm)
Muestreos en Avalos Concentración promedio de sulfatos en Aire
(µ
µg/m3)
Corte
0.490.95
Corte 2
0.95-1.5
Corte 3 1.53.0
Corte 4 3.07.2
Concent. de Sulfatos
Totales (µg/m3)
Corte 5
7.2-α
Corte 1
Corte 2
Corte 3
Corte 4
Corte 5
1
0.096
0.096
0.092
0.095
0.096
0.475
2
0.099
0.115
0.138
0.088
0.099
0.538
3
0.206
0.414
0.278
0.192
0.206
1.296
4
0.269
0.218
0.170
0.180
0.269
1.105
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5
0.109
0.260
0.180
0.205
0.109
0.863
6
0.130
0.102
0.105
0.121
0.130
0.588
7
0.048
0.053
0.056
0.057
0.048
0.262
8
0.174
0.143
0.144
0.242
0.174
0.877
9
0.083
0.081
0.100
0.095
0.083
0.441
10
0.049
0.067
0.055
0.055
0.049
0.275
11
0.102
0.081
0.103
0.064
0.102
0.452
12
0.075
0.071
0.058
0.075
0.075
0.354
13
0.060
0.077
0.098
0.057
0.060
0.351
14
0.061
0.035
0.084
0.045
0.061
0.287
15
0.132
0.230
0.126
0.103
0.132
0.724
16
0.115
0.148
0.148
0.124
0.115
0.650
17
0.088
0.134
0.084
0.076
0.088
0.470
18
0.078
0.069
0.125
0.148
0.078
0.498
Tabla IV. Concentraciones de sulfatos obtenidas en los muestreos en CIMAV.
No. de
muestreo
Concent. de Sulfatos
Totales µg/m3
Muestreos en Cimav
Concentración de Sulfatos en Aire µg/m3
Corte 1
Corte 2
Corte 3
Corte 4
Corte 5
1
0.075
0.099
0.088
0.060
0.095
0.416
2
0.133
0.214
0.167
0.150
0.153
0.816
3
0.113
0.095
0.111
0.125
0.137
0.581
4
0.244
0.092
0.094
0.135
0.096
0.661
5
0.028
0.031
0.088
0.044
0.067
0.268
6
0.111
0.052
0.101
0.060
0.061
0.385
Tabla V Concentraciones de Nitratos obtenidas en los muestreos en Ávalos.
Concentración promedio de nitratos en Aire µg/m3 por tamaños de
los muestreos en Avalos
No. de
muestreo
Tamaño
(µm)
Corte
0.49-0.95
Corte 2
0.95-1.5
Corte 3
1.5-3.0
Corte 4
3.0-7.2
Conc. de Nitratos
Totales por muestreo
(µg/m3)
Corte 5
7.2-α
1
1.266
1.369
1.033
1.570
0.940
6.177
2
1.248
1.009
0.986
1.179
1.228
5.649
3
1.026
1.339
1.021
1.449
1.479
6.315
4
0.844
0.779
0.904
1.127
0.522
4.176
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5
0.890
1.142
0.875
0.948
0.801
4.657
6
0.637
0.776
0.527
0.771
0.547
3.257
7
0.550
0.550
0.513
0.604
0.441
2.657
8
0.929
1.047
1.147
1.486
0.830
5.439
9
0.751
0.897
0.907
1.093
0.848
4.495
10
0.621
0.500
0.613
0.520
0.626
2.881
11
0.490
0.510
0.618
0.917
0.500
3.035
12
1.005
0.910
0.949
1.214
1.452
5.531
13
0.643
0.624
0.589
0.626
0.457
2.940
14
1.155
1.377
0.781
1.036
0.585
4.933
15
1.853
2.801
4.366
2.263
1.054
12.337
16
1.483
1.385
1.310
1.717
0.903
6.798
17
1.125
0.986
1.175
1.241
1.059
5.584
18
1.106
1.280
0.940
1.057
0.757
5.139
Tabla VI Concentraciones de Nitratos obtenidas en los muestreos en Cimav.
No. de muestreo
Concentración en promedio de nitratos en Aire (µ
µg/m3) por tamaños
de los muestreos en el Cimav
Conc. de Nitratos
Totales por muestreo
(µg/m3)
Tamaño
Corte 1
Corte 2
Corte 3
Corte 4
Corte 5
1
1.121
1.256
0.930
1.351
0.753
5.409
4
0.738
0.710
0.857
1.010
0.564
3.879
6
0.623
0.805
0.648
0.732
0.593
3.400
8
0.489
0.534
0.529
1.036
0.520
3.108
14
0.651
1.177
0.790
1.143
0.592
4.353
18
0.533
1.253
0.715
0.636
0.584
3.643
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AFECTACIONES AMBIENTALES CAUSADAS POR EL
APROVECHAMIENTO DEL GAS NATURAL
M. T. Leal-Ascencio1, S. Miranda1 Y E. Otazo2
1 Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, Paseo Cuauhnahuac 8532, Jiutepec, Mor. México. Tel: +52 7773293623,
e-mail: [email protected]; 2 Centro de Investigaciones Químicas, Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo
RESUMEN. El petróleo es la fuente de energía más
crítica en el mundo. Tanto el consumo como la
industrialización
en
el
mundo
crecen
continuamente, a través del uso de petróleo y gas
natural, con más del 50% del consumo de energía
proveniente de esta fuente.
Las reservas de
petróleo en el año 2000 fueron de 7.1% en Africa,,
4.2% en Asia del Pacífico, 1.8% en Europa, 6.2%
en la antigua Unión Soviética, 65.3% en el Oriente
Medio, 6.2% en Norteamérica y 9.1% en Centro y
Sud América. Si bien solo 40$ de la energía
consumida en el mundo proviene del petróleo, hay
países con una fuete dependencia hacia este
combustible, especialmente los Estados Unidos. Las
áreas productoras han recibido junto con un flujo
económico muy beneficioso, impactos ambientales
negativos. Los daños ambientales más importantes
que han sido reportados como causa directa de la
explotación de petróleo y gas son deforestación,
ruido, erosión de suelos, pérdida de biodiversidad,
estancamiento de agua, contaminación de ríos,
lagos y estuarios, filtración de tóxicos a suelo y
agua subterránea, contaminación de aire por
combustión de excedentes de gas, contaminación de
suelo por fugas y derrames, inundación de pozas de
retención de hidrocarburos, contaminación de
suelo y ríos por fluidos y lodos de perforación.
También se han reportado daños a la salud a causa
de la explotación, industrialización y consume del
petróleo y gas natural, como consecuencia de
accidentes, derrames, fugas crónicas, trabajadores
expuestos, comunidades indígenas, sociedades
urbanas, efectos crónicos y agudos, así como
efectos por exposición a corto y mediano plazo y
transferencia de contaminantes en la red
alimenticia. En México se han reportado impactos
importantes y generación de pasivos sociales y
ambientales de consideración, especialmente en el
sur del país. Hay evidencia de desequilibrios
socioeconómicos intra-regionales de consideración,
subordinación de los recursos naturales al
desarrollo de actividades de explotación del
petróleo y crisis ecológicas.
Palabras calve: gas natural, contaminación, impactos
sociales y ambientales.
El petróleo es la fuente más crítica de energía en el
mundo. El consumo y la industrialización en el mundo
van en aumento, mediante la utilización de petróleo y
gas natural, con más de 50% de la energía utilizada
proveniente de estos productos. Las reservas petroleras
probadas en el año 2000 se distribuían en 7.1% para
África, 4.2% para Asia Pacífico, 1.8% en Europa,
6.2% en la antigua Unión Soviética, 65.3% en el
Oriente Medio, 6.2% en Norte América y 9.1 en
América Central y Sur, donde se encuentra México. Se
tienen registrados 2146 sitios de perforación
mundialmente, de éstos 44 estaciones de perforación
las tiene México, con 38 de ellas en zona terrestre y 6
en zona marina (Epstein y Selber, 2002).
Si bien el 40% de la energía consumida mundialmente
proviene del petróleo, hay países con una fuerte
dependencia. Estados Unidos obtiene 85% de la
energía que consume de este combustible. Este país
utiliza 25% del la producción mundial de
hidrocarburos, lo que en 2005 representó 19,650,000
barriles/día. Le sigue en importancia Japón con
5,290,000 barriles diarios y China con 4,975,000.
México es el 13º consumidor en el mundo y requiere
diariamente 1,507,000 barriles. Si bien en 2002 se
calculó que las reservas alcanzarán para 40 años, en
los años recientes China ha incrementado su consumo
más allá de los cálculos efectuados en ese año (OPEP,
2006).
Solo o asociado a la explotación del petróleo, se extrae
gas natural. Éste es una mezcla compleja de
componentes muy diversos. Entre los más importantes
se encuentran metano, que es su componente principal,
etano, propano y butanos, hidrocarburos pesados y
aromáticos, agua, ácido sulfhídrico, mercaptanos,
sulfuros, COS/bisulfuro de carbono, dióxido de
carbono, nitrógeno, sólidos, algunos metales, entre
ellos mercurio, amoniaco, cianuros, ácidos orgánicos
(Klinkenbijl et al., 1999; Daiminger y Lind, 2004).
Antes de llegar al mercado se le somete a diversos
procesos para que cumpla con las especificaciones
necesarias para su uso. Los tratamientos a los cuales se
somete el gas depende de la composición, presión,
temperatura,
naturaleza
de
las
impurezas,
especificaciones deseadas, relación CO2:H2S, tipo de
mezcla, etc. La selección de los procesos se basa en
los costos, confiabilidad, versatilidad y exigencias
ambientales (Rameshni, 2000; Ecker y Winter, 2000;
Korens et al., 2002).
INTRODUCCIÓN
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37
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Generalmente el gas requiere de tratamiento y el
principal es el endulzamiento, nombre por el cual se
conoce al proceso de remoción de sulfuros, mismos
que se remueven debido a que son tóxicos y
corrosivos. Para el endulzamiento se utilizan procesos
químicos o físicos. En la generalidad de los casos se
utiliza
monoetanolamina,
dietanolamina,
diglicolamina o metildietanolamina como solventes o
por oxidación extrema o combinación de estos
procesos (Rameshni, 2000).
En los campos de producción de las plataformas
marinas, el petróleo es bombeado o transportado por
barco a las terminales en tierra. En la plataforma de
producción o en este sitio se separa el gas del petróleo
y de aquí el gas es bombeado a los complejos
procesadores de gas, donde es tratado, acondicionado
para su uso y bombeado para su distribución o vendido
a granel en terminales de distribución. Por demanda de
producción, problemas técnicos o sobreproducción, el
gas puede ser enviado a diversas terminales o variar la
calidad del gas que arriba a los complejos para su
tratamiento.
Producción en México
La producción de gas natural se incrementó 6% de
2004 a 2005 al pasar a 4,839 millones de pies cúbicos
por día, de los cuales 2,945 corresponden a gas
asociado a petróleo y el restante a gas no asociado. La
producción del gas no asociado se incrementó 20%
con respecto al año anterior como consecuencia de la
incorporación de nuevos pozos de desarrollo y al
mejoramiento de la infraestructura en las cuencas
productoras de Burgos y Veracruz. La producción del
gas asociado disminuyó debido a que el complejo
Muspac disminuyó su rendimiento. En el año 2005 se
incineró el 4.9% de la producción de gas natural, lo
que representa 237 millones de pies cúbicos. El gas
natural incinerado en las plantas genera lluvia ácida
pues los quemadores no tienen remoción de óxidos de
nitrógeno o azufre, lo que es vertido a la atmósfera sin
control. Esto representa un incremento de 30% con
respecto al año 2004. Esto se debió a trabajos de
mantenimiento del gasoducto de 48 pulgadas de la
Terminal Marina Dos Bocas, Tabasco a las
instalaciones de Nuevo Pemex. El procesado o
endulzado de gas se incrementó en 6%, dado que
entraron en operación dos plantas modulares
criogénicas en Burgos. La planta de recuperación de
azufre de la Cangrejera, Ver., inició operaciones en
agosto de 2005, lo que incrementó la capacidad de
endulzamiento de gas de PEMEX en la región sureste
(Pemex, 2005).
Los diversos Complejos Procesadores de Gas de
PEMEX utilizan diversos procesos para el tratamiento
del gas. Algunos de ellos aplican el proceso
combinado de absorción con amina y oxidación
directa. La absorción con amina es altamente selectiva
con un disolvente con base en monodietanolamina. La
oxidación directa tiene una eficiencia mayor a 99%
debido a que se utilizan catalizadores para lograr una
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mayor eficiencia (Eow, 2004; Hatcher et al, 1998).
Las aguas residuales generadas pueden contener
residuos de aminas y compuestos parcialmente
reducidos. Si bien los complejos tienen tratamiento de
sus aguas residuales, no se comprueba la eficiencia de
remoción de estos residuos y se desconoce el impacto
que ejercen en los cuerpos de agua al que vierten.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La exploración en busca de petróleo se realiza con
técnicas sofisticadas de detección con uso de
aeroplanos, satélites, radares, imágenes infrarrojo,
receptores de frecuencia de microondas para
identificar áreas de yacimientos y otros. Varias de
estas técnicas no son invasivas y ha reducido el
impacto ambiental potencial por esta actividad. Sin
embargo hay un 40% de la actividad que genera
efectos ambientales negativos que son cruciales y
siguen realizándose. Esta actividad incluye perforación
de pozos, por lo que los impactos deletéreos están
relacionados a lodos, fluidos y cortes de perforación,
mismos que con frecuencia son abandonados en el
sitio sin tratamiento. Los lodos crean estancamiento en
aguas y represas, incremento en la concentración de
materiales radioactivos, contaminación de las aguas de
los ríos, lagunas y esteros con desechos químicos,
crudo y desechos domésticos de los campamentos,
filtración de tóxicos a través del suelo y por
consiguiente contaminación de aguas freáticas o del
subsuelo (Global Exhcange, 1996; INE, 1998; Epstein
y Selber, 2002). También se ha demostrado reducción
del crecimiento plantar, reducción de la fertilidad por
salinidad y elevación de la concentración de algunos
metales como zinc, cromo, cobre y plomo en los
suelos impactados por lodos de perforación (Global
Exchange, 1996; Kinigoma, 2001).
Algunas veces la exploración requiere el uso de
explosivos sub-superficiales para estudios sísmicos
tridimensionales. La exploración de petróleo hace uso
de equipo muy pesado y voluminoso, de tal manera
que
acarrea
ocasionalmente
deforestación,
fragmentación de hábitat, irrupción de ecosistemas,
introducción de enfermedades infecciosas a población
sin defensas, ruido, emersión de nuevas enfermedades
y choque cultural (Global Exchange, 1996; San
Sebastián et al., 2001; Epstein y Selber, 2002). Si
durante la exploración se obtienen crudo y gas, se
almacena el crudo en pozas someras que con
frecuencia se incineran, adicional a la quema constante
de gas, que no puede ser utilizado por lo precario de la
infraestructura. La quema genera reducción en la
calidad del aire, morbilidad y mortalidad de aves y
mamíferos y contaminación de suelos. Las pozas
pueden desbordarse por lluvia que arrastra sustancias
tóxicas a suelos y ríos (Obire y Amusan, 2003; AcuñaGonzález et al., 2004)
Una vez que se detecta petróleo y gas, el desarrollo
comienza con la perforación de uno o más pozos en el
mismo yacimiento. En esta etapa se producen nuevos
lodos de perforación, petróleo, gas y aguas de
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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38
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
perforación o aguas congénitas. Se utilizan grandes
cantidades de agua para los procesos, que son
descargadas con o sin tratamiento. La extracción
excesiva de agua superficial puede generar pérdida de
especies de invertebrados y peces, mientras que si es
agua subterránea, las implicaciones de la
sobreexplotación son de largo plazo para ecosistemas,
actividades agrícolas y la población local. Los
desechos se depositan con frecuencia en lagunas de
tierra, de donde son eliminados al medio ambiente
directamente, se vierte a suelo o ríos por
desbordamiento en las lluvias o permanecen sin
tratamiento por tiempo indefinido (UNEP, 1997;
World Bank, 1998; Hurtig y San Sebastián, 2004). Si
el pozo petrolero es rentable, comienza la fase de
producción. En esta fase, el petróleo se extrae
mezclado con agua de la formación y gas, los cuales
son separados en instalaciones denominadas baterías
de separadores. En estas instalaciones, se generan
desechos tóxicos sólidos o líquidos que se depositan
con o sin tratamiento en lagunas de tierra, nuevamente.
Por otro lado, el agua de formación contiene
generalmente hidrocarburos aromáticos volátiles y una
variedad muy amplia de compuestos potencialmente
tóxicos. Provenientes de la separación se genera gas
natural. Si no hay un uso para este combustible, el gas
es quemado sin tratamiento, sin control de emisiones o
de temperatura. Adicionalmente, se genera
contaminación al aire proveniente de la evaporación
de los hidrocarburos de las lagunas o de derrames
accidentales o fortuitos de petróleo (Evans et al.,
1988). En la Amazonia se ha estimado que los más de
300 pozos de producción existentes generan más de 24
millones de litros de desechos tóxicos que se depositan
en el medio ambiente cada año. Adicionalmente se dan
escapes o derrames de pozos y tanques, que también
son frecuentes. El gobierno ecuatoriano calculó en
1989, que se generaban derrames de las líneas de flujo
por un monto no menor a 80,000 litros de petróleo
cada dos semanas (DGMA, 1989). Las estructuras de
perforación, cortes de lodos, descargas lodosas, islas
artificiales y ductos impactan negativamente en el
hábitat costero. En ciertos casos se ha demostrado que
la introducción de ductos incrementa la probabilidad
de intrusión de agua marina en ecosistemas estuarinos
y en otros casos las perturbaciones afectan las
condiciones de vida de comunidades bénticas, peces,
aves, mamíferos y tortugas (Boesch y Rabalais, 1987).
En otros renglones, se ha demostrado disminución de
la tasa fitoplanctónica, respuestas fisiológicas,
bioquímicas y conductuales, así como alteraciones en
la dinámica poblacional, y alteraciones en la estructura
y dinámica del ecosistema a nivel comunidad (GarcíaCuéllar et al., 2004).
Un problema particular y muy dañino de la
exploración y explotación petrolera es el manejo
inadecuado del agua de formación o congénita. El
término se refiere al agua que está asociada al petróleo
dentro del yacimiento y se extrae junto con el petróleo.
Si bien es posible técnicamente la reinyección de agua
congénita a los pozos de los cuales se extrajo, no
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
siempre se realiza esta labor. En algunas ocasiones se
inyecta agua al yacimiento para favorecer la
extracción de petróleo, el agua se mezcla y
ocasionalmente regresa a la superficie. Esa agua
genera graves impactos ambientales en los cuerpos de
agua y depósitos naturales por el alto contenido de
sales que contiene. Se ha reportado incluso graves
daños en sistemas estuarinos, donde es usual la
presencia de salinidad y efectos hormonales por la
presencia de hidrocarburos polinucleares. En Texas y
Louisiana se demostraron cambios en comunidades
estuarinas bénticas causadas por las concentraciones
de hidrocarburos aromáticos polinucleares en
sedimentos (Comité de Petróleo en el Mar, 2003;
Meier et al., 2002). En Noruega, a pesar del gran
cuidado ambiental que tiene esta nación sólo 14 % del
agua generada fue reinyectada a los yacimientos en
2003. El agua restante fue descargada al mar, lo que se
calculó en ese año en 2200 toneladas (Kinn, 1999;
NPCA, 2004). En México, en cuanto al manejo que se
da al agua congénita, ha habido una mejora sustancial
en la paraestatal en los últimos años y como resultado
de ello 88.3% del agua congénita separada se reinyecta
(PEMEX, 2003).
En la fase de producción suelen generarse derrames de
hidrocarburos, fugas de gas, explosiones y accidentes
graves a causa de la naturaleza inflamable del
petróleo. La afectación a la salud de los organismos
vivos ha sido muy documentada, especialmente las
causadas por derrames accidentales de hidrocarburos,
muy comunes en el océano. En especies acuáticas se
ha documentado disminución de la actividad natatoria,
expansión y rigidez en estructuras morfológicas,
retrasos en la muda de estructuras, ausencia de latido
cardiaco, fallas en la natación y problemas de
movilidad (Amin y Comoglio, 2002). En mamíferos
pelágicos y costeros se ha reportado que debido al
cambio en las propiedades de aislamiento del pelaje,
decrece el desempeño para alimentarse, disminuye la
disponibilidad de presas, hay absorción directa de
hidrocarburos, bioacumulación de algunos elementos
como vanadio, menor sobrevivencia, tanto en
organismos jóvenes como adultos, siendo que la
recuperación puede darse hasta varios años después
del evento de contaminación (Monson, et al., 2000;
Chiffoleau et al., 2004; Ridoux, et al., 2004).
A nivel de ecosistema las consecuencias persisten más
allá de una década por medio de exposición biológica,
impacto poblacional a especies relacionadas
cercanamente con los sedimentos superficiales,
impactos poblacionales por dosis subletales, efectos en
salud, crecimiento, reproducción y efectos indirectos a
nivel trófico y de interacción en cascada, más allá de
la fase de mortalidad aguda (Peterson et al., 2003). Se
ha establecido una clara influencia de los
hidrocarburos de petróleo a la fisiología, salud,
crecimiento y reproducción de especies como
lenguado, con factores de menor condición y
crecimiento somático como indicadores relevantes
(Claireau et al., 2004). En bacalao se ha detectado
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
reducción del poder reproductivo por retraso en la
deposición de huevos en hembras y de capacidad de
fertilización en machos (Meier et al., 2002). En el caso
de mamíferos que se alimentan de moluscos que
contiene HPA’s se demostró daño hepático que
permanece estable a pesar de que continúe la
exposición a los contaminantes (Lèmiere et al., 2004).
En larvas de moluscos se ha demostrado que en
ambientes fríos son más sensibles a la contaminación
por petróleo debido a que las fracciones solubles
permanecen más tiempo. Se presentan efectos
subletales como disminución de actividad motora,
expansión del caparazón y rigidez del abdomen que
origina el retraso en la muda, menor sobrevivencia,
ausencia de latido cardíaco, fallas en la natación,
problemas de movilidad (Amin y Comoglio, 2002).
Cuando se presenta una combustión del petróleo
derramado las consecuencias son muy diferentes, pero
no menos importantes. Los contaminantes presentes
son compuestos orgánicos volátiles, óxidos de
nitrógeno, óxidos de azufre, plomo, CO, materia
particulada y algunos residuos de hidrocarburos
aromáticos
polinucleares.
Los
hidrocarburos
poliaromáticos conservan la misma concentración en
el humo que en el producto original, pero con mayor
contenido de los hidrocarburos más pesados como
benzo (a) pireno, uno de los más tóxicos. Las
consecuencias se asemejan a las generadas por el uso
de los hidrocarburos mismos en la contaminación del
aire (Cifuentes et al., 2001). En plantas se generan
manchas, áreas pigmentadas, daño plantar, clorosis,
necrosis, reducción de productividad (Brunekreef et
al., 2000). En humanos las consecuencias de la
exposición a aire contaminado por quema de
hidrocarburos son asma, enfermedades respiratorias,
reducción de la función pulmonar, cáncer pulmonar,
incremento en la mortalidad y daño alveolar
(Brunekreef et al., 1997; Epstein y Selber, 2002).
Una consecuencia grave relacionada es la lluvia ácida
causada por la hidratación de los óxidos de nitrógeno y
azufre. Tanto los hidrocarburos como el gas natural
generan lluvia ácida, con variaciones relacionadas
directamente a la calidad de los combustibles. La
lluvia ácida genera una lixiviación de cationes del
suelo, incremento de la acidez, deficiencia de
minerales y nutrientes, movilización de aluminio lo
que se traduce en daño vegetal por reducción de la
disponibilidad de calcio lo que finalmente lleva a
muerte arbórea (Anderson, 1988; Alveteg, 1998). En
los cuerpos de agua donde se da la precipitación de
lluvia ácida puede presentarse como consecuencia de
la acidificación del agua, contaminación con aluminio
y nitrato, pérdida de especies de peces, mortalidad,
migración y falla reproductiva en los mismos (Baker et
al., 1996; Rouesch et al., 1997).
Adicionalmente, se ha demostrado el incremento de la
temperatura ambiente, relacionado a la quema de
combustibles fósiles. Los efectos de este fenómeno
aún no se conocen en su totalidad pero se ha generado
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
reducción de glaciares. Los impactos de este fenómeno
son afectación a los sistemas sociales y ecológicos,
expansión de la intensidad y amplitud de
enfermedades infecciosas, prolongación de sequías,
cambio en los patrones de lluvia, deforestación,
pérdida de humedales costeros; cambios en la
calendarización de los eventos biológicos, cambio en
patrones de migración, cambios en distribución de
plantas y animales, cambio en tamaño de especies,
entre otros (Gitay et al., 2002).
En países donde la exploración y explotación adolecen
de fallas en la regulación, se han presentado
consecuencias de la contaminación mucho mayores
que en sitios donde se siguen los procedimientos
recomendados. Se ha calculado que la contaminación
generada por fugas crónicas en los sistemas de
conducción del petróleo es mucho mayor que la
generada por accidentes espectaculares en zonas
costeras. Sin embargo, los primeros permanecen sin
detección, vigilancia o reporte mientras que los
segundos son sucesos que reciben mucha atención del
público en general y de las agencias ambientales (INE,
1995, World Bank, 1998; Epstein y Selber, 2002). En
la población humana, las consecuencias agudas de
exposición a petróleo (sea por derrames o por causa
laboral) varían de dolor de cabeza, ansiedad,
depresión, pobre salud mental, dolor de cabeza,
irritación de ojos y garganta como consecuencia de la
exposición a hidrocarburos (Lyons et al., 1999;
Epstein y Selber, 2002; Porta et al., 2004).
En México se ha reportado para exposición crónica
incidencia elevada de cáncer y leucemia en todos los
grupos de edad en Tabasco, con la mayor incidencia
en relación a la distancia de las instalaciones
petroleras, así como daño genético (Global Exchange,
1996; Cortés-Peñaloza, 1998), que coincide con
reportes de comunidades indígenas de Ecuador (San
Sebastián et al., 2001; Hurtig y San Sebastián, 2004).
Por otro lado, otras afectaciones están referidas a la
introducción de enfermedades venéreas, virales,
parasitarias y bacterianas de resistencia a los
medicamentos comunes, en comunidades que no
reciben una atención adecuada, oportuna ni completa.
Esto ha sido observado en la Amazona peruana y
ecuatoriana, en Nigeria, Nuevo México, Tabasco,
Chiapas y Oaxaca, Burma, entre otros. Finalmente,
otras implicaciones son las violaciones a los derechos
humanos de las comunidades, lo que ha sido reportado
también en diversas sociedades como en Nigeria,
Burma y la Amazonia (Epstein y Selber, 2002).
En México se ha establecido que en 1999 se
derramaron hidrocarburos que representaron 0.3% de
las emisiones y descargas totales. El 56% de este
volumen fue consecuencia de derrames ocurridos en
instalaciones de PEP. En términos de hidrocarburos
líquidos transportados por ductos de tierra, PEP
derramó 14.3 barriles por cada millón de barriles
transportados, mientras que PEMEX Refinación
derramó 17.1 barriles (Ortínez et al., 2003). En 2003
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
PEMEX reportó que se derramaron 9,570 toneladas de
hidrocarburos, se generaron 481,596 toneladas de
residuos peligrosos, descargaron 2,653 toneladas de
contaminantes al agua y 872,657 toneladas fueron
emitidas al aire. En el rubro de fugas y derrames de
hidrocarburos hubo 791 eventos, con una reducción de
52.1% en la cantidad de hidrocarburos derramados.
Sin embargo, el 50% de los eventos de fugas se
presentaron en los sistemas de ductos, especialmente
en la región sureste del país. En cuanto a los residuos
peligrosos, la generación se incrementó de 2002 a
2003 en 25.3%, siendo el 76.6% de los residuos
recortes de perforación, 6.2% aceite gastado y 5.3%
lodos aceitosos. En cuanto a las descargas de agua
residual se descargaron 303 toneladas de grasas y
aceites, 1,841 toneladas de sólidos suspendidos, 469
toneladas de nitrógeno y 40 toneladas de otros
contaminantes entre los que se incluyen sulfuros,
fenoles, metales pesados y cianuros. Las emisiones a
la atmósfera son las más cuantiosas con 872,657
toneladas (PEMEX, 2003).
CONCLUSIONES
El desarrollo de la industria petrolera ha generado en
el país 130,000 millones de dólares a cambio de graves
desequilibrios
socioeconómicos
intra-regionales,
desarrollo de la industria petrolera mediante
subordinación de los recursos naturales y de otras
actividades económicas. Las afectaciones en los
recursos naturales por la industria petrolera se generan
en todas las fases de la industria petrolera, ya sea
exploración terrestre o marina, extracción terrestre o
marina,
refinación,
petroquímica,
transporte,
distribución y almacenamiento, comercialización y
ventas, y finalmente. En México se generaron pasivos
ambientales de consideración, sobre todo en el sureste
del país. La explotación de yacimientos petrolíferos en
formaciones geológicas con contenido de azufre llevó
a daños visibles, que aún ahora son palpables. Se
descargaron al ambiente en las zonas pantanosas de
Veracruz y Tabasco incalculables cantidades de agua
salada (de formación o congénita), residuos de aceite y
se quemaron toneladas de gas asociado. La extracción
del petróleo se llevó a cabo en épocas pasadas en
condiciones de poca regulación que generaron pasivos
ambientales de consideración (I. de Geografía, 2000;
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EFECTOS DEL MANEJO AMBIENTAL EN EL LAGO CRÁTER
“LOS ESPINOS”
1
Martha Beatriz Rendón López, Margarita Jaqueline Rendón López y Arturo Chacón Torres
Instituto de Investigaciones sobre los Recursos Naturales (INIRENA-UMSNH) Tanganxoan 159 Tel (443) 324-1394.
Col Félix Ireta, Morelia, Michoacán. Cp. 58070. [email protected]
1
RESUMEN
con el método de acetona acidificada y sólidos
El estado se caracteriza geológicamente como tecto-
suspendidos
volcánica; la zona norte de Michoacán esta
determino turbidez con un turbidimetro Hach y
dominada por fosas tectónicas que interactúan con
perfil de temperatura en la columna de agua. Los
los volcanes del cinturón volcánico mexicano. Esta
resultados indican que el cono interno de cráter
dinámica geológica favorece el origen de diversos
tiene pendiente del 60%, considerando esta como
sistemas acuáticos, como es el lago cráter Los
altamente pronunciada, el lago tiene un área de
Espinos, que por su importancia hidrológica y su
8.83ha, que comparada con otros lagos cráter como
belleza escénica fue declarado como Área Natural
el de Alchichica (181ha), La Preciosa (780ha) y el
Protegida (ANP) para la conservación y protección
cráter del Sol (24ha), este lago es de los más
de los recursos naturales, los cuales han sidos
pequeños en el territorio nacional. El lago de Los
presionados por el hombre, se establecen normas y
Espinos posee una forma ligeramente convexa
lineamientos para la administración, elaboración y
identificandolo como un lago tipo “micro”. Su
ejecución de Programas de Manejo del ANP. Sin
desarrollo de línea de costa es circular, con
embargo, para un plan de manejo adecuado, es
profundidad máxima de 31.5m al SE del vaso y un
necesario conocer las relaciones estructurales y
volumen de 1´862, 729.31m3. la zona eufótica es de
con
el
método
gavimétrico.
Se
funcionales de cada unidad que conforma ésta
zona, dado que el estudio técnico justificativo no
11.19m,
lo
que
presenta información sobre el lago cráter, para un
profundidad
manejo ambiental adecuado, éste trabajo tiene por
productividad primaria. Comparando el lago
objetivo evaluar características morfométricas,
cráter de los Espinos con el Lago de Zirahuén y
óptica, y características físicas del lago. Aportar
lago de Pátzcuaro éste lago se coloca entre los lagos
conocimientos y ofrecer bases para estrategias de
transparentes del Estado de Michoacán. La
conservación, manejo y restauración de éste
concentración
ecosistema. El trabajo se desarrollo en el lago
16.36mg/L y la clorofila a es de 2.2 ambos afectan
cráter “los Espinos”, de Villa Jiménez, Michoacán,
la transparencia. El lago cráter “Los Espinos” es
en donde se realizo un levantamiento topográfico
uno de los mas conservados sin embargo se deben
del cono interno y espejo de agua con una estación
considerar los resultados en el manejo de este
total, evaluando las características morfométricas y
ecosistema, actualmente se observa un deterioro en
batimétricas del lago utilizando ecosonda satelital.
la transparencia dado por un aumento por acarreo
Estableciendo tres estaciones de muestreo tomando
de sólidos suspendidos. Por lo tanto se requiere una
lecturas de temperatura, conductividad y pH con
adecuación al plan de manejo.
total
de
significa
un
para
los
sólidos
38.9%
de
procesos
suspendidos
es
la
de
de
un potenciometro (PC-18), así como penetración de
luz a diferentes profundidades determinando el
Palabras clave. Lagos cráter, morfometria, óptica,
coeficiente horizontal y vertical de luz, así como
area natural protegida/ Crater lake, morphometry,
zona fótica. Se analizo concentración de clorofila
optica, protected natural area.
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propuestas y lineamientos para uso sustentable,
además de ofrecer a la comunidad académica bases y
INTRODUCCION
Naturales
conocimiento más profundo de las características
Protegidas, surge de la inquietud de conservar espacios
físicas de los lagos cráter en el estado de Michoacán,
por algún aspecto relevante, como
de tal forma que aunado con proyectos integrales
La
necesidad
de
establecer
Áreas
la complejidad
biológica, su belleza escénica, su valor histórico, y
puedan
para proteger estas áreas del deterioro ambiental, estas
indicadores ecológicos para la conservación, manejo y
ANP´s son sumamente útiles se contempla que con
restauración ecológica de estos antiguos e importantes
estas áreas en donde se conserve la biodiversidad, los
ecosistemas lacustres, por lo que se realizó un
bienes y servicios ambientales como la captación de
reconocimiento limnológico del lago cráter Alberca
aguas e infiltración de estas, la regulación térmica
Los Espinos con una evaluación física que incluyó la
entre otros.
descripción morfometrica del vaso lacustre, la
Los lagos cráter han llamado la atención a la
evaluación de los atributos ópticos del medio acuático
comunidad
y características físicas del lago como turbidez, color y
científica
por
sus
características
particulares, estos son de gran importancia ya que
servir
para
determinar
o
desarrollar
conductividad
constituyen unidades geográficas que se originan de
acuerdo a condiciones físicas y geográficas de la
MATERIAL Y MÉTODO.
región y que por lo general contienen una diversidad
El lago cráter “los Espinos” se ubica en el municipio
biológica nativa e incluso endémica.
de Jiménez localizado al norte del estado de
En Michoacán destacan el lágo cráter Los Espinos en
Michoacán entre las coordenadas x= 212245, y=
el municipio de Jiménez, La Alberca en Tacámbaro y
2205060, a una distancia de 97 km de la capital del
La Alberca de Teremendo, en el municipio de Morelia.
estado, dentro del cerro denominado “Hoya de los
Los lagos cráter presentan una falta de conocimiento
Espinos” este volcán inactivo se encuentra “el lago
en cuanto a sus características limnológicas.
cráter los Espinos”, el área de estudio se localiza en la
Por lo anterior, la cuenca del lago cráter los Espinos en
zona UTM 14 con coordenadas min x=209414,
el municipio de Jiménez se ha declarado como reserva
máximas x=211694, y mínimas en y=2202560,
natural protegida por la Secretaria de Urbanismo y
máximas en y= 2205032. a una altitud de 1982 msnm
Medio Ambiente del Estado de Michoacán el 14 de
(Fig. 1.)
marzo del 2003 debido a sus características naturales
únicas y el interés de la población del municipio de
Jiménez de conservar este recurso hídrico, ya que es
considerada como una zona captadora de lluvias que
permite la infiltración y recarga de los manantiales
aledaños al lugar.
A pesar de que en el decreto se establece que al año de
este se tenga un programa adecuado de manejo para
esta, no se ha incluido en el estudio técnico
justificativo las características especificas de este lago
cráter así como no conoce con exactitud su relaciones
estructurales y funcionales, por lo tanto el presente
Figura 1. Localización del Lago cráter los Espinos.
proyecto tiene la intención de aportar una serie de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Para determinar la morfometría de la presa se
Underwater Irradiameter No. 268WA310). (Chacón,
elaborará un mapa a una escala 1:25,000 a partir de
1993). En forma simultánea se tomaron lecturas del
fuentes cartográficas y fotografías aéreas verificadas
disco de Secchi.
en campo. Para el estudio batimétrico se utilizo una
ecosonda
graficadora
se
RESULTADOS Y DISCUSIONES.
y
Los resultados indican que el cono interno de cráter
batímétricos de acuerdo a los criterios propuestos por
tiene una pendiente del 60%, por lo tanto es una
Hakanson (1981).
Además se establecieron tres
pendiente altamente pronunciada, mientras que el lago
estaciones de muestreo dos en la zona lateales y otra
tiene un área de 8.83ha, que comparada con otros
en el centro del cuerpo de agua, donde se colectaron
lagos cráter como el de Alchichica (181ha), La
muestras de agua en la superficie a 10 metros y 10cm
Preciosa (780ha) y el cráter del Sol (24ha), y el lago la
antes del fondo lacustre con ayuda de una botella Van-
Alberca de Tacambaro (12.2ha), este lago es de los
Dorn horizontal con capacidad de 2m.
más pequeños en el territorio nacional. El lago de Los
determinaron
los
marca
parámetros
“Furuno”,
y
morfométricos
Espinos posee una forma ligeramente convexa y se
En campo se tomaron lecturas de temperatura,
identifica como un lago del tipo “micro”. Su desarrollo
conductividad,
un
de línea de costa es circular, con una profundidad
potenciometro Conductronic PC18, así como lecturas
potencial
de
hidrógeno
con
máxima de 31.5m al SE del vaso y un volumen de
de oxígeno disuelto con un oximetro marca Yellow
1´862, 729.31m3 (Tabla 1).
Spring.
Las muestras se colocarán en contenedores de plástico,
y se transportaran en frío para determinar alcalinidad,
dureza
total, dureza de calcio con el método
titrimétrico, y dureza de magnesio, además de la
Tabla 1 Valores morfométricos del lago cráter los
determinar
Espinos
sólidos
sedimentables
y
sólidos
suspendidos con el método gravimétrico. Así mismo
Área del lago (ha)
8.8
se determinó clorofila-a por el método de acetona-
Línea de costa (Km)
1.089
alcalinizada al 90%. Para el análisis de nutrientes se
Profundidad máxima del lago (m)
31.5
determinó la concentración de fosforo total y
Profundidad media del lago
20.73
ortofosfato, además de nitritos y nitratos por técnicas
Cociente entre las profundidades media
0.66
espectrofotométicas
y máxima del lago (m)
con
ayuda
de
un
espectrofotometro lamba 10 con curvas de calibración
previamente realizadas.
diferentes profundidades de transmitancia de luz se
empleando
21.5
3
Los registros de luz fueron obtenidos con lecturas a
registro
Profundidad mediana (m)
un
transmisómetro
digital
(Kahlsico Digital in-situ transmítanse meter No.
269WA170) con 1.0m de distancia máxima entre la
lámpara de luz y la fotocelda, y registros de atenuación
Volumen del lago (Mm )
1.831
Longitud máxima (m)
379.47
Longitud máxima efectiva (m)
373.00
Ancho máximo (m)
307.66
Índice de desarrollo de costa
0.359
Desarrollo de volumen, adimensional
4.558
Pendiente
60%
de irradiación solar bajo el agua e irradiación solar
ambiental se empleo un irradiámetro (Kahlsico
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Se estima que la zona eufórica es de 11.19m, lo que
Nitratos (mg/L)
Nitritos (mg/L)
significa un 38.9% de la profundidad total para los
0.057
0.0089
procesos de productividad primaria (Tabla 2).
La alta concentración de ortofosfato (322.74µg/L) y
Tabla 2 Características ópticas del lago cráter los
Espinos
Variable
Atenuación
de
luz
horizontal
(m-1)
Atenuación
de
luz
vertical
(m-1)
Disco
de
Secchi (m)
C+Kd
(m-1)
Zona
Eufótica
(m)
Eu/SD
promedio
0.27
máximo
0.52
mínimo
0.02
fosfato (539 µg/L) total en este lago se presenta en la
zona profunda donde existe anoxia y una posible
liberación de nutrientes.
CONCLUSIONES.
El lago cráter “Los Espinos” es
2.4
4.4
0.08
uno de los mas
conservados sin embargo se deben considerar los
resultados en el manejo de este ecosistema, ya que
actualmente
4.54
6.3
3.3
2.67
4.92
0.1
8
12
5.5
2
2.8
1.5
se
observa
un
deterioro
en
la
transparencia dado por un aumento por acarreo de
sólidos suspendidos. Por lo tanto se requiere una
adecuación al plan de manejo actual.
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos al Consejo de Planeación por lo
Comparando el lago cráter de los Espinos con el Lago
propietarios del ANP Los Espinos del Municipio de
de Zirahuén y lago de Pátzcuaro éste lago se coloca
Villa Jiménez por el total apoyo a la realización de
entre los lagos transparentes del Estado de Michoacán.
este proyecto de investigador brindado a través de la
El lago cráter de los Espinos de acuerdo a su pH es
Lic. Amalia Vázquez.
ligeramente alcalino, La concentración de sólidos
REFERENCIAS
suspendidos es de 16.36mg/L y la clorofila a es de 2.2
ambos afectan la transparencia del lago (Tabla 3)
-Alcocer J., Lugo, A., Sánchez, M.R. y Escobar E.
1998. Isabela Crater-Lake: a Mexican insular saline
lake. Hidrobiología. 381: 1-7.
-Chacón, T.A. 1993 Patzcuaro un lago Amenazado
Tabla 3. Valores físico- químicos
Bosquejo Limnologico. Ed. Universidad Michoacana
Temperatura (°C)
Turbidez (UTN)
Potencial de Hidrógeno
Conductividad (µS/cm)
Alcalinidad Total (mg/L)
Dureza Total (mg/L)
Dureza Ca (mg/L)
Dureza Mg (mg/L)
Oxígeno (mg/L)
Sólidos suspendidos (mg/L)
Sólidos sedimentables (ml/L)
Clorofila (mg/m3)
Ortofosfato (µg/L)
Fosfato Total (µg/L)
14.66
1
8.26
119.65
171.15
242
56.73
24.37
2.05
1.68
0.10
1.54
322.74
539.00
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
de San Nicolas de Hidalgo, Michoacán, Mexico. 144.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
INVESTIGACIÓN DE LOS PATRONES METEOROLÓGICO-CLIMÁTICOS Y
LOS PATRONES DE CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA DE LA ZONA
METROPOLITANA DE GUADALAJARA.
A. Figueroa-Montaño1, I. Tereshchenko1, A. Filonov1, M.G. Orozco-Medina2,
Departamento de Física, CUCEI1 y Departamento de Ciencias Ambientales, CUCBA2,Universidad de
Guadalajara. Av. Revolución 1500. S.R. Guadalajara, Jalisco. [email protected].
Resumen: El trabajo presenta los resultados de
la investigación de los patrones meteorológicos
(temperatura del aire, humedad relativa,
dirección y velocidad del viento) y de
contaminación atmosférica (PM10, O3, CO, NO2,
y SO2) de la Zona Metropolitana de Guadalajara
en base a la Red Automática de Monitoreo
Atmosférico. El periodo analizado es enero
1994-diciembre 2004. El propósito de la
investigación es estudiar la distribución
temporal y espacial de los parámetros
meteorológicos y contaminantes, además de
encontrar períodos de variación mediante el
análisis espectral. Los resultados destacan la
escasa capacidad ventilatoria, 61% de la
magnitud promedio del viento es menor a 2.5
m/s, con un gran potencial de acumulación de
contaminantes. El análisis espectral sugiere para
las magnitudes meteorológicas; periodicidades
anuales, estacionales, sinópticas y diurnas. Para
los contaminantes, periodos de 5 y 7 días, todos
con un nivel de confianza del 95%. El conocer
los periodos de la variación de las magnitudes
meteorológicas y contaminantes, permite inferir
si existe un problema de deterioro creciente, o
una mejoría paulatina de la calidad del aire.
Palabras clave: Contaminantes criterio, análisis
espectral.
INTRODUCCIÓN
La contaminación atmosférica en los ambientes
urbanos en las grandes ciudades de México se
percibe desde hace algún tiempo como un
problema serio, llevando algunas de las
metrópolis como la ciudad de México a
implantar regulaciones de restricción de uso de
vehículos automotores, y para la ZMG
programas de afinación controlada y
reestructuración de las paradas del transporte
urbano a fin de reducir las emisiones. Las
emisiones anuales de contaminantes en el país
son superiores a 16 millones de toneladas, de las
cuales el 75 % es de origen vehicular. De las
emisiones anuales, el 23.6% se generan en la
Ciudad de México, el 3.4% en Guadalajara y el
3 % en Monterrey. Los otros centros
industriales del país generan el 70% restante
(SIMA, 2001).
La contaminación atmosférica en la ZMG ha
sido poco estudiada. Los primeros intentos por
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
analizar los contaminantes en la atmósfera
datan de los años 70s, cuando se instala una red
manual. Sin embargo, los estudios más recientes
de contaminación del aire inician a principios de
los 90s, cuando la RAMA inicia sus actividades
de manera regular. Entre algunos de los
trabajos, se encuentra la investigación de las
elevadas concentraciones de ozono debido a la
presencia de smog fotoquímico sobre la ZMG
en Octubre de 1996 (Tereshchenko y Filonov,
1997), así como el estudio preliminar de los
altos niveles de ozono y los efectos a la salud de
la población (Tereshchenko y Figueroa, 1999).
También se han realizado estudios de los niveles
de contaminación por medio de modelos
matemáticos (Davydova y Skiba, 1999) y la
dependencia de emisiones industriales con el
viento, que han ayudado a definir el aporte de
contaminantes a cada una de las zonas de la
ZMG (Davydova, 2001). Los estudios mas
recientes abordan el análisis del ozono de
tropósfera (Nájera, 2005), así como otros
aspectos importantes de la contaminación
urbana, como la lluvia ácida (García, 2001 y
2004).
El propósito principal de este trabajo es
investigar la distribución temporal y especial de
las variables meteorológicas y los datos de la
contaminación del aire generados por la RAMA.
Esto es, partiendo de la hipótesis de que el
comportamiento de las variables meteorológicas
juega un papel importante en la acumulación y
dispersión de contaminantes de cualquier
cuenca atmosférica. Así el conocimiento
producto del presente estudio será una valiosa
herramienta de consulta, para el establecimiento
de planes y políticas de mejora mas acertadas de
la calidad del aire.
METODOLOGÍA
Se estudia la distribución temporal y espacial de
algunas variables meteorológicas y los
contaminantes en base a los resultados de la
RAMA de la ZMG, durante el periodo 19942004. La RAMA es operada de manera conjunta
por la Secretaria del Medio Ambiente para el
Desarrollo Sustentable del estado de Jalisco, y
las Direcciones de Ecología de los
Ayuntamientos de Guadalajara, Zapopan,
Tlaquepaque y Tonalá. Entre estos municipios
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
se encuentran distribuidas un total de ocho
estaciones automáticas de las que se obtuvieron
los promedios horarios de los datos
meteorológicos y contaminantes (Figura 1).
Figura 1. Distribución de la Red Automática de
Monitoreo
Atmosférico
en
la
Zona
Metropolitana de Guadalajara.
La ZMG abarca una extensión territorial
superior a los 350 km² donde habita una
población de 3’665,739 habitantes (INEGI,
2002). Se ubica en la porción Suroeste de la
altiplanicie central de México sobre el valle de
Atemajac, a 20°39´54” de latitud
N,
103°18´42” de longitud W; y una altitud de
1,551
msnm.
Importantes
complejos
montañosos circundan la ZMG, los que
constituyen parcialmente una barrera física
natural importante para la dinámica local de los
contaminantes.
Con las bases de datos se formaron arreglos
matriciales de 24 columnas (horas del día) por
4018 filas (total de días de las series de tiempo).
Los datos faltantes de corto periodo se
reconstruyeron con spline cúbico, y para los
huecos mayores se utilizó la metodología de
interpolación climatológica. A las matrices se
aplicó un método de filtración móvil de 15 días,
aunque para el viento por tratarse de una
magnitud vectorial, se aplicaron técnicas del
análisis de vectores descritas en Figueroa 2005.
Respecto al análisis de la frecuencia de
violación de los valores normados de los
contaminantes, se tomó como referencia el
criterio establecido en la NOM respectiva.
Finalmente las técnicas del análisis espectral
involucraron la aplicación de la transformada de
Fourier (TF), la cual es un algoritmo que
transforma una serie del dominio del tiempo, al
dominio de las frecuencias y viceversa. Una
explicación detallada de las técnicas del análisis
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
espectral se presenta en Filonov 1982.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los resultados ponen de manifiesto la escasa
capacidad ventilatoria de la ZMG, donde
predominan los vientos de componente W y E
(Figura 2 a). Los primeros son los de mayor
frecuencia y de baja intensidad (0.56-1.50 m/s,
Figura 2 b) y junto con los periodos de calma;
que en promedio alcanzan periodos hasta de
once horas, afectan de manera significativa la
ventilación de la ciudad. Los segundos son
vientos cálidos y húmedos del E, generalmente
de mayor intensidad y prevalencia durante los
meses de marzo, junio, octubre, y diciembre; en
que la ciudad alcanza su máxima ventilación.
Figura 2. Direcciones mas frecuentes del patrón
de vientos en la ZMG (a), e histograma de las
magnitudes mas frecuentes (b).
Con relación a la distribución espacial y
temporal de la calidad del aire, los resultados
muestran que esta es mayormente impactada por
las partículas y el ozono. Para las partículas el
36 % de los días del año registraron valores por
encima del valor normado (promedio diario ≤
150 µg/m3), y para el ozono después del evento
de 1996 estudiado por Treshckenko et al, 1997,
el porcentaje de violación a la norma (promedio
horario ≤ 0.110 ppm, una vez al año) se ha
mantenido < 5 %. El resto de los contaminantes
estudiados han mantenido el porcentaje de
violación a la norma por debajo del 2 %. Por
zonas la contaminación del aire no se ajusta a
algún patrón específico (Figura 3).
1400
Frecuencia de violación a la norma
MEMORIAS EN EXTENSO
1200
1000
CO
800
NO2
O3
600
PM10
400
200
0
ATM
OBL
LDO
TLA
MIR
AGU
VAL
CEN
Estaciones de la red de monitoreo
Figura 3. Frecuencia de violación a los valores
normados por estación de monitoreo.
En las estaciones de Miravalle, Vallarta y
Centro con mayor frecuencia se rebasó la norma
para ozono. En las partículas resaltó de manera
importante la estación de Miravalle, seguida de
Loma Dorada. Para el monóxido de carbono la
estación de Tlaquepaque, y el bióxido de
nitrógeno las estaciones de las Aguilas y
Vallarta.
La exposición continua a PM10 es un factor de
riesgo importante, pues se ha encontrado que
por cada 10 µg/m3 de incremento al valor
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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49
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
normado, se registra un incremento entre 0.5 %1.6 % en las tasas de mortalidad promedio
diarias de las enfermedades cardio-pulmonares.
Figura 4. Espectros de los periodos de variación
de temperatura, humedad relativa (a), y los
contaminantes criterio (b). La línea vertical
muestra el nivel de confianza.
Los resultados de la aplicación del análisis
espectral de la temperatura y humedad relativa
muestran variaciones diurnas y sus overtones de
12, 8, 6, 4, y 3 horas con un alto nivel de
confianza (Figura 4 a). El pico principal (24
horas) es debido al ciclo diario solar, mientras
que los overtones, se explican en base a la no
linealidad de los procesos. Es decir, el
comportamiento de la marcha estacional de
temperatura y humedad relativa no son
armónicos puros, y por eso el espectro de bajas
frecuencias tiene una forma complicada. Se sabe
también que la complejidad en los espectros es
producto de la superposición de las diferentes
escalas de los procesos meteorológicos, esto es
escalas estacionales hasta climáticas.
Los periodos de variación de los contaminantes
de igual manera muestran picos diurnos y sus
overtones altamente significativos (Figura 4 b).
Aunque también se observaron picos con
periodos de 5 y 7 días, que pueden explicarse en
términos de la dinámica de las actividades que
ocurren en cualquier zona urbana. Esto es, el
pico de 5 días se refiere a los días hábiles de la
semana, y por otro lado, el periodo de 7 días
abarca el fin de semana.
CONCLUSIONES
El análisis de tendencias de la calidad del aire a
lo largo de los años permite inferir si existe un
problema de deterioro creciente, o una mejoría
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
paulatina para cada uno de los contaminantes
estudiados. Estas tendencias constituyen sin
duda el mejor indicador disponible para evaluar
si una ciudad se aproxima, o se aleja de lo que
puede considerarse como sustentable en materia
de calidad del aire.
El estudio también resalta la importancia que
tiene la planificación urbana como una de las
políticas del manejo de la calidad en las
ciudades ambientalmente sustentables, pues se
observó que en toda la RAMA, la estación
Tlaquepaque registró una distribución de las
temperaturas un tanto atípica, esto debido a que
en el entorno urbano las calles son adoquinadas
y estrechas, con escaso arbolado y densa
infraestructura urbana, lo que altera de manera
significativa los mecanismos de absorción y
albedo de las superficies. La intensidad
promedio de los vientos en esta zona junto con
las estaciones de Oblatos y Miravalle apenas
superó los 2.5 m/s. La intensidad de los vientos
distinguen la escasa capacidad ventilatoria y el
gran potencial de acumulación que tienen los
contaminantes en la ZMG, pues el valor
promedio máximo apenas supera los 3.7 m/s; y
de manera general el 61% de los valores de la
magnitud promedio del viento son menores a
2.5 m/s. Además las estaciones de la RAMA
donde de forma más frecuente se violan los
valores normados de partículas, ozono,
monóxido de carbono y bióxido de nitrógeno se
ubican en el Este y Oeste de la ZMG, lo que
coincide con las direcciones más frecuentes
observadas en el patrón de vientos de la
metrópoli.
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos de una forma especial a la
Dirección del Centro de Información
Ambiental, de la Secretaria de Medio Ambiente
para el Desarrollo Sustentable del Estado de
Jalisco, por facilitarnos la información para la
realización del trabajo.
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51
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
DIAGNÓSTICO PARA LA DISPOSICIÓN FINAL DE PILAS EN
LA ZONA METROPOLITANA DEL VALLE DE TOLUCA (ZMVT)
Estelvina Rodríguez Portillo,* Araceli Amaya Chávez, Arturo Colín Cruz.
Universidad Autónoma del Estado de México, Facultad de Química
Paseo Tollocan e/ Colón, Teléfono 017222173890
[email protected]
RESUMEN: El ser humano genera residuos
producto de sus actividades cotidianas, muchos de
los cuales son representan un riesgo a la salud y al
ecosistema. Las pilas son uno de ellos, por lo que
en este trabajo se presenta un diagnóstico para su
disposición final en la ZMVT, identificando como
fuente los tiraderos municipales. La metodología
aplicada nos permitió tener una visión general de
la
situación en la ZMVT. Los resultados
mostraron la probabilidad de la exposición a las
que están sujetas las poblaciones y la necesidad de
plantear sistemas de disposición adecuada para
este tipo de desechos. Por ello, este trabajo
contribuye a adoptar medidas de gestión
ambiental.
Palabras claves: Pilas, Tiradero, Riesgo, ZMVT
INTRODUCCIÓN
Las pilas representan uno de los mayores problemas
para su disposición final como residuos sólidos
peligrosos, puesto que al ser generados en los
desechos domésticos muchas veces no son
considerados como tal. Una vez concluida la vida útil
de las mismas llegan a los tiradeross sin ningún
tratamiento, esto pone en riesgo a los ecosistemas
aledaños y a la población en general debido al
contenido de metales pesados, tales como el cadmio,
zinc, mercurio, plomo entre otros (ATSDR, 2003).
Considerando que en la Zona Metropolitana del Valle
de Toluca se tiene registrada una alta cantidad de
ventas de pilas,( datos y referencia) las cuales una vez
concluida su vida útil, van a dar a los tiraderos
municipales como parte de los residuos sólidos
domiciliarios, y que están compuestas en gran medida
por metales (30% del peso total), los cuales presentan
un efecto adverso sobre los seres vivos involucrando
a toda la cadena alimentaria, es de suponer que las
poblaciones cercanas a estos tiraderos, que no
cumplen con las exigencias ambientales y de sanidad
mínimas requeridas,
estén expuestas a éstos
contaminantes ya sea de manera directa o indirecta.
Uno de los componentes más peligrosos presentes en
las pilas, sobre todo por sus efectos sobre la salud y
capacidad de bioacumulación, lo comprenden los
compuestos mercuriales, entre ellos el oxido de
mercurio (ATSDR, 2003).
Cuando las pilas van a dar a los tiraderos sin ningún
tratamiento previo, por diversas condiciones como
sus características físico químicas,
y las
características del lugar, tales como tipo de suelo, (en
este caso, de la ZMVT), ubicación de mantos
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
acuíferos, temperatura, ect, posibilitan la probabilidad
de que las carcazas de seguridad se rompan
liberándose de ésta manera sus componentes tóxicos
y su migración y transformación en casi todos los
medios. De esta manera, los tiraderos de la Zona en
estudio se constituyen en importantes focos de
contaminación por las pilas, ya que al concentrarlas
en un lugar aumenta el potencial de exposición. De
acuerdo con Díaz y Díaz Arias (2004), se calcula que
en México la generación promedio de pilas y baterías
usadas anualmente, en los últimos siete años, ha sido
de alrededor de 35,500 toneladas; lo que equivaldría a
cerca del 0.12 por ciento del total de los 3,598,315
toneladas/año de residuos municipales generados en
nuestro país y reportados por la Secretaría de
Desarrollo Social (SEDESOL) en 1999. Esto permite
estimar una generación de 10 pilas/ habitante/ año o
aproximadamente 400 gramos/habitante/año, de los
cuales el 30% contendría materiales tóxicos que les
hace considerar como residuos peligrosos, hecho que
tiende a aumentar debido al incremento en el
consumo de productos que funcionan con pilas. Un
ejemplo de las pruebas que se realizaron para
determinar la presión necesaria para provocar fugas
en las pilas es la aplicación de una fuerza de 25 a 199
kg/cm2 (Montes de Oca y Gómez González, 2007)
y considerando que la mayor parte de la población
prefiere comprar pilas baratas, mismas que son
elaboradas bajo mínimas normas de seguridad, y que
pueden deteriorarse más fácilmente es de suponer que
los componentes tóxicos son fácilmente liberados en
los vertederos por la presión ejercida en la
compactación de los residuos. Investigaciones
recientes (Montes de Oca y Gómez González, 2007)
reportan cargas anuales de 12 kg de plomo, 7 kg de
mercurio y 2 kg de cadmio provenientes de las pilas
en los vertederos, destacando el hecho de que las
“mercury and cadmiun free” poseen concentraciones
de estos metales. Por otro lado, al no disponer de
sistemas de disposición adecuadas de estos residuos
la población de toda la zona está expuesta a la
contaminación por metales pesados presentes en las
pilas, a través del proceso de biomagnificación, por lo
cual el objetivo de este trabajo es elaborar un
diagnóstico de la disposición final de las pilas en la
ZMVT dentro del marco de la identificación de
riesgo en los tiraderos de basura, de modo que sirva
como base para proponer posteriormente alternativas
de disposición final de este tipo de desechos, y
elaborar planes de manejo integral y contribuir de
esta manera a la generación de políticas de gestión
ambiental adecuadas y óptimas.
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
total de los tiraderos de basura como parte del trabajo
de campo, identificándose los siguientes tiraderos:
tiradero a
cielo abierto de Metepec, el sitio
controlado de Lerma, y el tiradero de Zinacantepec.
METODOLOGÍA
El estudio se realizó en la Zona Metropolitana del
Valle de Toluca (Fig.1) comprendida por los
municipios de Toluca, Lerma, Metepec, Zinacantepec
y San Mateo Atenco, de los cuales se analizaron el
Fig
1.
Ubicación
Geográfica
de
la
Las técnicas de recopilación aplicadas se encuadra
dentro de un esquema metodológico cuanticualitativo, partiendo de una exhaustiva revisión
bibliográfica sobre las características geográficas de
la zona para establecer comparaciones, así como la
ubicación de los tiraderos, y las visitas a las mismas.
Para aplicar esta metodología se utilizaron los
estándares de relleno sanitario dispuesto por la OPS
(2003) y los criterios mínimos necesarios para una
identificación de riesgo propuesto por la EPA (1999).
Se realizaron las entrevistas a los operadores técnicos
de los rellenos sanitarios, considerando al menos el
75% del total. Se utilizó un muestreo aleatorio al azar
simple, cuantificando un total de 35 operarios de los
vertederos de la zona. El tipo de entrevista utilizado
es semiestructurada, misma que sirvió para medir las
siguientes variables: cantidad de residuos que se
procesa, sistema de recolección de cada municipio,
así como el sistema de disposición de pilas. El trabajo
de campo se basó en observaciones de tipo
estructurado aplicando la tabla de criterios de la OPS
(2003), para recabar datos de los vertederos,
considerando los criterios siguientes; aspectos de
diseño, medidas de mitigación, y zona de exclusión.
También se los realizó por municipios a modo de
establecer comparaciones.
Mediante observación y análisis de información
geográfica y poblacional de la zona se investigaron
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Zona
Metropolitana
del
Valle
de
Toluca
las siguientes características:
condiciones de
operación, medidas de mitigación, y zona de
exclusión. Sabiendo que las pilas involucran una gran
cantidad de compuestos se optaron por el mercurio,
cadmio, plomo y óxido de manganeso, por su
relevancia toxicológica, por lo tanto, relacionando las
características geográficas de la zona y las
características físico químicas de los compuestos
(investigadas bibliográficamente) se estableció un
diagrama de dispersión de contaminantes presentes
en las pilas ubicadas en los tiraderos municipales. El
análisis de población se realizó con base a datos
proporcionados por el INEGI (Instituto Nacional de
Estadística, Geografía e informática) se analizó la
densidad poblacional de las zonas más cercanas, y se
hizo la estimación de la población vulnerable
tomando parámetros de la ATSDR (2003), que
propone sean mujeres, niños y ancianos. De esta
manera, se integran varios aspectos y se relacionan
las variables. Así, se parte de una investigación
bibliográfica, estadística, trabajos de campo y se
estima un diagnóstico aproximado de la situación del
desecho de las pilas en los tiraderos para justificar la
necesidad de una disposición adecuada.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN.
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
En la ZMVT, se identificó que no hay sistema
selectivo de colecta de residuos en los municipios por
lo que las pilas son depositadas en los tiraderos donde
van todo tipo de basuras. La entrevista a los
operadores técnicos (Fig.2) demuestra que tampoco
hay sistemas de disposición de pilas, lo que indica
que van junto con los demás residuos, potenciándose
las reacciones químicas y mayor probabilidad de
rompimiento de las carcazas de seguridad, debido a la
fermentación de la basura orgánica, que a su vez
provoca un aumento considerable de la temperatura
(GTZ, 2001) alcanzando los 70°C.
Fig. 2 Resultados obtenidos en la entrevista a operadores técnicos de los tiraderos municipales de la ZMVT.
En el trabajo de campo la observación de los tiraderos
con relación a los estándares establecidos por la OPS,
arrojan resultados negativos por los que éstos no
cumplen con las condiciones mínimas establecidas
para ser considerados rellenos sanitarios (Tabla 1 y
2). Teniendo en cuenta que sólo tres municipios
cuentan con tiraderos, de los cuales
dos de ellos son tiraderos a cielo abierto, y posee un
mínimo sistema de compactación y no se realizan
separación de desechos en el área de confinamiento,
no hay control permanente de lixiviados
observándose alrededor de los tiraderos campos de
cultivos de maíz que sirven de alimento a la
población.
Consideraciones de diseño
Vertedero de Metepec
Vertedero de
Zinacantepec
Vertedero de Lerma
Selección del método de diseño
A cielo abierto
Sitio controlado
A cielo abierto
Especificación de parámetros
operacionales
Sin material de
cobertura; personal y
maquinaria suficientes
Sin material de
cobertura; personal y
maquinaria suficientes
Sin material de
cobertura; personal y
maquinaria suficientes.
Profundidad media (metros)
8
6
9a8
Vida útil
Saturada, en tiempo
límite
Sin datos
8 Años
Tabla 1. Aspectos de los vertederos de la ZMVT, de acuerdo a los estándares propuesto por la OPS, en
relación a consideraciones de diseño.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
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Medidas de mitigación
Metepec
Zinacantepec
Control y manejo de lixiviados
No posee
No posee
Canal de recirculación
En proyecto
No posee
No posee
Control de aguas superficiales y
subterráneas
No posee
No posee
No posee
Cordón verde
No posee
No posee
No posee
En buen estado
En buen estado
Estado óptimo
Proximidad a humedales
No se verifica
No se verifica
No se verifica
Cursos de agua
Pozos de agua
Pozos de agua
No se verifica
Proximidad a zonas de fallas o de
riesgos sísmicos
No se verifica
No se verifica
No se verifica
Centro habitacional a
200 metros
Viviendas rurales
Centro habitacional
Criaderos de porcinos y
pozos de extracción de
agua
Comercios de pequeña
escala
Complejo industrial
Control de biogás
Camino de acceso y vías de
circulación
Lerma
Zona de exclusión
Población más cercana
Instalaciones
Usos del terreno
Cultivo de maíz
Cultivo de maíz
No se verifica
Tabla 2. Aspectos de los vertederos de la ZMVT, de acuerdo a los estándares propuesto por la OPS,
considerando
la
zona
y
las
Al no cumplir estos sitios con las condiciones
requeridas, con relación a las características
geográficas, y el volumen de pilas generado, se
determina que representan focos de contaminación y
medidas
de
mitigación.
dispersión de todo tipo de contaminantes, sobre todo
por la probabilidad de la ruptura de la carcaza de
protección de las pilas, y la consiguiente fuga de los
metales contenidos en las mismas.
Volatilización
Atmósfera
Volatilización
Erosión
Movilidad
Sedimentación
Biota
Tiradero
Suelo
Lixiviado
Mantos acuíferos
Fig.3. Mecanismo propuesto de dispersión de contaminantes.
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El tipo de suelo de la ZMVT, (phaeozem, háplico,
lúvico) arcilloso y permeable, facilita las condiciones
de dispersión al no disponerse de control de
lixiviados, los metales de las pilas se escurren junto
con el líquido de las demás basuras, y puede llegar a
contaminar los mantos acuíferos que se encuentran
cerca (en total fueron localizados 48 pozos) de los
cuales algunas poblaciones aledañas se sirven como
consumo. Esto aunado a la temperatura promedio de
la zona (14°C) y a la buena radiación solar y
De la misma forma, al ser tiradero a cielo abierto las
pilas se encuentran a la intemperie, es así que las
condiciones climáticas o el agua de lluvias (promedio
anual de 700mm, en verano), origina el arrastre de los
considerando que el óxido de mercurio presente en
las pilas, pueden sufrir procesos de fotólisis por la
acción de luz, es obvia que ésta descomposición
pueda darse en las condiciones diurnas. Aunque la
acción del viento no es considerable, la presencia de
valles y montañas en la región ocasiona diferentes
presiones atmosféricas y dinamismo de las corrientes
de aire. Los vientos alisios son los predominantes
durante todo el año, lo que puede ocasionar la
dispersión
de
estos
contaminantes.
contaminantes hacia zonas más bajas ya que los tres
vertederos se encuentran en zonas relativamente más
altas que las poblaciones cercanas debido en gran
parte a la acumulación de basura.
1.48%
Total de Basura
Pilas
98.52%
Fig. 4. Relación entre volumen de pilas y volumen de desechos generados en la ZMVT, en base a datos de la
GTZ.
El alto volumen de residuos que se genera en la
ZMVT y su relación con las pilas es significativa
(Fig.3) considerando que las mismas están
compuestos por al menos 30% de su peso total de
elementos tóxicos. En la zona se generan
aproximadamente 90 t /día de basuras, lo que
representa una descarga anual de; 32850 t de los
cuales 486.18 t corresponden a las pilas. Esta
cantidad es depositada en tiraderos, que no cumplen
con las condiciones mínimas de mitigación, por lo
que las poblaciones aledañas quedan expuestas,
representando un riesgo significativo a la salud y los
ecosistemas. Las poblaciones vulnerables de estas
zonas constituyen las que viven dentro de la zona de
exclusión.
CONCLUSIONES
Los tiraderos de la ZMVT, no cumplen con los
estándares establecidos. De acuerdo con la cantidad
de pilas que se generan, representan un riesgo a la
población por las condiciones en que se encuentran.
Al interactuar los factores de los elementos tóxicos de
las pilas, con las condiciones geográficas de la zona,
los ecosistemas aledaños se encuentran en peligro de
contaminación por metales por lo que se ve la
necesidad de implantar políticas de gestión integral
de residuos para la disposición de las pilas.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
BIBLIOGRAFIA
ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease
Registry) (2003). USEPA, publication. EEUU.
Castro J. y Díaz M. L. (2004). La Contaminación por
pilas y baterías en México, Instituto Nacional de
Ecología (INE) en Gaceta Ecológica núm 72,
México.
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Estados Unidos de América). (1999). Guidelines for
Ecological Risk Assessment. EPA/630/R-95/002F.
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Alemania). (2003) Plan de Desarrollo de gestión de
residuos. Publicación GTZ. Metepec, México.
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Informática) (2006).Reporte de residuos sólidos en
México.
Montez de Oca A. y Gómez González E. (2007).
Desarrollo de una metodología para reducir el
impacto ambiental de las pilas eléctricas desechadas.
Tesis de Licenciatura, Universidad Autónoma del
Estado de México, Toluca, México.
OPS (Organización Panamericana de la Salud)
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América Latina, Publicación OPS, Buenos Aires,
Argentina.
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MEMORIAS EN EXTENSO
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ESTUDIO DE ALGUNOS FACTORES AMBIENTALES QUE
INFLUYEN EN EL DESARROLLO DE SPOROTHRIX SCHENCKII
EN LOS ESTADOS DE PUEBLA Y TLAXCALA, MÉXICO.
Julieta Acevedo Nava, Natali Rodríguez Fernández, Ricardo Munguía Pérez, Fabiola Avelino Flores,
Lilia Cedillo Ramírez, Alejandra Espinosa Texis,
Centro de Investigaciones en Ciencias Microbiológicas; Posgrado en Ciencias Ambientales, Instituto de
Ciencias, Universidad Autónoma de Puebla. Apartado Postal # 1622. FAX 2332010 Ext. 25.
[email protected]
RESUMEN. Para estudiar y conocer a los
hongos es necesario tomar en cuenta el medio
en que crecen y los factores que influyen en su
desarrollo. El hongo dimórfico Sporothrix
schenckii, causante de la micosis subcutánea
esporotricosis, produce focos endémicos a nivel
mundial, estudios realizados en el estado de
Puebla, indican que el suelo es la principal
fuente de infección de esta micosis; en el estado
de Tlaxcala no hay reportes del estudio de este
hongo Por otra parte las condiciones
socioeconómicas parecen influir en el
establecimiento de esta micosis. El objetivo
general de este trabajo es estudiar los factores
ambientales; particularmente estudiar el pH del
suelo que favorece el desarrollo de este hongo
en los estados de Puebla y Tlaxcala y las
condiciones socioeconómicas que favorecen el
desarrollo de esporotricosis en pacientes de los
estados de Puebla y Tlaxcala.
Metodología. Se recolectaron de cada
estado100 muestras de suelo asociado a rosales,
maíz, pino y plantas silvestres. Se tomaron 10 g
de suelo, pesando un gramo para realizar 3
diluciones (1:10, 1:100, 1:1000) con agua
desmineralizada estéril, sembrando 0.5mL de
cada dilución por triplicado en agar Dextrosa
Sabouraud con antibióticos (pH 6.9 +/- 0.2),
incubando a 28ºC por 20 días.
Los cultivos con morfología macroscópica
compatible con Sporothrix schenckii se
sembraron en agar infusión cerebro corazón
para obtener la fase levaduriforme del hongo.
Se midió el pH del suelo de cada muestra. Para
este estudio se aplico una encuesta
socioepidemiológica basada en indicadores de
tipo Social, Económicos y Ambientales INEGI,
2000, (tipo de población, materiales de
viviendas, piso y paredes, servicios de seguridad
social, porcentaje de analfabetismo, tipo de
alimentación, casos clínicos existentes de
esporotricosis).
Resultados y Discusión. De las 200 muestras
de suelo estudiadas se obtuvieron 6 aislamientos
de Sporothrix schenckii: del estado de Puebla 1
a partir de suelo asociado a una planta silvestre,
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
1 de suelo asociado a rosal y 1 de suelo
asociado a pino; del estado de Tlaxcala 1 de
suelo asociado a bugambilia y 2 de suelo
asociado a rosal. El pH del suelo del estado de
Puebla osciló en el rango de 5.87 a 7.02; para
Tlaxcala fue de 7.33 a 7.42. De los indicadores
socioepidemiológicos obtuvimos la existencia
de 10 casos de esporotricosis en el estado de
Puebla y ningún caso en el estado de Tlaxcala,
en cuanto a las condiciones socioeconómicas
que favorecen el desarrollo de esporotricosis en
el estado de puebla encontramos una población
rural, viviendas con piso de tierra, paredes de
madera y techo de lamina de cartón, una
población analfabeta, en cuanto a sus
actividades
económicas
los
trabajos
agropecuarios representan el mayor porcentaje y
finalmente una escasa ingesta de proteína de
origen animal, cabe mencionar que en el estado
de Puebla el estudio se llevo a cabo
principalmente en la zona endémica de la Sierra
Norte del estado.
Conclusiones. Del suelo de los estados de
Puebla y Tlaxcala se obtuvieron aislamientos de
Sporothrix schenckii.
El rango de pH de ambos estados permitió el
desarrollo fúngico.
Los
factores
socioeconómicos
fueron
determinantes en el desarrollo de la
esporotricosis en la región de estudio.
Palabras clave: Factores ambientales,
esporotricosis
INTRODUCCIÓN
Los hongos presentan un complejo
polimorfismo, debido a su gran
capacidad de adaptación y a lo sencillo
de su nutrición. Para estudiar y conocer
los hongos, es necesario tomar en
cuenta el medio en que crecen y que
factores influyen (Guzmán, 2001;
Herrera y Ulloa, 2004).
En el hábitat fúngico influyen factores
químicos, físicos, biológicos y sus
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
interacciones. La composición química,
naturaleza del substrato y pH constituyen
los factores químicos; la aireación, la
temperatura, la luz, y la humedad son
algunos de los factores físicos; entre los
biológicos están la presencia de otros
organismos. (Guzmán 2001).
El pH del suelo es importante porque
influye en la población microbiana, así
como
en
la
disponibilidad
de
micronutrientes como nitrógeno, fósforo,
calcio, hierro y magnesio, entre otros
(Bockheim, 1991), considerándose que la
mayoría de los nutrientes están disponibles
en un intervalo de pH entre 6.5 a 7.5
(Tamhane,
1986).
La
información
concerniente al pH óptimo necesario para
el establecimiento de una simbiosis entre
un hongo específico y su entorno es
todavía limitada (Hung, Trappe, 1983). El
pH del medio afecta el crecimiento de los
hongos,
se
han
reportado
datos
experimentales que indican que los hongo
crecen desde pH de 3.2 hasta 6.5, el
óptimo oscila entre 4.5 y 5.5 (Rodríguez
Del Valle et al, 1983).
Respecto a los factores socioeconómicos y
las micosis; se considera que los niños,
mujeres
embarazadas
y
ancianos
constituyen un grupo vulnerable, que
aunado a la pobreza favorecen la presencia
de los padecimientos micóticos. En este
contexto todo ser humano ve afectado su
estado nutricional, al estar restringido el
acceso a los alimentos, servicios de salud,
saneamiento y educación. Esto se complica
aún más en las áreas rurales siendo la
población en extrema pobreza la más
vulnerable a la deficiencia de alimentos. La
nutrición es de suma importancia y las
deficiencias del consumo de alimentos
agudas o crónicas traen consecuencias
negativas
afectando
el
rendimiento
intelectual, disminuyendo notablemente las
capacidades físicas y la respuesta
inmunológica
(UNICEF,
2004),
la
esporotricosis predomina en un nivel
socioeconómico bajo, debido a su forma de
adquisición que se relaciona con las
actividades agrícolas, el hacinamiento y la
asistencia médica accesible, así como al
estado inmunológico del paciente (Arenas
R. 2003).
El hongo dimórfico Sporothrix schenckii,
causante de la micosis subcutánea
esporotricosis, produce focos endémicos a
nivel mundial. En 1913, Gayón y Aguirre
Pequeño publicaron el primer caso de esta
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
infección en México (Arenas, 2003).
Gonzáles Ochoa en Jalisco y la sierra de
Puebla; Lavalle comenta cuatro epidemias
familiares de Tlalpizahua, México Distrito
Federal, San Luís Potosí y Puebla en 1969,
Lavalle et al., realizaron el aislamiento de
Sporothrix schenckii en San Pedro
Petlacotla Puebla, a partir de una
bugambilia, que dio origen a seis casos de
esporotricosis. En Puebla los municipios
donde se han reportado aislamientos de S.
schenckii de fuentes naturales son: Atlixco,
Cholula, Izúcar de Matamoros, Puebla,
Tecamachalco,
Tecali
de
Herrera,
Tehuacán, Teziutlán, Tepexi de Rodríguez,
Huauchinango, Zacatlán (Espinosa, 2002).
Estudios realizados en el estado de Puebla,
indican que el suelo es la principal fuente
de infección de esta micosis; en el estado
de Tlaxcala no hay reportes del estudio de
este hongo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Se hizo un estudio descriptivo y
prospectivo en los estados de Puebla y
Tlaxcala con el propósito de conocer los
factores ambientales que propician el
desarrollo del hongo en su hábitat
natural en un periodo de 2 años,
para lo cual se recolectaron de cada estado
100 muestras de suelo asociado a rosales,
bugambilia, maíz, pino y plantas silvestres
para la búsqueda de Sporothrix schenckii.
Para procesar las muestras de suelo, se tomaron
10 g, se pesó un gramo y se realizaron 3
diluciones (1:10, 1:100, 1:1000) con agua
destilada estéril, sembrando 0.5ml de cada
dilución por triplicado en agar dextrosa
Sabouraud con antibióticos (pH 6.9 +/- 0.2),
incubando a 28ºC por 20 días.
Los cultivos con morfología macroscópica
compatible con Sporothrix schenckii se
sembraron en agar infusión cerebro corazón
para obtener la fase levaduriforme del hongo.
Paralelamente se midió el pH del suelo de cada
muestra, para lo cual a un gramo de suelo se le
adicionaron 9 ml de agua desmineralizada,
leyendo el pH por triplicado en un
potenciómetro. Por otra parte se realizó un
estudio socioeconómico a los pacientes con
esporotricosis, para lo cual se consideraron
indicadores de tipo social, económicos y
ambientales INEGI, 2000, (tipo de población,
materiales de viviendas, piso y paredes,
servicios de seguridad social, porcentaje de
analfabetismo, tipo de alimentación, casos
clínicos existentes de esporotricosis).
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
RESULTADOS
De las 200 muestras de suelo estudiadas
se obtuvieron 6 aislamientos (tabla 1)
(figura 2) de Sporothrix schenckii: del
estado de Puebla 1 a partir de suelo
asociado a una planta silvestre, 1 de
suelo asociado a rosal y 1 de suelo
asociado a pino; del estado de Tlaxcala
1 de suelo asociado a bugambilia y 2 de
suelo asociado a rosal. El pH del suelo
del estado de Puebla (tabla 2) osciló en
el rango de 5.87 a 7.02 con un promedio
de 6.34; para el estado de Tlaxcala
(tabla 2) el pH fue de 7.33 a 7.42 con un
promedio de 7.36.
En el estado de Puebla se observaron 10
casos de esporotricosis (tabla 3) (figura
1) y ninguno en el estado de Tlaxcala.
Todos los pacientes pertenecían a una
población rural, que habitan en
viviendas con piso de tierra, con
paredes de madera y techo de lámina de
cartón (figura 3)
a
b
Figura 1. Paciente
linfangítica en pie.
con
esporotricosis
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Figura 2. Morfología de Sporothrix
schenckii de la fase micelial a)
microscópica y b) microscópica.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Figura 3. Tipo de viviendas de los pacientes con
esporotricosis: paredes de madera, techos de
láminas de cartón y pisos de tierra.
DISCUSIÓN
Algunos hongos habitan en zonas muy
extensas que poseen climas variados,
otros por lo contrario se localizan en
regiones determinadas, necesitando de
clima y suelo especiales. Se ha
observado que el pH ligeramente ácido,
el clima templado-húmedo permiten el
crecimiento de Sporothrix schenckii.
En este trabajo se observó que aunque el
pH para el desarrollo del hongo es
ligeramente
ácido,
el
pH
6.34
perteneciente al estado de Puebla y 7.36
de Tlaxcala permitió el crecimiento de
Sporothrix schenckii (Tabla 2) este hecho
es un poco sorprendente ya que el rango
de pH reportado para este microorganismo
es de 5.6-6.6, sin embargo, el pH 7.36 del
estado de Tlaxcala no resultó ser una
condición limitante para el hongo, lo que se
reflejó en el número de aislamientos.
En México se han reportado casos de
esporotricosis humana y ambiental desde
los estudios de Gonzáles-Ochoa, Lavalle y
Espinosa en la sierra norte de Puebla,
generando evidencias de que esta región
constituye una zona endémica de
esporotricosis. Los casos clínicos de
esporotricosis que observamos en este
estudio confirman que esta micosis
subcutánea sigue siendo endémica en la
zona norte del estado de Puebla. En el
estado de Tlaxcala no hay reportes hasta el
momento
de
casos
clínicos
de
esporotricosis,
sin
embargo
hubo
aislamientos del agente etiológico. Es
notorio que S. schenckii esta presente en el
ambiente
de
las
distintas
áreas
geográficas, pero no en todas hay casos de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
esporotricosis humana, probablemente este
hecho esté relacionado con el estado
inmunológico y nutricional de los individuos
de cada país (Mariat, 1975). En la zona de
estudio,
las
principales
actividades
económicas son la agricultura, la floricultura
y ganadería, estas actividades se realizan
de forma artesanal en su mayoría y no
cuentan con las herramientas necesarias
para el trabajo.
En otras investigaciones realizadas en Perú
se reportó que en la mayoría de las
comunidades endémicas de esporotricosis,
los habitantes viven en casas con pared de
adobe, pisos de tierra y es común la vida
intradomiciliaria de animales domésticos y
vegetales; condiciones similares a las
encontradas en la zona endémica de
Huauchinango Puebla.
Hay que tomar en cuenta que otro factor de
riesgo para las micosis subcutáneas es la
carencia de servicios básicos como el de
agua potable y el sistema de alcantarillado,
porque los individuos que estuvieron en
contacto con el agente etiológico no
tuvieron la higiene adecuada. La mayoría
de los casos clínicos correspondieron a las
poblaciones pobres o con extrema pobreza.
Otro aspecto importante de la marginación
y la pobreza de las comunidades
estudiadas, fue la carencia de dietas
balanceadas y la casi ausencia del
consumo de proteínas de origen animal.
Este hecho repercutió en el sistema
inmunológico de los individuos con
elevados factores de riesgo. El impacto de
los factores socioeconómicos obtenidos en
este trabajo es parecido a lo que se reporta
en otros estudios como el estrato
socioeconómico bajo, la desnutrición, la
ocupación, tipo de vivienda, etc. (Nolan,
2002; Kapoor D, 2002; Barquera S, 2003)
CONCLUSIONES
Del suelo de los estados de Puebla y Tlaxcala se
obtuvieron
aislamientos
de
Sporothrix
schenckii.
El rango de pH de ambos estados permitió el
desarrollo fúngico.
Los factores socioeconómicos fueron
determinantes en el desarrollo de la
esporotricosis en la región de estudio.
AGRADECIMIENTOS
Proyectos: 12/G/NAT/05 y 56/NAT/06-G,
VIEP-BUAP.
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60
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Tabla 1 Frecuencia de aislamiento de Sporothrix schenckii a partir de suelo de los estado
de Puebla y Tlaxcala.
Tipo de muestra
Suelo asociado a
rosal
Suelo asociado a
maíz
Suelo asociado a
bugambilia
Suelo asociado a
Pino
Suelo asociado a
planta silvestre
Total
No. de
muestras
Puebla
20
No. de
muestras
Tlaxcala
20
No. de
Aislamientos
Puebla
1
No. de
Aislamientos
Tlaxcala
2
20
20
0
0
20
20
0
1
20
20
1
0
20
20
1
0
100
100
3
3
Tabla 2. Valores promedio de pH de las muestras de suelo de los estado de Puebla y Tlaxcala
Tipo de muestra
Suelo asociado rosal
Suelo asociado maíz
Suelo asociado a Pino
Suelo asociado a bugambilia
Suelo asociado a planta silvestre
Promedio
pH
(Puebla)
7.02
5.91
5.87
5.89
7.02
6.34
pH
(Tlaxcala)
7.33
7.40
7.35
7.32
7.42
7.36
Tabla 3. Indicadores socioeconómicos de pacientes con esporotricosis de la zona de estudio.
Indicador
Casos clínicos
Población
Materiales de las viviendas:
Piso
Paredes
Techos
Ingesta de Proteína animal
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Puebla
10
Rural
Tlaxcala
0
-
Tierra
Madera
lamina de cartón
Escasa
-
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61
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
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MEMORIAS EN EXTENSO
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RECUPERACIÓN DE MICROORGANISMOS
BIORREMEDIADORES A PARTIR DE RESIDUOS
CONTAMINADOS CON HIDROCARBUROS
1
1
F. Villa González, 2M. Teutli León (*), 1A. C. Ruiz Tagle, 2M. P. González Araoz
Facultad de Ciencias Químicas, 2 Facultad de Ingeniería, B. U. A. P. *[email protected]
Tel: (222) 2295500 ext 7632
RESUMEN. Los lodos de recorte mezclados con
zeolita natural fueron humectados con una
solución oxidante y colocados en una celda
electrocinética con ánodo de grafito y cátodo de
acero inoxidable, se aplicó una baja densidad de
corriente eléctrica por un período corto de
tiempo. Las muestras tratadas fueron colectadas,
colocadas en recipientes y expuestas a la luz
solar, cuidando de mantenerlas humectadas,
después de 2 meses se apreció el crecimiento de
hongos en la superficie de las muestras que
incluyeron la zeolita natural. Los hongos
recuperados fueron caracterizados como sigue
scopulariopsis
sp,
aspergillus
terrus,
paecilomyces sp, gliocadium sp.
Palabras clave: Lodos de recorte, hongos, zeolitas,
electrorremediación
INTRODUCCIÓN
Un lodo para perforación permite controlar las
presiones en el subsuelo, lubricar la punta de
perforación, estabilizar la cavidad del pozo y
transportar el material recortado a la superficie,
donde para recircular el lodo deben separar los
recortes gruesos y pequeños de material rocoso. Los
materiales empleados para preparar el lodo incluyen
una base fluida (agua, diesel o aceite mineral,
compuestos sintéticos) agentes espesantes (sulfato
de bario), bentonita para remover los recortes del
pozo; así como lignosulfonatos y lignitos para
mantener el lodo en estado fluido, y varios aditivos
(Brandt, 1996).
Históricamente
la industria de
perforación de pozos petroleros ha utilizado lodos
de base acuosa por ser los más económicos; sin
embargo para perforación de pozos profundos en
estructuras reactivas el uso de lodos base aceite
provee un mejor desempeño. Es a partir de 1990,
que las compañías perforadoras han introducido
fluidos sintéticos (de base no acuosa, pero diferentes
del aceite) estos lodos sintéticos proveen una
respuesta similar a los de base aceite, pero exhiben
menor toxicidad, mayor biodegradabilidad y menor
potencial de bioacumulación. Sin embargo, este
último tipo de base fluida requieren una tasa de
dilución alta en contraposición a los de base agua o
aceite que requieren una dilución mínima (Veil,
2002). Generalmente, los lodos de base acuosa son
dispuestos cuando el trabajo de perforación se
concluye; por el contrario, los de base aceite y
sintéticos pueden ser reciclados después de restituir
sus propiedades mediante un control de sólidos
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Para poder reutilizar los lodos de recorte
se debe considerar que estos contienen rocas de
diverso tamaño las cuales deben ser separadas. Las
rocas están cubiertas con una capa del fluido de
recorte, y que para efectuar su disposición es
necesario garantizar que el contenido de
hidrocarburos, humedad, salinidad y arcilla en el
lodo de recorte forman una mezcla adecuada para el
uso pretendido. Una opción a considerar es la
aplicación de lodos de recorte en suelos, ejemplos
de este procedimiento incluyen: estabilización de
superficies sujetas a erosión, agregado en materiales
de construcción, material de relleno, material de
cubierta para rellenos sanitarios, etc. (Page et al,
2003). Otra posibilidad es el permitir que las
poblaciones microbiales naturales metabolicen,
transformen y estabilicen los desechos. En este
sentido es importante diferenciar entre prácticas
agrícolas (aplicación repetida) respecto a dispersión
y tratamiento de suelo (aplicación única). Una
aplicación óptima debe establecer un balance entre
la adición de los residuos y la capacidad del suelo
para asimilar los componentes tóxicos sin destruir la
integridad del suelo, y sin afectar las aguas del
subsuelo.
La biorremediación contempla el uso de
hongos y bacterias para degradar desechos
contaminados con hidrocarburos hasta un residuo
no-tóxico. El objetivo de un biotratamiento es
acelerar el proceso natural de descomposición a
través del control de parámetros como el contenido
de oxígeno, temperatura, humedad y nutrientes.
Algunas de las ventajas son: un proceso
relativamente benigno, generación de emisiones
mínimas, conversión de desechos en productos,
puede llegar a crear un material más seco y estable
para enviarlo a disposición. Un proceso de
biorremediación puede llegar a ser relativamente
lento y requerir meses o años para que se alcance el
resultado deseado (Mc Millen, et al 1994).
La electrorremediación ha sido utilizada
con éxito en procesos de remediación de suelos
contaminados con metales pesados (Alshawabkeh et
al, 1999), este proceso ha sido aplicado a suelos
contaminados con hidrocarburos (Saicheck and
Reddy, 2005) entre las observaciones más
importantes destacan que en el caso de metales el
sistema debe ser poroso, tener una conductividad
iónica alta, en el caso de recuperación de metales se
debe garantizar la creación y penetración de un
frente ácido que permita la desorción y trasporte de
los metales en dirección al cátodo; contrariamente,
en el caso de recuperación de hidrocarburos, por su
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
5)
carácter no-iónico se requiere una conductividad
mayor y el evitar la penetración del frente ácido el
cual disminuye la efectividad del proceso de
remoción y transporte de los hidrocarburos.
Con base en estas observaciones se
propone un estudio de electrorremediación aplicado
a lodos de recorte en los que la conductividad de la
matriz sólida se modifica con la adición de una
zeolita natural, la solución humectante se prepara
con un oxidante y agua destilada, para favorecer el
transporte de los hidrocarburos. Las muestras se
dejarán en reposo y se valorará el crecimiento
microbiano cada 4 semanas.
METODOLOGIA
Materiales
La materia prima empleada corresponde a:
a) Muestra de lodo de recorte.- Se obtuvo de
la perforación de un pozo a 1700 m de
profundidad, el lodo empleado es de base
aceitosa formulado como emulsión
inversa, en el proceso de perforación se
incorporaron obturantes de tipo vegetal y
productos químicos para ajuste de pH.
b) Zeolita natural.- Es una clinoptilolita
obtenida de la región de Tehuacan,
Puebla, triturada y separada en la fracción
entre malla 10 y 20.
c) Solución oxidante.- Se utilizó peróxido de
hidrógeno al 3% en volumen
d) Electrodos.- El ánodo se construyó con
grafito reticular, y el cátodo con malla de
acero inoxidable
e) Medio de cultivo.- Preparado con 2%
glucosa, 1% extracto de levadura, 2%
peptona, 2% agar
Preparación de muestras
La metodología aplicada comprende:
a) Mezclado con zeolita natural en
proporción 1:1, humectación con solución
oxidante
b) Colocación en la celda electrocinética,
aplicación de corriente eléctrica en valores
de 1-1.1 mA cm-2.
c) Registro del pH alcanzado y corriente
circulante
d) Recuperación de microorganismos y
caracterización
Variantes experimentales
Los experimentos realizados contemplaron las
siguientes variantes:
1) Lodo de recorte + solución oxidante,
recarga en pozo anódico con agua
destilada.
2) Lodo de recorte+zeolita+ solución
oxidante, recarga en pozo anódico con
agua destilada
3) Lodo
de
recorte+zeolita+solución
humectante aplicada 24 hrs antes de
realizar el experimento de electrocinética,
recarga en el pozo anódico con agua
destilada
4) Lodo de recorte + zeolita + agua destilada,
recarga del pozo anódico con agua
destilada
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Lodo de recorte+zeolita+ solución
oxidante para humectar, recarga en pozo
anódico con solución 0.01 M de KCl
RESULTADOS Y DISCUSION
Las observaciones de las 5 variantes experimentales
se resumen en la tabla 1:
Tabla 1. Resumen de condiciones experimentales
Parámetro
Zeolita
J aplicada,
1
no
Experimento
2
3
si
si
4
si
5
si
1.00
1.10
1.10
2.60
1.90
0.13
1.05
1.03
0.90
1.30
9.80
10.80
14.0
8.05
8.65
mA cm-2
J efectiva,
mA cm-2
pH inicial
7
pH final
4.50
4.60
5.08
4.90
5.80
10.50
13.20
12.8
12.55
9.00
11.30
11.80
11.9
11.02
12.09
24.00
203.00
225.
149.40
120.40
no
si
si
no
no
4
3
ánodo
pH final
medio
pH final
0
cátodo
Color,
0
U Pt-Co
Crec.
00
Hongos
Tiempo,
sem
Inicialmente se verificó la conductividad del lodo de
recorte y se trató de aplicar corriente con nulos
resultados. En la Figura 1 se presenta el seguimiento
de la corriente en cada uno de los experimentos; la
primera modificación de humectar el lodo con
solución de peróxido al 3% permitió incrementar la
conductividad de la muestra tal que al aplicar una
densidad de corriente de 1 mA cm-2, en el sistema se
registró un valor muy bajo correspondiente a la línea
Exp 1; sin embargo, fue obvio que había que
reforzar la conductividad de la matriz sólida, por lo
que se decidió incluir zeolita, ya que ésta libera
iones al ser humectada; la acción de humectar
favoreció el paso de corriente como se evidencia en
las líneas Exp 2, Exp 3, donde se muestran los
perfiles de corriente observados en las primeras 5
hrs de cada experimento, la presencia de la zeolita
en combinación con la solución de peróxido
establecen un perfil de corriente muy similar; para
corroborar si la zeolita es la responsable de esta
respuesta se decidió excluir el peróxido (Exp 4),
observándose que la corriente inicial es menor y
aún cuando alcanza valores cercanos a los
observados en los experimentos 2 y 3, la corriente
aplicada fue mucho mayor (260 mA) y la corriente
efectiva es el 40 % de la aplicada, por último se
decidió recargar el pozo anódico con una solución
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de cloruro de potasio, el cual reduciría la tasa de
penetración del frente ácido, se observa que se
obtiene una corriente alta (Exp 5) pero en realidad la
corriente circulando en el sistema era el 70% de la
aplicada.
Paecilomyces sp
Figura 3. Fotografías de observación microscópica y
macroscópica del hongo Paecilomyces sp
160
140
120
I, mA
100
80
Exp 1
Exp 2
Exp 3
Exp 4
Exp 5
60
40
20
0
0
1
2
3
4
5
Scopulariopsis sp
6
tiempo, hrs
Figura 1. Perfiles de corriente observados en la
electrorremediación de un lodo de recorte
En el caso del pH los resultados se
presentan en la Figura 2, en el Exp 1, la baja
conductividad no permite la penetración del frente
ácido con la consecuencia de que el lodo cercano al
cátodo exhibe el mayor valor de pH, mientras el
cercano al cátodo exhibe el menor. Los perfiles de
pH en Exp 2 y Exp 3 y Exp 4, son similares, en el
rango alcalino y sin cambios pronunciados; mientras
que el cambio del peróxido por la solución de
cloruro de potasio, afecta sensiblemente el pH en el
sistema ya que se alcanza un perfil típico en
electrorremediación de metales, es decir va de ácido
en el ánodo a alcalino en el cátodo.
16
14
12
pH
10
8
Exp 1
Exp 2
Exp 3
Exp 4
Exp 5
6
4
2
0
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Distancia ánodo-cátodo, cm
Figura 2. Perfiles de pH en la electrorremediación
de un lodo de recorte + zeolita,
La observación de crecimiento de hongos
sólo ocurrió en los experimentos 2 y 3, lo que
corresponde a las muestras
donde hubo la
combinación zeolita-solución oxidante. Los hongos
fueron cultivados en placas de agar hasta obtener 6
cepas puras, posteriormente se enviaron a tipificar y
el reporte indica que los hongos aislados son:
Paecilomyces sp, Scopulariopsis sp, Aspergillus
terrus,. Micrografías de los mismos se muestran en
las Figuras 3, 4, 5.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Figura 4. Fotografías de observación microscópica
y macroscópica del hongo Scopulariopsis sp
Aspergillus terrus
Figura 5.- Fotografías de observación microscópica
y macroscópica del hongo Aspergillus terrus
La acción biodegradadora de estos hongos ha sido
confirmada al sembrarlos en una preparación
especial de agar con gasolina, en presencia de un
indicador el cual cambia de azul a un tono de menor
intensidad.
CONCLUSIONES
La mezcla de lodo de recorte con zeolita natural
permitió incrementar la conductividad del medio,
mientras que la presencia del oxidante favorece la
alcalinización y remoción parcial de los
componentes aceitosos presentes en el lodo de
recorte, evidenciado por el color de la solución
drenadad por el flujo electroosmótico.
El tratamiento de electrorremediación permite que
los lodos de recorte sean acondicionados ya que se
logra que el suelo pase de una textura granular a una
textura más pastosa después del tratamiento de
electrorremediación.
Las condiciones finales del lodo electrorremediado
permitieron el crecimiento de hongos y bacterias
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
“EFECTOS DEL HURACAN WILMA AL ACUIFERO DE
YUCATÁN”
Graniel Castro Eduardo1, Carrillo Cauich Ma. Eugenia2 y Yam Caamal Jazmin2
Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de Yucatán1 [email protected]. Estudiantes Licenciatura en Ingeniería
Civil, Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de Yucatán2.
RESUMEN. El estado de Yucatán se localiza en la
trayectoria de los huracanes que transitan por el
Mar Caribe y el Golfo de México. En los últimos
años han ingresado al estado varios huracanes que
han causado daños, como: inundaciones,
interrupción del servicio eléctrico, perdida de
cosechas, ruptura de la carretera y daños en la
infraestructura habitacional; ej: Gilberto en 1988,
Opal y Roxana en 1995, Isidoro en 2002 y, Emily y
Wilma en el 2005. Durante el paso del huracán
Wilma en el 2005 se tuvo una precipitación de 315
mm (35 % de la anual), lo que representa un gran
volumen de agua que recargo el acuífero. Por lo
que resulta importante analizar los efectos que
estos tienen en el acuífero; ya que la dinámica y la
calidad del agua subterránea se ven expuestos a las
influencias de estos huracanes. Ante el incremento
de la recarga al acuífero, el agua salada es
desplazada hacia el mar y cualquier sustancia
vertida en la superficie se infiltra rápidamente
debido a las características del subsuelo calizo
(cárstico), alterando así las condiciones del
acuífero; por lo que se expone en algunos casos, la
salud de los habitantes de las poblaciones afectadas
por el paso de estos fenómenos. En general, el paso
de los huracanes por el estado de Yucatán, resulta
benéfico para el acuífero; ya que diluye la
contaminación existente por el gran volumen de
agua que se infiltra; aunque no para la población
por los daños que estos ocasionan a las
infraestructuras y los problemas que esto ocasiona.
Palabras clave: Dinámica, acuífero cárstico, intrusión
salina, Huracán Wilma, Yucatán, calidad de agua.
presentaron 2 huracanes (Emily en julio y Wilma en
octubre).
La zona de estudio comprende la franja costera de San
Felipe a El Cuyo en la costa noreste del Estado de
Yucatán, localizada entre los paralelos 21° 18’ 40” y
21° 31’ 48” de latitud norte, y de longitud oeste 87°
42’ 45” y 88° 17’ 24”, cubriendo 20 km tierra adentro
(Figura 1).
El clima de la zona de estudio se caracteriza por
presentar tres estaciones climáticas: lluvias (juniooctubre), secas (febrero-mayo) y nortes (noviembreenero) (CNA, 1997). La precipitación promedio para
el 2005 fue de 105,8 mm y la temperatura promedio
fue de 26,6 ºC (CNA, 2005).
El acuífero de la zona está constituido por calizas de
moluscos, masivas, de color blanco a crema y calizas
coquiníferas fracturadas, presentando superficialmente
huellas de disolución del Pleistoceno-Holoceno, cuyos
afloramientos conforman una banda más o menos
amplia a lo largo de la costa, es altamente sensible por
su gran permeabilidad, la carga hidráulica producida
por infiltración en la época de lluvias origina una gran
descarga de agua hacia el mar (Bonet y Butterlin,
1960).
N
San Felipe
E
W
S
1A
1B
1C
Panaba
El Cuyo
2A
2B
2C
Col. Yucatán
MERIDA
M
ÉX
IC
O
YUCATÁN
INTRODUCCION
El entendimiento de las variaciones verticales y
espaciales de la interfase salina y de la calidad del
agua, debido a las precipitaciones extraordinarias
causadas por los huracanes en la franja costera del
estado de Yucatán, resulta muy importante para el
desarrollo de la región; ya que ante el gran volumen de
agua que se precipita durante el paso de estos
fenómenos por la entidad, origina que cualquier
sustancia que se encuentre en la superficie penetre al
subsuelo por las características cársticas del medio
geológico. Se ha observado que la frecuencia con que
se presentan los huracanes en Yucatán; en años
anteriores era de 10 años, pero en el 2005, se
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Figura 1.- Localización de la zona de estudio
Entre San Felipe y El Cuyo existen depresiones
topográficas, que muchas veces se encuentran 5 m
abajo de la planicie; las cuales son consecuencia de la
estructura geológica de la península de Yucatán
ocasionadas por una serie de fallas y fracturas, las
cuales funcionan como canales preferenciales de flujo
(Tinajero et al, 1991); que desplazan el agua salada
que se encuentra a lo largo de la costa (CNA, 1997;
Back y Lesser, 1981).
Las actividades de la mayoría de los habitantes de la
zona de estudio es la agricultura y la ganadería, por lo
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67
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
que existentes grandes extensiones de terreno
dedicadas a estas actividades; lo que en momento dado
podrían aportar sustancias contaminantes al acuífero,
como agroquímicos y materia orgánica.
En octubre/2005, se tuvo una precipitación
extraordinaria en el oriente del estado por el paso del
Huracán Wilma; el cuál causo una precipitación de
200 mm en 2 días, lo cuál ocasiono que algunas áreas
se inundaran y en algunos pozos se presentara
artesianismo. Por lo que el objetivo del estudio es
determinar los efectos ocasionados al acuífero por el
paso del huracán Wilma en el estado de Yucatán.
N
E
W
San Felipe
S
El Cuyo
1A
2A
1B
2B
1C
2C
Col. Yucatán
Panaba
Figura 2.- Dirección del Flujo de Agua Subterránea
METODOLOGÍA
Durante el estudio la dirección del flujo de agua
subterránea fue de sureste a noroeste, no presentando
cambio de dirección por el paso del Huracán (Figura
2), presentando gradientes hidráulicos entre 0.11 y
0.32 m/km, y las cargas hidráulicas variaron 1.65 y
6.69 m (Figura 3). En el transecto 1 se tuvo un
incremento de la carga hidráulica de 0.50 m y en
transecto 2 de 1.5 m, regresando casi a su posición en
enero /2006 (Figura 3).
Fecha de Carga Hidraulica
sep-05
nov-05
ene-06
350
4
300
3.5
3
250
2.5
200
2
150
1.5
100
Carga Hidraulica (m)
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
De acuerdo a los registros de calidad de agua, se tiene
que en el acuífero no se tuvieron cambios significantes
debido al paso del huracán, respecto a la temperatura,
oxígeno disuelto y potencial de hidrogeno,
presentándose valores correspondientes al acuífero en
condiciones normales.
Analizando la conductividad eléctrica (Figura 4), los
pozos no presentaron una tendencia homogénea en
cuanto a la dinámica del acuífero, ya que los pozos 1B
y 2B tuvieron agua dulce y el pozo 2A tuvo agua
salada en todo su espesor durante todo el estudio. En
el pozo 1A la interfase salina inicio a los 15 m de
profundidad y en el pozo 1C se localizó a los 26 m de
profundidad, presentando un desplazamiento hacia
debajo de 1 m en noviembre/2005, debido a la recarga
de agua ocasionada por el huracán. En el pozo 2C en
septiembre/2005 y enero/2006, el techo de la intrusión
salina se localizó a los 30 m de profundidad y en
noviembre a los 39 m de profundidad, observándose
un desplazamiento de la interfase salina de 9 m de
profundidad, debido a la recarga del acuífero
ocasionada por el huracán. Estas variaciones de la
posición del techo de la interfase salina son debidas a
la geología del subsuelo de la zona de estudio.
Precipitación (mm)
El trabajo se realizó de septiembre/2005 a enero/2006
en 6 pozos de monitoreo, localizados en 2 transectos
perpendiculares a la línea de costa, Transecto 1: San
Felipe–Panabá y Transecto 2: El Cuyo–Colonia
Yucatán; los cuales están ubicados a 5, 10 y 15 km de
la línea de la costa y tienen profundidad de 20, 30 y 40
m (Figura 1).
Se realizaron 3 campañas de campo (cada 2 meses),
donde se midió la profundidad al nivel estático, se
realizaron registros de calidad de agua a cada metro
**de profundidad a partir del nivel freático
(Temperatura,
el
Potencial
de
Hidrógeno,
Conductividad Eléctrica, Oxígeno Disuelto y Potencial
Redox) y se recolectaron muestras de agua dulce
(<2500 mS/cm), para su análisis en el Laboratorio de
Ingeniería Ambiental de la FIUADY, donde se
determinó: calcio (Ca++), magnesio (Mg++), sodio
(Na+), potasio (K+), bicarbonatos (HCO3-), sulfato
(SO4=), cloruro (Cl-), nitratos (NO3), nitrógeno total
kendal (NKT), nitrógeno amoniacal (NH3), nitrógeno
orgánico (Norg) y nitritos (NO2).
1
50
0.5
0
0
sep-05
oct-05
nov-05
ene-06
Fecha de Precipitación
Precipitación
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
Pozo 1A
Pozo 1B
ISSN: 0187-3296
Pozo 1C
68
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Fecha de Carga Hidraulica
sep-05
nov-05
ene-06
250
8
7
6
5
150
4
100
3
2
Carga Hidraulica (m)
Precipitación (mm)
200
50
1
0
0
sep-05
oct-05
nov-05
ene-06
Fecha de Precipitación
Precipitación
Pozo 2A
Pozo 2B
Pozo 2C
Figura 3.- Variación de la carga hidráulica (m) y de la
precipitación (mm)
También se observa que el acuífero presentó el efecto
de dilución de los contaminantes presentes antes del
huracán en la mayoría de los pozos estudiados, a
excepción del pozo localizado cerca de la población de
Colonia Yucatán en el cuál se incrementaron los
nitratos debido a la infiltración de la materia orgánica
acumulada por la inundación que sufrió el terreno en
esa zona.
En general, el paso de los huracanes en Yucatán
resulta benéfico para el acuífero, debido a que lo
recarga por el gran volumen de agua que se infiltra y
que diluye la contaminación existente; aunque en
general no es benéfico para la población por los daños
que estos ocasionan en la infraestructura y en la salud
de la población.
AGRADECIMIENTOS
De acuerdo al Potencial Redox (Eh) (Figura 5) los
pozos tuvieron tendencia a variar sus condiciones. En
los pozos 1B, 2A y 2C se presentaron condiciones
anaeróbicas después del huracán, con tendencia a
mejorar su calidad con el paso del tiempo y en los
pozos (1A, 1C y 2 B) disminuyeron sus valores
aunque permanecieron en condiciones aeróbicas. Estas
condiciones son debidas al volumen de agua que se
infiltro por las altas precipitaciones durante el huracán.
En algunas zonas resulto benéfico para el acuífero y
otras resultó dañino por que arrastró sustancias de la
superficie (materia orgánica)
que deterioro al
acuífero.
Comparando los resultados de los análisis realizados
(Tabla 1); en el transecto 1, el Ca, Na, Cl, NO3 y el
HCO3 disminuyeron con el huracán, debido a la
dilución de los minerales por el agua que ingreso al
acuífero; a excepción del Mg, K y SO4 que
aumentaron, debido al arrastre de material de la
superficie (Fertilizantes). En el transecto 2 se presentó
un aumento de Ca, Mg, K, HCO3 y SO4 con el paso
del huracán por la zona de estudio, debido al arrastre
de materia de la superficie del terreno, donde existen
ranchos ganaderos y zonas agrícolas, y se presentó una
disminución de Na, Cl y NO3, debido al proceso de
dilución que se existió en el acuífero por el gran
volumen de agua que penetró al subsuelo.
CONCLUSIONES
La dirección del flujo subterráneo no cambio debido al
paso del huracán Wilma, siendo de sureste a noroeste
en todo el período de estudio. La variación de la carga
hidráulica se presentó de acuerdo a las características
geológicas de las zonas aledañas a los pozos. Las
mayores cargas hidráulicas se presentaron en el
transecto 2, donde existen fracturas, fallas y conductos
de disolución, que es por donde circula el agua
subterránea preferentemente.
Debido a las características geológicas del subsuelo en
algunos pozos el inicio de la interfase salina fue
desplazado hacia abajo 1 m y en otro 9 m por el paso
del huracán, regresando a su posición anterior en
enero/2006.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Al Fondo Mixto CONACYT-Gobierno del Estado de
Yucatán por el apoyo del proyecto con clave YUC2003-CO2-027 denominado “Caracterización de la
dinámica de la interfase salina y de la calidad del agua
en el acuífero costero del Estado de Yucatán”, a la
Comisión Nacional del Agua Gerencia Regional
Península de Yucatán y a la Facultad de Ingeniería de
la Universidad Autónoma de Yucatán por el apoyo
para realizar este trabajo.
BIBLIOGRAFÍA
Back
W. and Lesser J.M.;(1981); “Chemical
constraints of groundwater management in
the Yucatan Peninsula, Mexico”. Elsevier
Scientífic Publishing Company, Amsterdam.
Journal of Hidrology, 51119- 130.
Butterlin J. y Bonet F.; (1960); “Información básica
para la interpretación geohidrológica de la
Península de Yucatán”, México D.F.
Secretaría de Recursos Hidráulicos.
CNA; (1997); Diagnóstico de la Región XII, Península
de Yucatán.- Subdirección General de
Programación; Gerencia de Planeación
Hidráulica; Gerencia Regional de la
Península de Yucatán.
CNA; (2005); Comisión Nacional del Agua, Datos
Climatológicos.
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“Hidrogeología e Hidrogeoquímica regional
de la península de Yucatán, México”. (Cap.
II.2 del proyecto CPNH-IAS 8104). “Estudio
de las características geohidrológicas del
acuífero en el área de Mérida Yucatán. Dic.
1981.
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
ISSN: 0187-3296
69
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
0
5
5
5
10
10
10
15
15
15
20
20
20
P rofun didad (m )
25
30
P ro fu n d id a d (m )
0
P ro fu n d id a d (m )
0
25
30
35
35
Pozo 1A-Sept-05
Pozo 1A-Nov-05
Pozo 1A-Ene-06
Pozo 2A- Sept-05
Pozo 2A-Nov-05
Pozo 2A-Ene-06
45
50
0
1000
2000
50
4000
5000
6000
7000
0
8000
Pozo 1C-Sept-05
Pozo 1C-Nov-05
Pozo 1C-Ene-06
Pozo 2C-Sept-05
Pozo 2C-Nov-05
Pozo 2C-Ene-06
40
Pozo 1B-Sept-05
Pozo 1B-Nov-05
Pozo 1B-Ene-06
Pozo 2B-Sept-05
Pozo 2B-Nov-05
Pozo 2B-Ene-06
45
3000
30
35
40
40
25
45
50
500
1000
1500
2000
2500
0
5000
Conductividad Eléctrica (microS/cm)
Conductividad Eléctrica (microS/cm)
a)
10000
15000
20000
25000
30000
Conductividad Eléctrica (microS/cm)
b)
c)
0
0
5
5
5
10
10
10
15
15
15
20
20
20
25
25
30
30
35
50
-200
-100
45
0
100
200
300
Redox (vM)
30
40
40
Pozo 1A-Sept-05
Pozo 1A-Nov-05
Pozo 1A-Ene-06
Pozo 2A-Sept-05
Pozo 2A-Nov-05
Pozo 2A-ene-06
25
35
35
40
45
P rofun did ad (m )
0
P ro fu nd idad (m )
P rofundidad (m )
Figura 4.- Perfiles de Conductividad Eléctrica a) pozos 1A y 2A b) 1B y 2B y c) 1C y 2C.
50
-100
Pozo 1B-Sept-05
Pozo 1B-Nov-05
Pozo 1B-Ene-06
Pozo 2B-Sept-05
Pozo 2B-Nov-05
Pozo 2B-Ene-06
-50
0
45
50
100
150
200
250
50
-200
Pozo 1C-Sept-05
Pozo 1C-Nov-05
Pozo 1C-Ene-06
Pozo 2C-Sept-05
Pozo 2C-Nov-05
Pozo 2C-Ene-06
-100
Redox (vM)
a)
0
100
200
300
Redox (vM)
b)
c)
Figura 5.- Perfiles de Redox a) pozos 1A y 2A b) 1B y 2B y c) 1C y 2C.
Tabla 1.- Resultados de los análisis fisicoquímicos y sanitarios (A) septiembre/2005, (B) noviembre/2005 y (C)
enero/2006.
A)
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
ISSN: 0187-3296
70
MEMORIAS EN EXTENSO
MUESTRA
POZO 1A
POZO 1B
POZO 1C
POZO 2A
POZO 2B
POZO 2C
Temp (ºC)
27.28
27.45
26.84
26.61
26.01
25.67
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
PARAMETROS EN CAMPO
CE(mS/cm) OD (mg/l)
pH
1810
2.4
6.58
1051
0.12
6.79
1890
1.45
6.61
5510
0.2
6.56
1286
0.38
6.6
0.823
1.6
6.56
MUESTRA
POZO 1A
POZO 1B
POZO 1C
POZO 2A
POZO 2B
POZO 2C
K
3.60
41.00
3.20
37.00
1.20
1.20
HCO3
346.48
341.60
397.72
374.05
341.60
280.60
Cl
250.67
94.50
291.46
1497.06
112.40
79.58
Eh (mV)
220
186
244
-71
97
209
EN LABORATORIO (mg/l)
DQO
Ca
Mg
14.34
87.55
37.79
21.95
76.80
30.33
10.75
96.00
48.99
25.08
170.50
82.58
11.64
99.84
12.60
6.27
106.75
8.40
DBO
4.32
6.01
4.98
6.22
6.52
5.05
PARAMETROS EN LABORATORIO (mg/l)
SO4
NO3
NKT
56.22
7.30
0.67
23.49
11.38
0.44
32.51
17.36
0.22
162.09
20.46
0.33
18.91
0.77
0.00
14.11
14.44
0.22
NH3
ND
ND
ND
ND
ND
ND
Na
130.70
29.60
135.40
701.00
65.70
21.20
% de Error
NO
0.67
0.44
0.22
0.33
0.00
0.22
NO2
ND
Traza
Traza
ND
ND
Traza
EN LAB. (mg/l)
Ca
66.12
63.84
95.00
183.92
102.60
155.80
Mg
21.70
33.70
50.79
102.96
9.23
10.16
Na
53.10
27.30
115.20
688.00
33.70
87.90
NO
1.28
1.44
0.95
1.51
1.62
1.46
NO2
ND
ND
ND
ND
ND
ND
% de Error
-4.79
-1.15
1.80
0.10
-2.80
-2.80
-3.79
-3.00
-3.91
-5.34
-2.91
-4.23
B)
MUESTRA Temp (ºC)
27.76
POZO 1A
27.16
POZO 1B
27.02
POZO 1C
27.30
POZO 2A
25.95
POZO 2B
26.06
POZO 2C
MUESTRA
POZO 1A
POZO 1B
POZO 1C
POZO 2A
POZO 2B
POZO 2C
K
8.70
35.90
7.20
54.20
2.40
13.20
PARAMETROS EN CAMPO
CE(mS/cm) OD (mg/l)
pH
1850.00
2.88
6.72
1083.00
0.10
6.89
1900.00
1.48
6.51
6280.00
0.28
6.76
1440.00
0.24
6.57
1630.00
0.10
6.85
HCO3
241.27
321.69
409.65
407.14
349.33
389.55
Cl
123.16
78.97
209.18
1316.19
58.29
230.33
Eh (mV)
211.00
-53.00
202.00
-163.00
170.00
-155.00
DBO
17.06
17.47
4.58
22.46
19.97
34.94
DQO
0.72
2.25
0.59
1.31
1.01
1.65
PARAMETROS EN LABORATORIO (mg/l)
NKT
SO4
NO3
46.56
ND
1.61
36.97
ND
1.61
40.59
11.21
1.12
214.14
40.62
1.68
22.87
ND
1.68
30.87
ND
1.90
NH3
0.33
0.17
0.17
0.17
0.06
0.44
C)
MUESTRA Temp (ºC)
27.45
POZO 1A
26.85
POZO 1B
26.80
POZO 1C
26.82
POZO 2A
26.02
POZO 2B
25.75
POZO 2C
MUESTRA
POZO 1A
POZO 1B
POZO 1C
POZO 2A
POZO 2B
POZO 2C
K
3.60
33.00
2.80
15.00
0.80
0.90
PARAMETROS EN CAMPO
CE(mS/cm) OD (mg/l)
pH
1730.00
2.54
6.83
842.00
0.11
6.99
1760.00
1.38
6.67
5830.00
1.34
6.92
1290.00
0.13
6.75
1129.00
0.13
6.74
HCO3
428.70
353.04
375.74
378.26
350.52
353.04
Cl
248.04
75.45
198.05
1339.21
108.46
115.06
Eh (mV)
192.00
-41.00
190.00
24.00
168.00
-73.00
DBO
2.64
2.85
2.40
5.56
3.27
3.27
EN LABORATORIO (mg/l)
DQO
Ca
Mg
10.80
96.52
54.42
37.80
76.38
35.00
34.20
89.58
52.73
32.40
154.16
89.01
19.80
103.47
17.30
27.90
126.38
23.62
PARAMETROS EN LABORATORIO (mg/l)
NKT
SO4
NO3
16.50
ND
0.33
10.00
ND
ND
32.01
15.00
ND
252.16
ND
ND
23.99
7.00
ND
22.88
ND
ND
NH3
0.33
0.17
0.17
0.17
0.06
0.44
NO
0.33
ND
ND
ND
ND
ND
NO2
ND
traza
ND
ND
ND
ND
Na
151.30
29.90
107.50
741.00
54.70
33.00
% de Error
5.36
4.31
3.54
-1.60
-2.26
1.14
ND: No detectado
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
ISSN: 0187-3296
71
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
DECOLORACIÓN DEL EFLUENTE DEL PROCESO DE TEÑIDO DE
ALGODÓN CON ÁCIDO CARMÍNICO POR UN HONGO
LIGNINOLÍTICO
G. Arroyo-Figueroa1*, G. M. L. Ruiz-Aguilar1, G. González-Sánchez2,
Unidad de Estudios Superiores de Salvatierra, Universidad de Guanajuato. Privada de Arteaga s/n, Zona Centro,
38900, Salvatierra, Guanajuato, México1. Centro de Investigación de Materiales Avanzados, Chihuahua,
Chih., México2. *Correo electrónico: [email protected]
RESUMEN. A nivel mundial, el uso de los
colorantes sintéticos en la industria textil ha
provocado un deterioro en la salud humana y en el
ambiente. Se han utilizado diferentes métodos
tradicionales de tratamiento sin éxito. Es por ello
que se propone el empleo de hongos ligninolíticos
que presenten la capacidad de decolorar los
efluentes generados por la industria textil. En el
presente estudio se determinó la factibilidad de
emplear hongo Trametes versicolor CDBB-H-1051 en
la decoloración de un efluente del proceso de teñido
de algodón con el extracto del colorante natural
grana carmín. Se preparó un medio sólido con
diferentes concentraciones del efluente (5-100%), se
inoculó el hongo y se incubó durante 8 días. Los
resultados sugieren que el hongo puede ser empleado
en el proceso de decoloración del efluente. Lo
anterior porque conforme el hongo va creciendo, se
formaron halos transparentes en el medio sólido.
También se observó que existe una relación inversa
entre la velocidad del crecimiento radial del hongo y
la concentración del efluente en el medio sólido como
era de esperarse. Con los resultados logrados se
considera que el hongo ligninolítico es factible de ser
aplicado en procesos que involucren la decoloración
de efluentes del proceso de teñido de algodón con el
extracto de grana carmín.
Palabras claves: Grana carmín, ácido carmínico,
decoloración, hongo ligninolítico.
INTRODUCCIÓN
Con el avance de la química se dió inicio al uso
desmedido de los colorantes sintéticos a nivel industrial.
En el mundo de la industria textil existen alrededor de
10,000 tipos de colorantes sintéticos, de cada uno de
ellos se produce más de 7x105 toneladas (Liu et al.,
2004), de los cuales del 10 al 15% se encuentran en los
efluentes industriales (Liu et al., 2004). Algunos de
estos colorantes son estables a la luz, la temperatura y al
ataque microbiano, por lo que los vuelve recalcitrantes
y tóxicos (Liu et al., 2004). La mayoría de estos
colorantes son mutagénicos, cancerigenos y no son
removidos completamente con métodos tradicionales de
tratamiento de aguas residuales (Liu et al., 2004). Los
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
colorantes azo constituyen el grupo más extenso de
todos los colorantes orgánicos disponibles en el
mercado. Se puede afirmar que estos colorantes
utilizados en el teñido de prendas textiles, poseen por si
mismos, potencial cancerígeno (AITEX, 2006). Debido
a esto, muchas industrias textiles a nivel mundial están
volviendo hacia lo natural, buscando sustituir los
colorantes sintéticos por los colorantes naturales.
Un colorante que tiene muchas ventajas en su uso para
la industria textil, es el ácido carmínico, debido a su
estabilidad a la luz y al calor. Fue muy usado en la
época de la colonia en México y es un derivado de la
antraquinona natural, con una cadena de azúcar lateral
que genera un color rojo (Landeros-Guerrero, 1989). Se
obtiene de secar hembras adultas del insecto grana
carmín (Dactylopius coccus Costa). Este insecto se
hospeda en las pencas de nopal de donde se alimenta
(Vigueras-Guzmán y Portillo-Martínez, 2001). El
extracto derivado de la grana se ha usado en el proceso
de teñido de algodón (Vigueras-Guzmán y PortilloMartínez, 2001). Sin embargo se desconocen los efectos
que pudieran tener sus efluentes en el medio ambiente.
En años recientes, se ha desarrollado una intensa
investigación en la decoloración de efluentes de teñido.
Se conoce que el empleo de hongos y de bacterias a
través de sus enzimas pueden ayudar a reducir la
cantidad del colorante (Arora y Chander, 2005; Chander
et al., 2004; Gill et al., 2002). La aplicación de procesos
biológicos utilizando hongos para la decoloración de
efluentes es una de las técnicas que se están aplicando
actualmente. Entre las especies de hongos más
estudiados han sido Phanerochaete, Pleurotus,
Bjerlandera, Trametes, Poyporus, Phelinus, Iperx,
Funalia y Thelephora (Selvam et al., 2003; Wesemberg
et al. 2003; Yesilada et al., 2003; Fu y Viraraghavan,
2001). Destacando el trabajo realizado por Selvam et al.
(2003), quienes trabajaron con el hongo Thelephora sp
consiguiendo una decoloración del 61% en los efluentes
textiles que contenían colorantes azo.
Existe poca información acerca de la decoloración de
colorantes naturales, en especial del extracto obtenido
de la grana carmín, sin embargo por ser el ácido
carmínico una antraquinona natural con un radical
glucósido, se considera que sería factible de ser
degradado por un hongo ligninolítico. Por lo que la
finalidad de este trabajo es establecer la decoloración
del efluente del proceso de teñido de algodón con el
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
extracto de la grana carmín, por medio del hongo
Trametes versicolor.
adhesión del hongo en la caja al momento de realizar el
experimento.
METODOLOGÍA
Se desea establecer el efecto de diferentes
concentraciones de un efluente del proceso de teñido de
algodón con el extracto de grana carmín, en el
crecimiento de un hongo. Se utilizó el hongo
ligninolítico Trametes versicolor CDBB-H-1051, se
conoce que es capaz de transformar una amplia
variedad de compuestos orgánicos (Borchert y Libra,
2001). El hongo fue crecido previamente en cajas Petri
que contenían extracto de malta al 2 % a 28 ± 1 oC,
durante 5 días. Para determinar la decoloración del
efluente, se prepararon cajas disolviendo agar-agar
microbiológico en agua destilada y calentando en un
horno de microondas por 40 s. La cantidad de agua
utilizada dependió de la concentración de efluente
presente en las cajas. Las concentraciones del efluente
en las cajas fueron 5 %, 15 %, 30 %, 45 %, 65 %, y 100
%. Una vez disuelto el agar en agua, se esterilizó a
103.42 KPa durante 15 min y se mezcló con la
correspondiente concentración del efluente del proceso
de teñido de algodón con ácido camínico. Una
excepción fue la caja con concentración de efluente del
100 %, donde se adicionó el agar a una porción del
efluente y se calentó en el horno de microondas por 40
s, para disolverlo sin esterilizar. En todos los casos, el
efluente del proceso de teñido de algodón con el
extracto de grana se calentó a 50 °C en una parrilla,
previo a mezclarse con el agar, con la finalidad de que
las dos soluciones tuvieran temperaturas similares.
Todas las concentraciones se prepararon por triplicado.
Las cajas se dejaron enfriar y a prueba de esterilidad por
un día. Posteriormente, se cortaron círculos de agarhongo de 1 cm de diámetro de las cajas con extracto de
malta, con ayuda de un horadador y se colocaron en el
centro de las cajas petri que contenían el efluente del
proceso de teñido de algodón. Se utilizó como control
un medio sólido que no contenía efluente. Las cajas se
incubaron durante 8 días a una temperatura de 28 ± 1
o
C. El crecimiento radial del hongo en las cajas con
efluente se midió diariamente con ayuda de un vernier.
Para calcular la velocidad de crecimiento del hongo se
utilizó la expresión desarrollada por Monod, modificada
con una regresión logarítmica.
RESULTADOS
Conforme va creciendo el hongo en el medio sólido
(agar-efluente), se observó que el color va
disminuyendo, apareciendo filamentos y un halo
transparente.
Las
cajas
que
contenían
las
concentraciones más bajas del efluente de teñido,
mostraron una mayor velocidad de crecimiento radial
del hongo (Fig. 1). Fue necesario eliminar las cajas con
la concentración del 45%, por problemas con la
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Crecimiento radial (cm)
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
8.0
9.0
Tiempo (Día)
Figura 1. Crecimiento radial de T. versicolor CDBB-H1051 en caja, en presencia de diferentes
concentraciones de un efluente del proceso de
teñido de algodón con grana carmín.
Concentración de efluente:
Sin
efluente,
5 %;
15 %;
30 %;
65 %;
100
%. Las barras representan la desviación
estándar de tres cajas.
Se realizó un análisis estadístico de los datos de
velocidad en donde se observó que estos valores no
presentan una distribución normal, por lo que se efectúo
una prueba de comparación no paramétrica de KruskalWallis. Se aprecia que el crecimiento del hongo con
respecto al grupo de concentraciones de la caja sin
efluente y 5% no presentan una diferencia significativa
entre ellas (p>0.05), de la misma manera el crecimiento
del hongo con respecto al grupo de concentraciones del
efluente de 15%, 30%, 65% y 100%, no presentan
diferencia significativa entre ellas (p>0.05). Sin
embargo entre estos dos últimos grupos se encontró una
diferencia significativa (p≤0.05). La velocidad de
crecimiento del hongo con la concentración del 5%, es
15 veces mayor que las cajas con concentraciones más
altas del efluente, como era de esperarse. Para el caso
entre las concentraciones de 65% y 100% la relación
entre ellas es menor a 1, debido a que resultó con mayor
velocidad de crecimiento radial la caja con
concentración más alta (100%).
DISCUSIÓN
El crecimiento del hongo fue más rápido en las cajas
que tienen una menor concentración del efluente. Por lo
tanto en mayores concentraciones la velocidad de
crecimiento es menor, con excepción de la caja de
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
concentración del 100%, en donde la velocidad de
crecimiento del hongo fue mayor que la de 65%, debido
probablemente a que la caja de concentración del 100%
fue preparada de manera diferente. Aunque en el
análisis estadístico existe diferencia significativa entre
las cajas sin efluente y con un 5% de efluente, contra las
cuatro últimas. Las pruebas de decoloración reportadas
utilizando hongos ligninolíticos, generalmente se han
realizado utilizando medios líquidos en reactores tipo
Batch. Uno de los trabajos es el análisis realizado por
Borchert y Libra (2001), utilizando el hongo Trametes
versicolor, para decolorar los colorantes textiles: negro
5 (52% en peso de diazo), rojo 198 (65% en peso de
monoazo) y el colorante con el grupo antraquinona, azul
brillante 19 (50% en peso de antraquinona), en medio
líquido con la solución Kirk. Con los que obtienen
decoloraciones mayores de 95%, en donde las
concentraciones iniciales son de 100 y 500 mg/lt. Cabe
señalar que en el presente trabajo no se utilizó un medio
propicio para el crecimiento del hongo y tampoco se
adicionaron nutrientes. Esto pudo limitar el crecimiento
del hongo en el medio sólido. Siendo estas condiciones
más cercanas a las reales que las propuesta por Borchert
y Libra (2001). Estos resultados permiten establecer las
condiciones preliminares para el tratamiento de
efluentes del proceso de teñido con el extracto de grana
carmín en reactores Batch.
CONCLUSIONES
El hongo ligninolítico elimina el color de la grana
carmín del medio sólido con efluente. Se puede concluir
con este estudio, que las aguas residuales provenientes
del proceso de teñido de algodón con ácido carmínico,
son factibles de ser tratadas biológicamente con el
hongo Trametes versicolor CDBB-H-1051. Estos
hongos, son responsables de la decoloración y
degradación de un amplio intervalo de colorantes. La
investigación en la ecología de los hongos ligninolíticos
juega un papel relevante en el desarrollo de
biotecnologías emergentes. Como ejemplos se pueden
citar la decoloración de efluentes industriales y la
degradación de contaminantes orgánicos. Por lo tanto el
uso del hongo ligninolítico para tratar este tipo de
efluentes coloreados, es una buena opción, aunque se
requerirá realizar más experimentos de degradación en
medios líquidos del efluente y mejorar el proceso.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen el financiamiento de CONACYT
del Gobierno del Estado de Guanajuato, a través de los
Fondos Mixtos al proyecto denominado “Aplicación del
colorante natural grana del carmín, en el sector textil”,
con clave GTO-04-C02-38.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
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6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
DIAGNOSTICO AMBIENTAL EN CUATRO INSTITUCIONES
EDUCATIVAS DEL NIVEL MEDIO SUPERIOR DE LA
UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE GUERRERO.
Herlinda Gervacio-Jiménez1, Benjamín Castillo-Elías2 y Laura Sampedro Rosas1
1
Unidad de Ciencias de Desarrollo Regional de la Universidad Autónoma de Guerrero.
Calle pino s/n, Col. El Roble, Cp. 39640, Acapulco, Gro. E-mail: [email protected]
2
Procuraduría Federal de Protección al Ambiente en el Estado de Guerrero (PROFEPA-GUERRERO), Av. Costera
Miguel Alemán No. 315 Palacio Federal 1er piso Ala Ote. Cp. 39880 Col. Centro, Acapulco, Gro.
RESUMEN. El objetivo fue realizar un diagnostico
de la situación ambiental en cuatro instituciones
educativas de la Universidad Autónoma de
Guerrero, en el nivel medio superior, situadas en la
ciudad de Acapulco, Gro. A fin de tener un
parámetro para conocer la situación ambiental de
estas cuatro instituciones y sus alrededores. Los
resultados obtenidos de la presente investigación
establecerán las bases para evaluar los planes y
programas de estudio de las mismas instituciones.
Se consideraron los siguientes rubros: agua, energía,
suelo, ruido, instalaciones y estructura de los
edificios, residuos sólidos urbanos, residuos
peligrosos y las condiciones de seguridad en las
cuales los alumnos y trabajadores laboran. El
diagnostico se realizó por medio de la observación
participante, entrevistas y cuestionarios.
Los resultados obtenidos demostraron que las
instituciones educativas involucradas en este estudio
no están dando un tratamiento adecuado a los
recursos como energía, agua, y materiales.
Consecuentemente, tampoco se han tomado medidas
para no afectar la calidad y coherencia del entorno.
Se deben poner en marcha actividades de educación
ambiental a fin de promover cambios que mejoren la
relación de los seres humanos con su medio
ambiente involucrando a toda la comunidad
universitaria.
Palabras clave: diagnostico, educación ambiental,
residuos.
INTRODUCCIÓN
El uso adecuado de los recursos naturales como el agua,
la energía, el suelo entre otros aspectos, debe ser parte
prioritaria para las instituciones educativas; por tal
motivo la presente investigación tiene como finalidad
conocer cual es el uso y manejo que se le da a los
recursos naturales dentro de las instituciones educativas
así como conocer cual es el manejo de los residuos que
produce; considerando para la investigación una
muestra de cuatro escuelas del nivel medio superior de
la Universidad Autónoma de Guerrero ubicadas en
Acapulco, Gro., durante los meses de octubre del 2006
a marzo del 2007.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
La educación ambiental surge como un instrumento
para lograr una adaptación responsable del individuo al
medio en que vive y se desarrolla, que enfatiza el hecho
de que la sociedad se enfrenta a problemas ambientales
que demandan la intervención de los distintos actores
sociales y que resalta la necesidad de evaluar los logros
alcanzados como factor de cambio social y ambiental
(Benayas & Barroso, 1995; Smyth, 2001; Novo, 2001).
Las estrechas relaciones que se van tejiendo entre
medio ambiente y educación, como posibilidad de
salvaguardia de éste, conducen al surgimiento y
posterior evolución del concepto de educación
ambiental (Giordan, 1991).
El papel de la educación ambiental en esto resulta
fundamental, como herramienta para lograr la
participación de los ciudadanos en la gestión y mejora
del ambiente a través de los ámbitos educativos formal,
no formal e informal (Calvo, 1997).
Gestión ambiental
Las instituciones universitarias, además de gestionar
estudiantes y conocimientos, procesan recursos como
energía, agua, comida, materiales etc. Que deben recibir
un tratamiento adecuado. Todas las universidades,
independientemente de su grado de compromiso con la
protección del medio ambiente, realizan gestión
ambiental en la medida en que toman decisiones que
afectan la calidad y coherencia del entorno, tanto de la
misma institución como de las comunidades en las que
se asientan (Coya, 2002).
Una universidad que haya realizado una declaración de
política ambiental desde sus órganos rectores debe
trasladarse a su “plan de gestión” para diseñar el
sistema de gestión ambiental, y concretar así su política
en este ámbito, debe considerarse los resultados de una
evaluación inicial que señale las estrategias y priorice
las actuaciones que se deben iniciar para reducir y
minimizar el impacto ambiental producido por las
actividades de la Universidad.
Una vez implantado el plan de gestión ambiental en la
Universidad puede certificarse, es decir, puede seguir
una serie de normas estándares acreditadas por un
organismo determinado; sería algo así como obtener
una etiqueta de calidad ambiental. Hasta ahora esta
iniciativa ha sido adoptada por empresas industriales y
de servicios con el objetivo de diferenciarse de la
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
competencia; actualmente existe esa posibilidad para
otro tipo de instituciones, como las universidades,
aunque los objetivos sean distintos y suelan responder
más a fines políticos o éticos-sociales que de orden
económico (Oficina Verde, 1999).
Las políticas internacionales sobre gestión ambiental
La política Europea al respecto ofrece a las
Universidades la posibilidad de que esta certificación se
pueda conseguir por dos procedimientos: por el
Reglamento Europeo 1836/93 denominado sistema de
Gestión y Auditoria Ambiental (EMS-Eco-Management
and audit. Écheme) o por la norma internacional ISO
14000 (Capdevila, et al. 1999; Oficina Verde, 1999).
Fundamento jurídico
En México con su entrada en vigor en enero 2004, la
Ley General para la Prevención y Gestión Integral de
los Residuos se está constituyendo, al igual que la Ley
General del Equilibrio Ecológico y la Protección al
Ambiente (LGEEPA) en su momento, en un detonador
del fortalecimiento de las capacidades de gestión
ambiental de los residuos en las distintas entidades del
país (Cortinas, 2005).
Los principales aspectos en los que debe incidir un
sistema de gestión ambiental en una institución
educativa son fundamentalmente tres:
a) Construcción de edificios y diseño de la
ordenación del campus:
Todos los edificios, servicios, facultades que se
encuentren en el campus universitario desempeñan un
papel fundamental en el impacto provocado al medio
ambiente. En su construcción se ocupa el espacio y se
utilizan un gran número de materiales, y para su
funcionamiento requieren varios tipos de energía y
recursos (electricidad, agua, etc.) y producen residuos.
Por todo ello, es importante que se regulen claramente
los criterios con los que se planifican, construyen y
mantienen para lograr su mayor habitabilidad y
eficiencia en términos ambientales e intentar prevenir
posibles deficiencias (Coya, 2002).
b) Gestión de residuos:
Las actividades realizadas en la universidad como
resultado de la docencia, investigación y vida diaria
producen diversidad de materiales residuales. Para
minimizar el impacto ambiental de estos residuos es
preciso que se lleve a cabo una gestión adecuada y
trabajar para reducir su uso, y en la medida de lo
posible, fomentar su reutilización (Cortinas, 2005).
c) Sensibilización y concientización de la
comunidad Universitaria.
La gestión ambiental de la Universidad está
íntimamente unida a la educación ambiental en la
medida que es preciso sensibilizar y concientizar a toda
la comunidad universitaria (profesores, estudiantes
administrativos, intendencia) con respecto a la
necesidad de actuar responsablemente ante el medio
ambiente.
METODOLOGÍA
Métodos de evaluación
Se realizó un diagnostico en cuatro instituciones
educativas del nivel medio superior de la Universidad
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Autónoma de Guerrero, a las cuales se les denominó
escuela “A”, “B”, “C” y “D” con la finalidad de
guardar la identidad de las mismas por considerar la
información confidencial.
Para tal caso se consideraron los siguientes rubros:
Agua
Energía
Suelo
Ruido
Instalaciones y estructura de los edificios
Residuos sólidos urbanos
Residuos peligrosos
Condiciones de seguridad en que laboran los
estudiantes y trabajadores
Situación ambiental de los alrededores.
El diagnostico se realizó utilizando la guía de
autoevaluación de cumplimiento ambiental de la
Procuraduría Federal de Protección al Ambiente
(PROFEPA), la cual es desarrollada con el fin de que
sea de utilidad para todas aquellas personas físicas o
morales, públicas o privadas que deseen autoevaluarse y
conocer en forma general cual es el estado de sus
instalaciones en cuanto a sus obligaciones legales en
materia ambiental (PROFEPA, 2005).
Se utilizó un formato especial para evaluar el manejo de
residuos sólidos urbanos en instituciones educativas
diseñado por Cortinas (2005).
Se utilizó la observación participante, una técnica de la
metodología cualitativa para observación de casos.
Se utilizó material fotográfico como recurso didáctico
con la finalidad de ilustrar evidencias.
Desarrollo del diagnostico
La primera actividad es una reunión de apertura y
reconocimiento con los responsables de las instituciones
educativas.
•
Planeación y desarrollo de los trabajos de campo y
gabinete que correspondan.
•
Evaluación de los procesos.
•
Formulación de los reportes derivados del
diagnostico ambiental.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Caracterización del área de estudio
Las características presentadas por las cuatro
instituciones educativas son similares. Pudo observarse
que en el rublo agua existe las tuberías de las cuatro
instituciones presentan deficiencia en relación a su
instalación, tubos a la intemperie con peligro se ser
manipulados fácilmente, dando como resultado tuberías
rotas con fugas de agua. Con relación a la energía que
fue otro rubro que se consideró se pudo observar que en
las cuatro instituciones no se cuenta con una instalación
eléctrica eficiente y segura, se observaron cables
sueltos, “pelados” y expuestos, esta práctica puede ser
peligrosa porque se observaron instalaciones con los
cables sueltos en salones de clases y pasillos. Así
mismo se observaron lámparas
y ventiladores
encendidos en salones que no había clases, en la escuela
“A” y “B” de observaron lámparas encendidas en
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
pasillos en plena luz del día, por lo que se considera un
uso inadecuado de energía. En el rubro suelo en la
escuela “A” es un terreno bastante accidentado se
observaron cárcavas, pendientes peligrosas con rocas
que se han desbordado a la calle principal este problema
se agudiza en épocas de lluvias puesto que no se cuenta
con muro de contención lo que provoca que la tierra se
desborde formando corriente de agua y en consecuencia
arrastre piedras formando cárcavas más peligrosas
además de observase mucha basura en el lugar.
Situación muy similar padece la escuela “C”, la
ubicación de la misma se encuentra al pie de una
pendiente lo que provoca que en épocas de lluvias se
araste del cerro tierra y árboles provocando bloqueo a la
entrada principal del estacionamiento se observó
también que no se cuenta con un muro de concreto que
sirva de contención, lo que provoca que cada época de
lluvia de tenga este mismo problema. Con respecto a la
escuela “D” la ubicación le permite un uso de suelo
adecuado puesto que si cuenta con un muro de
contención lo cual les evita el problema de deslaves. En
relación a la escuela “B” se localiza en un lugar plano
sin ningún problema de ubicación. Se observó
escurrimiento de lixiviados provenientes de los residuos
que almacenan en espera de ser recolectados. En
ninguna de las cuatro instituciones se observó derrames
peligrosos que puedan contaminar el suelo. Rubro
ruido: El ruido es uno de los problemas de
contaminación que pocas veces de considera
importante, sin embargo el tiempo de permanencia en
las instituciones se pudo observar que el ruido es un
fuerte problema que afecta tanto a alumnos como
maestros principalmente debido a que las instalaciones
de los salones no cuentan con ventanas cerradas por
carecer de clima por lo que las clases se realizan con
ventanas abiertas provocando toda clase de ruidos,
desde trafico de camiones que por ser área escolar se
estacionan junto a las escuela para subir pasaje, así
como las construcciones que se localizan a sus
alrededores provocando no solo contaminación por
ruido sino por el aíre que se respira debido a los
materiales de construcción esta contaminación afecta
prácticamente a las cuatro instituciones educativas. El
rubro: Instalaciones y estructura de los edificios en la
escuela “A” se observó que los edificios presenta
deterioro bastante severo se observó filtración de agua,
goteras, cuarteadoras, “descascaraminto” de la pintura.
En relación a la escuela “C” se observó que los edificios
se encuentran atrancados con barrotes de fierro a raíz de
un temblor que dejo los edificios “sentidos” lo cual
lucen bastante grotescos, otra situación peligrosa que se
observó en la misma escuela “C” es que en la parte alta
del tercer piso se carece de un barandal el cual
brindaría seguridad a quien camina por ese edificio. En
relación a la escuela “B” y “D” las instalaciones
estructura de los edificios no se observaron
desperfectos. En relación a los residuos sólidos urbanos
se observó que en las cuatro instituciones educativas
generan los mismos residuos como: los orgánicos
húmedos (residuos de comida) cuyo punto de origen
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
son las cafeterías y los comedores, así como los
residuos de jardinería, dentro de los orgánicos secos
encontramos el papel, cartón que generan oficinas,
salones de clases, las fotocopiadoras, los sanitarios,
encontramos botellas de plástico platos, vasos de
plástico y unicel que son generados en las cafeterías.
Dentro de los residuos inorgánicos encontramos
botellas de vidrio y aluminio generados en las
cafeterías, butacas descompuestas, consideradas dentro
de la chatarra metálica. Todos estos residuos se generan
en las cuatro instituciones estudiadas.
En los
laboratorios las prácticas que se realizan son con
alcoholes y algunos productos corrosivos en cantidades
mínimas, de acuerdo a la información proporcionada
por los encargados, no se utilizan residuos químicos
peligros en las prácticas. Así mismo dentro de los
residuos químicos peligros encontramos el tonner de
impresoras y fotocopiadoras, lámparas de mercurio que
son generadas por oficinas y papelerías de la escuela.
De acuerdo a la información proporcionada por las
autoridades de las instituciones educativas y de acuerdo
a lo que se observó no se cuenta con la cultura de
separación de residuos, se revuelve toda la basura
incluyendo los considerados residuos peligrosos y van
a un deposito en el cual permanecen hasta una semana
almacenados en espera del camión recolector el cual
pertenece al municipio. En cuando en la escuela “C”
se cuenta con un deposito de basura en la calle, fuera
de la escuela, por lo que los intendentes comentaron que
solicitaron tambos para depositar los residuos en el
mismo puesto que aquí por ser colectivo el camión
recolector pasa diariamente, de esa manera se evita el
acumulo de residuos dentro de las instalaciones de la
escuela, esto ha mejorado la imagen de la propia
institución, no así con las demás escuelas donde se
pudo observar basura acumulada de varios días. Los
residuos de mantenimiento: como los productos de
limpieza, restos de pintura, solventes los encontramos
en las cuatro instituciones cuyo uso y manejo es
indiscriminado, observando que todos son enviados al
la red del drenaje sanitario. Son almacenados en
bodegas instaladas en los mismos edificios de salones u
oficinas lo cual los convierte en peligrosos en caso de
explosiones. Otra situación de contaminación se
observó en los alrededores de las escuelas “B” y “C”.
En la escuela “C” arrojan basura los habitantes de las
partes altas, existe exposición de descarga de aguas
residuales que al mezclarse con la basura provocan
malos olores que se perciben hasta las instalaciones de
clases, se observó que este canal carece de limpieza y
las aguas negras permanecen encharcadas por meses, el
canal se limpia solo en épocas de lluvias misma que
arrastra la basura hasta la bahía de Acapulco. La misma
situación se observó en la escuela “B” en la cual
atraviesa un canal donde se observó basura, desechos,
aguas negras y fauna nociva. También se observaron
construcciones que afectan el entorno y directamente a
las escuelas por encontrarse muy cerca. Se consideró
los alrededores con la finalidad de tener un diagnostico
completo sobre la situación ambiental que prevalece en
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
las instituciones educativas, a fin de conocer la
magnitud del problema y saber de que manera impacta
a las mismas, además de conocer las medias correctivas
o estrategias que tienen las instituciones ante los
problemas en cuestión. Con respecto a las condiciones
de seguridad del personal y alumnados se observó que
en ninguna de las cuatro instituciones se cuenta con
rutas de evacuación en caso de siniestro, no se realizan
simulacros, no se da la disposición adecuada a los
residuos generados, ni se toman medidas necesarias
para evitar contingencias. En la escuela “C” se pudo
observar las instalaciones son deficientes y peligrosas
por no contar con algunos varandales en las partes altas
de los edificios, se observó prácticamente todos los
vidrios de los ventanales rotos lo que es un peligro para
los alumnos o docentes que allí laboran. Existe poca
seguridad en consecuencia, el vandalismo y asaltos
dentro y fuera de las instituciones también las convierte
en inseguras.
CONCLUSIONES
Resulta evidente que la educación ambiental, por su
propia naturaleza exige un modelo educativo nuevo,
cuyos supuestos teóricos se amplían a todas las
disciplinas del ámbito científico. Resulta evidente, que
la educación ambiental requiere conocimiento
comprensivo de los problemas medioambientales con
vistas a un tratamiento didáctico adecuado. Las
instituciones educativas tienen un papel importante en
este sentido, sin embargo los problemas ambientales las
han rebasado.
Para Ballesteros es importante considerar las siguientes
preguntas:
¿Cuáles contextos son clave en la escuela?
Es importante realizar una ecoauditoría en el espacio
físico material de la escuela, considerando su territorio,
la arquitectura, distribución de mobiliario, imagen y
consumo de recursos como agua, energía, papel,
etcétera, con el fin de ordenar tales recursos para
generar una experiencia de calidad de vida en los
espacios educativos (Ballesteros, 2000).
¿Cuáles demandas del contexto comunitario es
necesario satisfacer?
Esta última pregunta es parte de lo que nos permitirá
evaluar el avance de nuestro programa de educación
ambiental, es decir, la identificación de problemas
ambientales que generan demandas y áreas de
oportunidad de actuación desde el interior de la escuela.
Finalmente el bachillerato es una de las grandes
oportunidades para emprender programas de educación
ambiental, por las posibilidades que encierra la visión
de la juventud.
AGRADECIMIENTOS
Los autores desean agradecer a las autoridades
educativas de las cuatro instituciones donde se realizó el
estudio por las facilidades y la información
proporcionada.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
BIBLIOGRAFÍA
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6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007
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78
MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
MAPAS DE VULNERABILIDAD DE ACUÍFEROS Y SU
IMPORTANCIA EN ESTUDIOS DE IMPACTO AMBIENTAL
1
Gabriel Jiménez Suárez, 1 Margarita Teutli León, 1Patricia González Araoz, 2Juan Tenorio Moro. 2Alumno
1
Facultad de Ingeniería, C.U. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla.
[email protected] Tel. (222) 233 09 64 Tel.Fax (222) 229 55 00 ext.7620
Resumen. Se presenta el mapa de vulnerabilidad a
la contaminación del acuífero freático del valle de
Puebla construido con el método DRASTIC como
ejemplo de aplicación a estudios de impacto
ambiental. La información que integra un mapa de
vulnerabilidad
mediante
un
análisis
del
funcionamiento de los medios involucrados se
transforma en información ambiental. Dicha
información ambiental se puede emplear para
construir modelos conceptuales para predecir
espacial y temporalmente los efectos de una
actividad antrópica a nivel puntual, difusa, o
regional sobre el agua subterránea y superficial. A
los organismos responsables de conservar y
preservar el ambiente el mapa de vulnerabilidad
les proporciona bases científicas para la toma de
decisiones sobre estudios de impacto ambiental y el
ordenamiento ecológico del territorio.
Palabras clave: DRASTIC, Vulnerabilidad,
Acuífero, Impacto ambiental
INTRODUCCIÓN
La ciudad de Puebla capital del estado del mismo
nombre, se localiza en el Altiplano Mexicano a 2162
m.s.n.m. a 120 km al oriente de la ciudad de México
(D.F.), capital de la República Mexicana. El mapa de
vulnerabilidad del acuífero del Valle de Puebla
comprende las coordenadas geográficas 18°58′–
19°20′N (2,095,000-2,145,000N UTM) and 98°28′–
98°06′W (550,000–592,000E UTM).
Aproximadamente el 66 % del agua subterránea
extraída en el territorio nacional se destina a la
agricultura, el 70 % del volumen de agua que se
suministra a las ciudades es agua subterránea, para
algunas ciudades el 100 % del suministro es agua
subterránea (C.N.A., 2001). La disponibilidad de agua
subterránea en cantidad y calidad suficiente, es
imprescindible para la sociedad actual y la
alimentación de ríos, lagos, humedales y los
ecosistemas que dependen de ellos.
De 320 cuencas hidrológicas en México 20 presentan
serios problemas de contaminación que afectan al 75
% de la población (Belmonte et al, 2005).
La restauración de la calidad del agua en un acuífero
suele ser un proceso largo y costoso y algunas veces
técnicamente imposible (Llamas y Custodio, 1999).
El tiempo de respuesta de la secretaría del medio
ambiente a un informe preventivo de impacto
ambiental es de 20-30 días hábiles, manifestación de
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
impacto ambiental: particular o regional de 40-60 días
hábiles según la entidad federativa. Es importante
reducir el tiempo de elaboración del estudio de
impacto ambiental por parte del promovente y de
respuesta por parte de la secretaría a estudios de
impacto ambiental. Lo anterior es realizable
estableciendo una metodología que simplifique la
dificultad y agilice el análisis de impacto ambiental
sin sacrificar eficiencia, rigor, y certidumbre para
ambas partes.
METODOLOGÍA
Para construir el mapa de vulnerabilidad de un
acuífero de acuerdo al método DRASTIC se deben
procesar
datos
geológicos,
geomorfológicos,
parámetros hidrogeológicos y representarlos por
medio de mapas. La interpretación de los mapas
proporciona información para describir el medio
hidrogeológico e hidrológico en su condición inicial,
determinar sus interacciones, y aplicar esta
información para estudios de impacto ambiental.
ESTUDIOS DE IMPACTO AMBIENTAL
Es el procedimiento a través del cual (la Secretaría de
Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca)
establece las condiciones a que se sujetará la
realización de obras y actividades que puedan causar
desequilibrio ecológico o rebasar los límites y
condiciones establecidos en las disposiciones
aplicables para proteger el ambiente, preservar y
restaurar los ecosistemas, a fin de evitar o reducir al
mínimo sus efectos negativos sobre el ambiente”. Ley
general del equilibrio ecológico y la protección al
ambiente (Artículo 28).
El estudio del impacto ambiental de una obra o
actividad es un estudio técnico científico preventivo,
predictivo, e integral que requiere la participación de
un grupo de especialistas, en agua, aire, suelo, ruido,
flora y fauna, además economistas, sociólogos y
planificadores.
Un estudio de impacto ambiental debe tener
información detallada sobre:
Las características del proyecto, de las obras y
actividades involucradas en cada una de las fases.
Descripción
completa del medio físico, clima,
temperatura, precipitación media anual, tipo de
paisaje, geomorfología hidrogeología, y el tamaño del
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MEMORIAS EN EXTENSO
área afectada, infraestructura
socioeconómica.
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
urbana,
estructura
PRONÓSTICO Y ANÁLISIS DE IMPACTOS
AMBIENTALES
Se aplican métodos que a través del estudio de las
propiedades que gobiernan el medio ambiente se
pueden predecir que tipo de impactos se presentarán.
Estos pueden ser: a) positivos o negativos b)
evolutivos en tiempo y espacio c) sinérgicos d)
Irreversibles para el período de vida humana.
VULNERABILIDAD A LA CONTAMINACIÓN
DEL AGUA SUBTERRÁNEA
Vulnerabilidad es una propiedad intrínseca del sistema
de agua subterránea que depende de la sensibilidad del
mismo a los impactos humanos y/o naturales (Vrba y
Zaporozec, 1994).
La identificación en un acuífero de áreas con similares
condiciones hidrogeológicas, proporciona las bases
para la construcción de un mapa de vulnerabilidad a la
contaminación. Un mapa de vulnerabilidad delimita
las áreas que tienen similar resistencia o retardación a
la infiltración, incorporación, y transporte de
contaminantes en un acuífero. Las zonas más
vulnerables serán aquellas en que el nivel del agua
Figura 1. Geomorfología del Valle de Puebla.
superficiales.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
subterránea este más superficial, se presente mayor
infiltración, con superficies de poca pendiente
topográfica, y mayor conductividad hidráulica.
El método que se utilizo para elaborar el mapa de
vulnerabilidad a la contaminación es el DRASTIC
(Aller et al., 1987), involucra a siete parámetros que
gobiernan la infiltración, incorporación, velocidad de
transporte de un contaminante en un acuífero.
Algunos parámetros son cuantitativos, otros están
relacionados con la naturaleza de la roca o suelo.
Cada parámetro tiene valores en un cierto rango (Aller
et al., 1987). El índice de vulnerabilidad se calcula por
medio de la siguiente expresión:
IV= DrDw+RrRw+ArAw+SrSW+TrTW+IrIw+CrCw.
El índice r se refiere al rango y w al peso asignado.
Donde:
D - Profundidad al acuífero (Depth to water)
R - Recarga neta (Net recharge)
A - Tipo de acuífero (Aquifer media)
S - Tipo de suelo (Soil media)
T - Topografía, Pendiente (Topography)
I - Impacto del tipo de zona vadosa (Impact of the
Vadose Zone Media)
C - Conductividad hidráulica (Conductivity of the
aquifer)
Figura 2. Interacción agua subterránea-corrientes
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Figura 3. Distribución de la conductividad hidráulica en
el acuífero superior.
Figura 4. Mapa de Vulnerabilidad a la contaminación
del Acuífero del Valle de Puebla.
Para definir los niveles de vulnerabilidad de un
acuífero por el Método DRASTIC se usa la escala
propuesta por Choza (1997) áreas con índice de
vulnerabilidad de 0 a 100 se consideran de baja
vulnerabilidad, de 100-140 de vulnerabilidad media,
mayor a 140 de alta vulnerabilidad.
6. Grado de vulnerabilidad de lagos, humedales, que
son abastecidos por agua subterránea.
RESULTADOS
A través de un mapa de vulnerabilidad. Un especialista
en hidrogeología puede conocer los siguientes aspectos
de una cuenca hidrogeológica:
1. Índice de vulnerabilidad a la contaminación de un
acuífero.
2. Zonas de recarga de agua subterránea ubicadas en las
partes topográficamente elevadas y las zonas de
descarga ubicadas en las partes bajas de la cuenca.
3. Ubicación de las zonas más vulnerables y la
importancia de su ubicación en la cuenca. La zona de
mayor importancia en la cuenca es la de recarga, debido
a que si es contaminada abastecerá a gran parte de la
cuenca de agua contaminada.
4. Profundidad y disponibilidad del agua subterránea.
5. Identificación de ríos efluentes e influentes. Un río
efluente es cuando el nivel estático esta más abajo que
el fondo del cause, entonces el agua fluirá del río hacia
el acuífero. Un río influente es cuando el nivel estático
esta arriba del cause entonces fluirá agua del acuífero
hacia el río. De acuerdo a lo anterior se puede prever
cuando un río potencialmente puede contaminar a un
acuífero a corto plazo o un acuífero puede contaminar a
un río a corto mediano o largo plazo.
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
DISCUSIÓN
Se propone el método DRASTIC para construir mapas
de vulnerabilidad debido a que es el más usado en
América Latina y los Estados Unidos de Norteamérica.
Debido a su sencillez de elaboración y se puede utilizar
en acuíferos granulares que son los más abundantes.
El Método DRASTIC emplea 7 parámetros
hidrogeológicos que tienen mayor representatividad del
medio físico, dichos parámetros dependiendo de sus
valores indican el valor de la resistencia del acuífero a
ser contaminado. A mayor numero de parámetros se
tiene mayor información del medio físico para
describirlo y prever su vulnerabilidad a la
contaminación
La cartografía de vulnerabilidad de un acuífero debe
formar parte de un sistema de información ambiental en
poder de la secretaria del medio ambiente estatal y
federal para consulta pública.
CONCLUSIONES
La interpretación de la información cartográfica de para
construir un mapas de vulnerabilidad y el mismo mapa
de vulnerabilidad proporcionan datos esenciales para
elaborar estudios de impacto ambiental en suelo, agua
subterránea y superficial debida a obras o actividades
que alteren positiva o negativamente el ambiente.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Utilizando la cartografía de vulnerabilidad se puede
realizar un análisis más preciso, rápido, confiable y en
grandes áreas del impacto ambiental de una obra o un
conjunto de ellas.
La escala de la información cartográfica es a nivel
regional y puede ser utilizada en estudios de impacto
ambiental locales o regionales, de competencia estatal o
federal. Sirve como base científica para la planeación
del desarrollo urbano y ordenamiento ecológico del
territorio.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
UNIDAD DE MANEJO AMBIENTAL SUSTENTABLE PARA EL
APROVECHAMIENTO Y CONSERVACIÓN DE MANGLARES EN LA
LAGUNA DE TRES PALOS, MUNICIPIO DE ACAPULCO,
GUERRERO, MÉXICO.
Benjamín Castillo-Elías, José Luís Rosas Acevedo, Laura Sampedro Rosas y Artemio López Ríos.
Unidad de Ciencias de Desarrollo Regional de la Universidad Autónoma de Guerrero, Calle Pino s/n, Col. El Roble, CP.
39640, Acapulco, Gro. E-mail: [email protected]
RESUMEN. El objetivo principal del presente estudio
fue identificar las condiciones ecológicas y sociales en la
Laguna de Tres Palos, proponiendo el establecimiento
de una Unidad de Manejo Ambiental Sustentable de
mangle blanco (Laguncularia racemosa (L.) Gaertner)
como una alternativa para alcanzar la sustentabilidad
económica regional. Se realizó un diagnóstico de la
situación actual del manglar en la Laguna de Tres
Palos durante un año (2005-2006), seleccionando cinco
comunidades pesqueras anexas con las zonas de
manglar, aplicando una encuesta de carácter
cuantitativo para conocer el interés sobre la
conservación y el aprovechamiento del ecosistema de
manglar. Los resultados obtenidos mostraron el grado
de conocimiento y participación entre los pescadores
de la Laguna de Tres Palos como un indicador de
aceptación para participar en el establecimiento y
operatividad de un vivero de producción de plántulas
de mangle. Con esta investigación, se logró conocer y
documentar las percepciones que se tienen sobre el
tema de la conservación, protección y uso de los
manglares. Por lo que se elaboró un manual básico
técnico-metodológico del manejo en vivero para esa
especie, por ser la más abundante y de mayor uso.
Este estudio tiene como aporte la integración de la
planeación de un proyecto viable de sustentabilidad
económica regional, con actividades dirigidas a
desarrollar una cultura de aprovechamiento y
conservación de los ecosistemas de manglar.
Palabras clave: mangle blanco, vida silvestre, desarrollo
regional, vivero
INTRODUCCIÓN
En México, desde 1997 se establece la integración y
operación del Sistema de Unidades para la Conservación,
Manejo y Aprovechamiento Sustentable de la Vida
Silvestre (SUMA),
que promueve alternativas de
producción compatibles con el cuidado de la
biodiversidad y el ambiente a través del uso racional,
ordenado y planificado de los recursos naturales, donde
se integra el establecimiento de las Unidades de Manejo
para la Conservación de la Vida Silvestre (UMA’S),
creando oportunidades de
aprovechamiento
sustentable
legal
y
viable
complementarias a otras actividades productivas
convencionales como la agricultura, la ganadería, la
pesca o la silvicultura, promoviendo el desarrollo de
fuentes alternativas de ingreso, con amplia participación
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
social (Carabias, 1999). Estas UMA’S incluyen los
viveros de especies que puedan ser incorporados a un
mercado legal y certificado, o para el inicio de programas
de restauración y recuperación de especies de vida
silvestre para ser integrados a su hábitat natural (SUMA,
1997).
Actualmente en el Estado de Guerrero están establecidas
51 UMAs, donde se aprovechan especies con fines de
exhibición, cinegética, conservación y reproducción
(SEMARNAT, 2005); careciendo de un vivero para la
producción de plántulas de mangle, especies que tienen
importancia en los ecosistemas costeros y donde existe
una estrecha relación socioeconómica entre las
comunidades ribereñas y estos ecosistemas, siendo
explotados directa o indirectamente, beneficiándose de la
extracción de madera o mediante la captura de algunos
animales silvestres y la pesquería de peces, crustáceos y
moluscos (Tovilla y Orihuela, 2002).
Es así, que derivado del impacto negativo causado por
prácticas inadecuadas del uso y aprovechamiento de los
ecosistemas de manglar por ser una fuente de ingresos
indirectos de subsistencia y debido a la situación critica
socioeconómica que enfrentan las comunidades ribereñas
de la Laguna de Tres Palos, Guerrero, por lo que es
importante proponer alternativas de subsistencia
económica a los pobladores de la región, promoviendo el
establecimiento de una UMA de manglar, para que se
realice un aprovechamiento sustentable y de conservación
de ese recurso forestal, fundamentado en las legislaciones
vigentes (SEMARNAP-PROFEPA, 1997; SEMARNAPINE, 2000).
El objetivo de este trabajo fue identificar las condiciones
ecológicas y sociales para el establecimiento de una
UMA de mangle blanco como una alternativa de la
sustentabilidad económica regional.
METODOLOGÍA
Área de estudio
El sistema lagunar denominado Laguna de Tres Palos
(16° 47' y 16° 49' N y 99° 39' y 99° 47' W) localizado en
el litoral del Estado de Guerrero, a 25 Km. al sureste del
puerto de Acapulco.
El tipo de sedimento es limoarenoso (Galindo, 2000). La vegetación circundante se
compone
principalmente
de
mangle,
géneros:
Rhizophora, Conocarpus, Laguncularia y Avicennia;
palmeras de coco (Cocos nucifera), carrizos (Arundo sp.),
tule (Typha sp.) y gramíneas (Galindo, 2000). El tipo de
clima es Aw (w)i (García, 1988).
Parte experimental
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Durante el periodo 2005-2006 se seleccionaron cinco
comunidades pesqueras (Barra Vieja, El Arenal, Plan de
Los Amates, La Estación y San Pedro Las Playas) de un
total de 19 ubicadas alrededor de la Laguna de Tres Palos
(Figura 1), que representan el mayor número de
cooperativas pesqueras activas (Gil, 2006) y que están
anexas con las zonas de manglar, eligiéndose al azar 36
cooperativas y seleccionando una muestra aleatoria de
205 pescadores activos a los cuales se aplicó una
encuesta.
Figura 1. Mapa de Ubicación de las localidades pesqueras
encuestadas en la Laguna de Tres Palos.
Fuente: Elaboración propia con base de datos
del Sistema de Información Geográfica
Arcview 3.2 de la Unidad de Ciencias de
Desarrollo Regional, UAGro.
Aplicación de Encuestas
La encuesta fue de carácter cuantitativo (HernándezSampieri et al. 2003), aplicadas en las cinco localidades
pesqueras, identificando el grado de conocimiento,
conciencia y participación como indicador de aceptación
entre los pescadores, para participar en el establecimiento
y operatividad de un vivero de producción de mangles;
abarcando aspectos de conservación y aprovechamiento
de ese recurso forestal, obteniendo datos homogéneos
apreciables para el análisis estadístico (Ignacio y Wences,
2006).
Análisis de datos
Las variables referentes a la problemática ambiental de
los mangles, se analizaron a través del método Likert de
construcción de escalas, utilizando el software SPSS
(Statistical Package for the Social Sciences v. 12), para
depurar ítems o determinar si esos ítems forman o no una
escala, de acuerdo con el análisis alfa de Cronbach, que
indica que entre más se acerque a 1 es mayor la
correlación (Pérez, 2001). Esas escalas correspondieron
a las acciones que realizan los pescadores beneficiándose
del manglar mediante diferentes usos, sobre la
importancia de la conservación y reforestación del
manglar.
Se realizaron pruebas estadísticas para
determinar si la relación entre variables es significativa
(“chi” cuadrada) y su asociación o correlación mediante
la “d” de Somer,
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Localidades pesqueras interesadas
establecimiento del vivero de mangle
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
en
el
Las localidades con mayor interés en participar en el
establecimiento de un vivero de manglar fueron Barra
Vieja y Plan de los Amates con el 32% y 44%
respectivamente; seguidas por San Pedro Las Playas
(29%), La Estación (17%) y El Arenal (10%).
Usos que se le da a los manglares
Uso para leña
Las localidades que utilizan siempre este recurso como
leña son: San Pedro Las Playas (31%), El Arenal (30%) y
Barra Vieja (10%), y que en San Pedro Las Playas y El
Arenal este recurso ha sido sobreutilizado (Figura 2), por
lo que son lugares en donde se encuentra mermada el área
de distribución espacial.
Figura 2. Frecuencia de uso como leña que se le da al
mangle de la Laguna de Tres Palos
Uso doméstico
El uso de la madera de mangle en los quehaceres
domésticos (Figura 3), coloca a la localidad de Barra
Vieja en primer lugar con el 29%, seguida de El Arenal
(20%) y San Pedro Las Playas (11%)
Figura 3. Frecuencia de uso doméstico que se le da al
mangle de la Laguna de Tres Palos.
Uso comercial
En la Figura 4 se aprecia que existe la práctica de uso
comercial sin tener un control, situando a la localidad de
San Pedro Las Playas en primer lugar con el 9%, seguida
de Barra Vieja 6% y El Arenal (5%), siendo esta
actividad un delito ambiental, ya que la comercialización
con especies de vida silvestre requiere de una
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
autorización previa por las autoridades Federales, que en
este caso corresponde a la Secretaría de Medio Ambiente
y Recursos Naturales (SEMARNAT).
Figura 4. Frecuencia de uso comercial que se le da al
mangle de la Laguna de Tres Palos.
Manual básico técnico-metodológico para el
establecimiento de un vivero de manejo y
conservación de mangle
De acuerdo con las encuestas aplicadas, se determinó que
la especie que más utilizan en la Laguna de Tres Palos es
la de mangle blanco (Laguncularia racemosa (L.)
Gaertner) con el 81% (Figura 5), por ser la más
representativa en la zona, por lo que se editó un manual
básico técnico - metodológico para el manejo en vivero,
como una guía para la elaboración de un programa de
manejo para el aprovechamiento sustentable, de rescate y
propagación de esta especie (Figura 6), apegándose a lo
señalado en la Norma Oficial Mexicana 022
(SEMARNAT, 2003).
Figura 6. Guía para elaboración de programas de manejo
sustentable de mangle blanco.
Como resultado del presente trabajo, se elaboró un Plan
de Manejo para el establecimiento de una Unidad de
Manejo para la Conservación de Vida Silvestre (UMA) y
se sometió ante SEMARNAT autorizando el registro de
UMA bajo el registro No. SEMARNAT-UMA-VIV-0002GRO de fecha 11 de abril del 2007 (Figura 7).
Figura 5. Especies de mangle que más utilizan los
cooperativistas pesqueros en la Laguna de Tres
Palos.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
García,
Figura 7. Registro de Unidad de Manejo para la
Conservación de Vida Silvestre denominado
UMA Vivero El Manglar.
CONCLUSIONES
Este estudio demostró que la población pesquera percibe
la importancia de la conservación y protección de los
manglares en la Laguna de Tres Palos, mediante la
disposición para participar en un proyecto de desarrollo
regional sustentable referente al manejo de la especie de
mangle blanco (L. racemosa (L.) Gaertner) a través de
una UMA, teniendo las comunidades el siguiente orden
de importancia: Plan de los Amates (44 %) Barra Vieja
(32%) San Pedro Las Playas (29%) La Estación (17%)
El Arenal (10%).
Asimismo, los usos en las localidades de Barra Vieja, San
Pedro Las Playas y El Arenal, presentaron el siguiente
orden de importancia: como leña (71%), en quehaceres
domésticos (60%) y uso comercial (4%).
El presente estudio contribuye al establecimiento de un
vivero de producción de plántulas de mangle blanco o
bobo (L. racemosa (L.) Gaertner), para coadyuvar en la
conservación y preservación de esta especie que se
encuentra protegida por las normas ambientales
mexicanas y por ser la más representativa y de mayor
demanda en el lugar de estudio, coadyuvando con la
política ambiental que el Gobierno Federal a través de la
SEMARNAT, viene instrumentando para arribar al
desarrollo regional sustentable en el país, además de
servir como aporte al Desarrollo Regional en la
planeación e integración de un proyecto viable de
sustentabilidad económica regional, que oriente en la
organización e implementación de actividades dirigidas a
desarrollar una cultura de conservación de los mangles.
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
REMOCIÓN DE COLOR EN AGUAS CONTAMINADAS CON TINTES
FLEXOACUOSOS MEDIANTE UN TRATAMIENTO
ELECTROQUIMICO
Francisco Zaldumbide Ortiz1, Gabriela Roa Morales1, Carlos Barrera Díaz1
1
Facultad de Química. Posgrado en Ciencias Ambientales. Universidad Autónoma del Estado de México, Toluca, México.
Paseo Colón esq. Paseo Tollocan. Telf.: (722)2-17-51-09 Ext-123
mails: [email protected] [email protected] [email protected]
RESUMEN
Esta investigación se enfoca a la remoción de color
presente en aguas residuales debido al uso de tintes
con base de agua (flexoacuosos) provenientes del
efluente de una planta industrial cuyo proceso
productivo está basado en un proceso de impresión
flexográfico. Se utilizaron dos métodos de remoción de
color basadas en tratamientos Electroquímicos como
son el Tratamiento de Electro Fenton y la
Electrocoagulación/coagulación con Policloruro de
Aluminio (PAC). Se determinaron las eficiencias de
remoción de color y turbiedad de los tratamientos
electroquímicos utilizando diferentes electrodos como
Al/Al, Fe/Fe, Fe/Acero inoxidable, Fe/Grafito. Los
resultados más eficientes correspondieron a la
coagulación con 7.5 ml/l de PAC y Electrocoagulación
con celdas de Al a 4 A de corriente eléctrica al cabo de
30 min presentando eficiencias superiores al 99% de
color y turbiedad.
Palabras Claves: Tintas, Electrocoagulación,
Coagulación, Aguas residuales.
INTRODUCCION
El vertido de colorantes en las aguas residuales
industriales es uno de los grandes problemas de
contaminación industrial. El color en el agua impide el
paso de luz y oxígeno, limitando el desarrollo de
microorganismos y su autodepuración o tratamiento
biológico (Yagüe, 2001).
Un millón de toneladas y más de 10 mil clases de tintes y
pigmentos sintéticos son producidos anualmente en todo
el mundo (Rodríguez et al, 2002) y se estima que cerca
del 15% de los tintes producidos son liberados al medio
ambiente durante su tratamiento y síntesis, causando
contaminación ambiental (Qiu et al, 2005).
Las técnicas de tratamiento comúnmente aplicadas en
estos efluentes tales como coagulación, floculación,
separación por membrana o eliminación por adsorción de
carbón activado, solamente transfieren el contaminante
de una fase a otra, y el tratamiento biológico no es una
completa solución al problema debido a la resistencia
biológica de algunos tintes, (Cifuentes et al, 1999; Lucas
y Peres, 2006).
Algunas investigaciones (Pignatello et al, 1999; Baraza et
al, 2000) han demostrado que utilizando combinaciones
de oxidantes (Procesos de oxidación Avanzada) se logra
la transformación del contaminante en compuestos
inofensivos para el medio ambiente. Los PAO pueden ser
combinaciones de O3/UV, H2O2/UV, O3/H2O2/UV,
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
TiO2/H2O2/UV y H2O2/Fe2+ → Fenton
TiO2/UV,
(Papadopoulos et al, 2006).
El reactivo de Fenton es uno de los procesos más
efectivos debido a que se utilizan peróxido de hidrógeno
con Fe 2+ y se realiza en medio ácido, pH 3 a 3.5,
(Yagüe, 2001; Kulik et al, 2006) produciendo el radical
hidroxilo (OH•) que es un agente altamente oxidante que
ataca eficientemente a la materia orgánica refractaria. Las
ventajas del método son varias: el Fe2+ es abundante y no
tóxico, el peróxido de hidrogeno es fácil de manejar y
ambientalmente benigno y el diseño de reactores para la
aplicación tecnológica es bastante sencillo (Bigda, 1995,
Papadopoulos et al, 2006).
Por otro lado se han desarrollado otras tecnologías
llamadas de electrooxidación avanzada tales como el
Electro Fenton y Electrocoagulación que se basan en la
aplicación de corriente eléctrica (2–20 A) entre dos
electrodos adecuados (Brillas et al, 1998), colocando en
el ánodo de sacrificio electrodos de Fe , que provee
cantidades estequiométricas de Fe2+ en el caso del Electro
Fenton (Doménech et al, 2004) o electrodos de Al en la
caso de Electrocoagulación (Roa et al, 2007) Los iones
metálicos generados toman lugar en el ánodo, mientras
que en el cátodo se libera H2 (g) (Holt et al, 2005). Las
ventajas de la electrocoagulación incluyen una gran
eficiencia en la remoción de partículas, facilidad de
tratamiento, relativo bajo costo y posibilidad de completa
automatización (Chen, 2004).
Esta investigación tiene la finalidad de remover
contaminación por color generada por el uso de tintas
con base de agua (flexoacuosas) provenientes del efluente
de una planta industrial cuyo proceso productivo está
basado en un proceso de impresión flexográfico
aplicando procesos electroquímicos.
MATERIALES Y METODOS
Muestras: El muestreo se realizó semanalmente
directamente del lugar en donde se genera el agua
residual, tomando muestras a distintos intervalos de
tiempo al momento del lavado de la máquina flexográfica
(el lavado involucra 200 a 400 l de agua) hasta lograr una
muestra representativa de 30 l en un recipiente plástico
previamente homogenizado con el efluente, para luego
ser preservada bajo refrigeración a 4ºC acorde con los
Métodos Normalizados para la Examinación de Agua y
Efluentes (APHA/AWWA/WPCF, 1989). Se procedió a
determinar el color de la muestra cruda en unidades PtCo a una longitud de onda de 465 nm y la turbiedad en
unidades FAU a una longitud de onda de 860 nm
utilizando un espectrofotómetro HACH DR/4000U. La
muestra cruda presenta una concentración de sólidos
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
suspendidos totales aproximados de 4600 mg/l y
variable entre 8.5 y 9.5
pH
Coagulación previa con Policroruro de Aluminio
(PAC) y Electrocoagulación: Se implementó
Policloruro de Aluminio (solución acuosa) mediante una
prueba de jarras a pH 9.5 en condiciones similares de
agitación.
Se electrocoaguló la muestra con 5 y 7.5 ml/l de PAC (sin
filtrar) en una celda de Aluminio con capacidad de 2500
ml. Las condiciones fueron: tiempo de reacción 1 h,
intensidad de corriente eléctrica 4 A y agitación continua.
Posteriormente se filtro la muestra y se determinaron
parámetros de Color, Turbiedad y DQO.
Electro Fenton: Se implementaron 2 electrodos de
grafito (como cátodo) construidos superponiendo 6
pequeños cilindros del material (0.7 mm de diámetro
externo y 2 mm de espesor), entretejidos con alambre de
Cobre hasta lograr una dimensión de 4.2 cm de largo y 2
electrodos de Hierro (como ánodo) de 4 cm de largo por
7 cm de ancho, el reactor fue un recipiente plástico de
450 ml de capacidad.
Posteriormente, se utilizó otra celda con 4 placas de Fe
(ánodos) de dimensiones 10 cm de ancho por 10 cm de
alto y 4 placas de Acero inoxidable (cátodos) de
dimensiones similares al ánodo. El reactor utilizado fue
de plástico con una capacidad de 1700 ml.
Las condiciones de operación de las celdas descritas fue:
tiempo de reacción 1 h, corriente eléctrica 3 A con
agitación continua. Se utilizó H2SO4 concentrado para
bajar el pH al rango de 3. Las muestras tratadas se
filtraron a vacío y se determino color y turbiedad.
Electrocoagulación: Se implementó una celda de Al con
4 cátodos y 4 ánodos de dimensiones 15 cm de largo por
10 cm de ancho. El material del reactor fue de plástico
para un volumen de reacción de 2500 cm3.
Posteriormente se implementaron tres celdas (análogas a
la descrita de Aluminio pero con un volumen de reacción
de 1700 ml) con diferentes materiales para los electrodos
como: Fe/Fe, Al/Acero inoxidable, Fe/Acero inoxidable
(ánodo/cátodo respectivamente).
Las condiciones de operación en todos los casos fueron:
pH 8.5, tiempo de reacción 1 h, corriente eléctrica 3 A y
agitación continua. No se utilizó electrolito soporte.
Posteriormente, se filtraron todas las muestras y se
determino color y turbiedad.
RESULTADOS Y DISCUSION
A las muestras obtenidas del efluente se determinó
parámetros de pH 8.5, Turbiedad 75750 FAU, Color
720000 Pt-Co. Para encontrar las mejores condiciones de
tratamiento basado en Electro Fenton se aplicaron
diferentes condiciones experimentales con 4 pruebas,
como lo indica la tabla 1, en el que las variables
principales fue el número de placas del ánodo y el
material del cátodo. El parámetro de intensidad de
corriente fue constante para todos los experimentos en 3
A.
En la prueba 1 a los 20 min de reacción se obtuvo una
remoción de color del 98.95%; si prolongamos durante 1
h la reacción (prueba 3) en las mismas condiciones,
observamos que la única diferencia es el tiempo de
reacción (20 min y 1 h respectivamente) y la eficiencia de
remoción de color al cabo de ese tiempo disminuye
ligeramente pudiendo deberse a la formación de
complejos insolubles de hierro.
La eficiencia de la prueba 2 mejora al cabo de una hora
de reacción, sin embargo la prueba 4 con cátodos de
acero inoxidable es aquella que logra la mejor eficiencia
de remoción con valores de 99.9%.
Tabla 1: Tratamientos de Peroxicoagulación a pH 3 con diferentes electrodos, tiempo y volumen de reacción.
Condiciones
tratamiento:
1
pH inicial
3.02
Tiempo (min)
de reacción.
20
Placas en
4 de Hierro
el Ánodo
Placas en
2 de grafito
el Cátodo.
Volumen (ml)
de reacción.
450
Datos finales:
pH final
7
Color final
(Pt–Co)
7500
Turbiedad
final (FAU)
2110
Remoción de
color (%).
98.85
Remoción de
turbiedad (%) 97.21
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Pruebas
2
3
2.98
2.95
3.05
60
2 de Hierro
60
4 de Hierro
60
4 de Hierro
2 de grafito
2 de grafito
4 de Acero
inoxidable.
450
450
1700
6.69
6
6.10
1102
13150
45
142
1525
52
99.84
98.17
99.93
99.81
97.98
99.92
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4
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VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
Tabla 2: Tratamientos de Electrocoagulación a pH 8.5 con diferentes electrodos. La ausencia de datos de color y
turbiedad final se debe a la acumulación de sólidos en los electrodos que imposibilitan la reacción.
Pruebas
Condiciones
1
tratamiento:
pH inicial
3.01
Tiempo (min)
de reacción.
60
Placas en
4 de Hierro
el Ánodo
Placas en
4 de Acero
el Cátodo.
inoxidable
Volumen (ml)
de reacción.
1700
Datos finales:
pH final
6.28
Color final
(Pt–Co)
115
Turbiedad
final (FAU)
9
Remoción de
color (%).
99.96
Remoción de
turbiedad (%).
99.99
2
3
4
8.6
8.6
8.6
60
4 de Hierro
5
4 de Hierro
5
4 de Aluminio
4 de acero
inoxidable
4 de Hierro
4 de Aluminio
1700
1700
1700
8.5
8.5
8.5
317245
----
----
88350
----
----
16.23
----
----
1.83
----
----
Las 4 pruebas descritas en la tabla 1 obtienen valores
aceptables de remoción en cuanto a color y turbiedad, sin
embargo, el tratamiento involucra la adición de H2SO4
concentrado para ajustar el pH a 3.
Se implementó otra técnica de remoción, como la
electrocoagulación a pH 8.5, para evitar la necesidad de
utilizar H2SO4, y la tabla 2 resume las experimentaciones
realizadas.
Los parámetros iniciales de la muestra fueron pH 8.5,
Color 378750 Pt-Co y Turbiedad de 90000 FAU. Se
utilizó volúmenes de 1700 ml y la prueba 1 sirve como
dato comparativo para indicar el proceso Electro Fenton
frente a la Electrocoagulación en similares condiciones
de funcionamiento. La prueba 2, reaccionó durante 1 h y
la eficiencia obtenida fue de 16.23% en remoción de
color, esto se debe a que la gran cantidad de sólidos en
suspensión que posee la muestra se adhiere a los
electrodos formando un recubrimiento que pasivan los
electrodos, lo cual ocasiona la disminución de la corriente
eléctrica hasta el punto de llegar a cero, inhabilitando el
proceso. Las pruebas 3 y 4 verifican este problema de
adherencia de los sólidos con diferentes electrodos
utilizados, en estos casos se observa que la ineficiencia
del proceso ocurre en los primeros 5 min de tratamiento.
Para subsanar estos problemas se implementó una
coagulación utilizando al Policloruro de Aluminio (PAC)
mediante una prueba de jarras (volúmenes de muestras de
1000 ml) presentando buenos resultados ya que no se
necesitó grandes cantidades del reactivo y la coagulación
fue instantánea al observarse sólidos
sedimentados. La tabla 3 resume las experiencias
observadas. Partiendo de una muestra a pH 9.5, Color
4´000000 Pt-Co y Turbiedad 800000 FAU. Las diferentes
pruebas proyectan mejores remociones de color y
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
turbiedad a medida que aumentan las concentraciones de
PAC. Una de las ventajas del PAC se refiere a los valores
de pH luego de la coagulación ya que podemos observar
valores en el rango de entre 7.6 y 8.6 permitiendo que se
pueda realizar una posterior electrocoagulación sin
necesidad de corregir el pH con NaOH o H2SO4
disminuyendo el costo del proceso.
Tabla 3: Prueba de jarras a pH 9.5 (pH original de la
muestra) con diferentes concentraciones de Policloruro de
Aluminio. Agitación durante 2 min a 232 rpm y luego
durante 10 min a 32 rpm.
Condiciones
1
de tratamiento:
Cantidad de
PAC (ml/l)
5
pH final
8.62
Color final
(Pt–Co)
3´300000
Turbiedad
final (FAU)
610000
Remoción de
color (%).
17.5
Remoción de
turbiedad (%).
23.75
Pruebas
2
3
7.5
8.21
10
8.01
3´100000
113500
563000
30050
22.5
97.16
29.62
96.24
Con los resultados obtenidos de PAC se probó el proceso
en conjunto, realizando una coagulación con 7.5 ml/l de
PAC obteniéndose un pH de 7.62 y posterior
electrocoagulación en un volumen de 2500 ml de
reacción con celdas de Aluminio (descrita en la sección
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
de Materiales y Métodos), además se determinó la
remoción de DQO (valor inicial 104336 mg/l). Los
resultados se observan en la (figura 1). En la reacción no
se observó acumulación de sólidos en los electrodos
indicando la estabilidad del proceso. Se observan en la
figura 1 los valores de eficiencia de color y turbiedad
parten de 16% y la DQO parte de 43 %, estos valores son
resultados de la coagulación previa de la muestra con
PAC, mientras que los valores de la muestra cruda inician
en cero. El proceso a los 30 min verifica eficiencias del
99.5 % en remoción de color y turbiedad aumentando
ligeramente hasta valores del 99.99% al cabo de una
hora. La remoción de DQO presenta valores más
significativos mientras mayor sea el tiempo de reacción.
Se puede observar que los valores de eficiencia de
remoción de color y turbiedad varían de forma similar a
lo largo de la reacción.
100
90
.
70
Eficiencia (%)
80
60
50
40
30
CONCLUSIONES
Se probó dos tratamientos electroquímicos para remoción
de color, por un lado el Electro Fenton y como una
segunda alternativa la Electrocoagulación previa
coagulación con Policloruro de Aluminio.
El tratamiento basado en Electro Fenton en una hora de
reacción presenta eficiencias de remoción de color de
99.96 % y turbiedad de 99.99% con celdas de Fe y acero
inoxidable, necesitando de cantidades considerables de
H2SO4 para bajar el pH al rango de 3.
En la electrocoagulación las características del efluente
imposibilitan el tratamiento a pH 8.5 por acumulación de
sólidos en los electrodos.
El Policloruro de Aluminio (PAC) resulta eficaz como
pretratamiento del proceso electroquímico ya que logra la
coagulación instantánea y utiliza dosis bajas, además el
pH obtenido luego de la coagulación permite aplicar una
electrocoagulación eficiente.
El tiempo de electrocoagulación necesaria para lograr
eficiencias mayores en la remoción de color, turbiedad y
DQO depende de la concentración de PAC utilizada. A
los 30 min con 7.5 ml/l de PAC se observan las mayores
remociones de color y turbiedad.
DQO vs tiempo
Color vs tiempo
Turbiedad vs tiempo
20
AGRADECIMIENTO
10
0
0
10
20
30
40
50
60
Tiempo (min)
Fig. 1: Eficiencias en la remoción de DQO, Color y
Turbiedad con respecto al tiempo de una
Electrocoagulación a 4 A, con celdas de Aluminio, previa
coagulación de la muestra con 7.5 ml/l de Policloruro de
Aluminio (PAC).
En la figura 2 se observa la remoción de DQO, Color y
Turbiedad con 5 ml/l de PAC en las mismas condiciones
de tratamiento que en la figura 1. La turbiedad verifica
valores menores de remoción que el color hasta los 40
min (en la figura 1 estos valores varían en forma similar),
debido a que al tratar la muestra con menor cantidad de
coagulante existen más sólidos en suspensión, por tanto,
se necesitará más tiempo de reacción para lograr
remociones eficientes. La remoción de color y turbiedad
cerca del 99.85% se logra a los 50 min de reacción,
mientras que la DQO en ese tiempo fue de 76.87%.
100
90
.
80
Eficiencia (%)
70
60
50
40
30
DQO vs tiempo
Color vs tiempo
Turbiedad vs tiempo
20
10
0
0
10
20
30
40
50
60
Tiempo (min)
Fig. 2: Eficiencias en la remoción de DQO, Color y
Turbiedad con respecto al tiempo de una
Electrocoagulación a 4 A, con celdas de Aluminio, previa
coagulación de la muestra con 5 ml/l de Policloruro de
Aluminio (PAC).
CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO
Los autores agradecemos el financiamiento brindado al
proyecto que se encuentra formalizado con la clave de
registro 2228/2006 por parte de la Universidad Autónoma
del Estado de México.
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Centro de Desarrollo de Productos Bióticos del Instituto Politécnico Nacional. Becarios COFAA–EDI. Carretera
Yautepec-Jojutla Km. 8.5, A.P. 24, 62731 San Isidro, Yautepec, Morelos, México. Fax. 7353941896. 2 Centro de
Educación e Investigación de la Sierra de Huautla, UAEM. 3Facultad de Química, UAEM. [email protected]
Michoacán, México, Hernández y cols., aislaron de las
hojas un glicósido llamado luteolin 3’-0-α-LRESUMEN. Se evaluaron extractos de B. copalifera
a concentración de 500 ppm, sobre larvas L1 de S.
rhamnopyranosido (Hernández et al, 2002). Estudios
frugiperda.
El diseño experimental fue
previos en la Universidad de Arizona en busca de
completamente al azar con siete tratamientos y 4
agentes antitumorales, dos compuestos se aislaron del
repeticiones, las variables de respuesta fueron
extracto clorofórmico de la planta y demostraron tener
mortalidad y peso de las larvas a los 7 y 14 días,
actividad antitumoral frente al carcinoma de Walter
peso de pupas, pupas deformes y adultos deformes.
intramuscular los cuales fueron identificados como: βSe aplicó análisis de varianza y prueba de medias
peltatina, α-metileter y 5’-desmetoxi-β-peltatina αTukey (0.05). El extracto que causó un mayor
metileter, (Bianchi Ennio et al. 2002). El único estudio
impacto en S. frugiperda fue el extracto hojas
de Bursera morelensis ha permitido separar e
acetona, donde el peso de las larvas fue de 0.0029 y
identificar compuestos citotóxicos como la
0.0736g a los siete y 14 días respectivamente por lo
deoxipodofilotoxina y un nuevo lignano llamado
que se infiere que este extracto tiene una actividad
morelensino
aislados del exudado seco. La
antilimentaria en las larvas, además ocasionó un
deoxipodofilotoxina mostró una alta actividad frente a
47% de mortalidad y se presentó un 20% de
líneas celulares de leucemia linfocítica (3PS), y el
adultos
deformes;
posteriormente
el
carcinoma epidermoide nasofaríngeo humano (9KB),
comportamiento del extracto de hoja hexano
el lignano fue altamente activo contra 9KB (Jolad et
provocó un 44% de pupas deformes y 14% de
al., 1977).
adultos deformes. El extracto de tallo acetona
Estos antecedentes fitoquímicos de un número
ocasiono pupas deformes en un 17% y adultos
importante de plantas de este género, permitieron
deformes con un 18%; en cuanto al extracto de
observar que B. copalifera, es un buen prospecto de
tallo hexano el porcentaje de mortalidad larval fue
investigación dado que no hay estudios que verifiquen
de 27% y 15% de pupas deformes.
su actividad insecticida, ni estudios químicos que
manejen a ciencia cierta el contenido metabólico de
Palabras clave: Burseraceae, lignanos, bioinsecticida,
dicha especie.
dieta artificial
Por lo que el objetivo del presente trabajo fue evaluar
el efecto bioinsectida de extractos orgánicos de
INTRODUCCIÓN
Bursera copalifera sobre Spodoptera frugiperda J. E.
Smith (Avilés, 1987), que es una plaga del maíz,
El uso de plantas con propiedades insecticidas es una
fuente principal de alimentación, el cual en campo
técnica ancestral usada en África y América Central
presenta perdidas causadas por el gusano cogollero del
por cientos de años, pero con la aparición de los
maíz, el cual ha sido reconocido como una plaga que
insecticidas sintéticos su empleo desapareció (Bisset
ocasiona daños económicos significativos en los
2002), en los últimos años ante la problemática de
sistemas agrícolas (Simmons y Wiseman, 1993),
contaminación ambiental, residuos tóxicos, daños a la
salud y resistencia de las plagas a estos insecticidas, ha
MATERIAL Y MÉTODOS
cobrado mayor importancia la búsqueda de plantas con
efecto bioinsecticida.
Las bioevaluaciones se realizaron en el laboratorio de
Algunas especies de la familia de las burseras son
Entomología del Departamento de Interacciones
productoras de resinas y exudados ricos en sustancias
Planta - Insecto del Centro de Desarrollo de Productos
aromáticas, las cuales son empleadas en la industria de
Bióticos del IPN, de septiembre a noviembre de 2006.
la perfumería, así como en la producción de barnices
Insectos
(Pernet, 1972). También se utilizan como remedios
La cría de S. frugiperda fue iniciada a partir de larvas
medicinales (Oliveira et al., 2004), extractos acuosos
colectadas en campo de maíz ubicado en la zona de
de resinas de algunas especies han presentado
Yautepec, Morelos, México, y alimentadas con hojas
actividad inmunoestimulante (Delaveau et al., 1980) y
frescas, se trasladaron al laboratorio de Entomología
antiinflamatoria (Duwiejua et al., 1993; Haribal et al.,
del Centro de Desarrollo de Productos Bióticos
1985). De Bursera fagaroides, en Morelia,
(CEPROBI-IPN),
en
donde
se
separaron
individualmente en recipientes de plástico de 3.5 cm
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MEMORIAS EN EXTENSO
VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES
de alto por 4 cm de diámetro con tapa de rosca, con 15
ml de dieta artificial y se mantuvieron en una cámara
incubadora marca Precision modelo 818 a una
temperatura de 27±1°C, humedad relativa de 60-70%
y un fotoperíodo de 12-12 L-O. Las larvas puparon en
estos mismos recipientes y al emerger los adultos,
fueron colocados en bolsas de papel encerado con una
caja Petri de plástico de 10cm de diámetro con un
algodón humedecido con una solución azucarada
(10%) para su alimentación. Estos adultos se
aparearon entre si al azar. Las larvas neonatas de la F2
se usaron para realizar las bioevaluaciones.
Plantas
La planta utilizada en las bioevaluaciones fue la
especie medicinal Bursera copalifera, (Sessé &
Mociño) Bullock de la familia Burseraceae, conocida
comúnmente como “copal” (Dorado et al., 2005), se
utiliza en el tratamiento de bronquitis, tos, cura golpes
internos, mata gusanos. (oral y tópico) (Argueta et al.,
1994). Fue colectada en los meses de marzo y junio
del 2005 en la Reserva de la Biosfera Sierra de
Huautla (REBIOSH); y fue preparada para ser
depositada en el herbario HUMO con número de
registro 22210 del CEAMISH-UAEM.
Preparación de los extractos
La especie vegetal fue sometida a un proceso de
secado a temperatura ambiente por un periodo de
quince días, hasta obtener un peso constante por la
pérdida de agua, posteriormente las hojas y el tallo
fueron trituradas en un mortero PIMSA y el residuo se
colocó en un matraz de cuatro litros para ser
macerado. Los disolventes empleados para la
obtención de los extractos en orden de polaridad
creciente fueron: n-hexano, acetona y metanol. La
maceración se realizó durante tres días y por dos
ocasiones más, el disolvente fue eliminado totalmente
hasta llevarlo a sequedad empleando un
rotaevaporador marca Buchi modelo 205. En la Tabla
1, se muestra la cantidad de gramos que fue utilizado
de la planta seca y el disolvente empleado para la
maceración. . Las muestras se envasaron en frascos de
vidrio color ámbar para evitar la fotolisis y guardadas
a temperatura ambiente hasta el día que fueron
utilizadas en las bioevaluaciones.
para el agar (90ml) (Burton y Perkins, 1987). El fríjol
se remojó en 300ml de agua destilada en vasos de
precipitado de 600ml marca Pyrex durante 24 horas, se
lavó y molió en licuadora Osterizer de 6 velocidades,
una vez molido se le agregaron los demás
ingredientes, en el caso de los tratamientos a evaluar
se adicionaron extractos a una concentración de 500
ppm, una vez preparada la dieta se vació en recipientes
de plástico de 3.5cm de alto por 4cm de diámetro con
tapa de rosca y se dejó hasta que gelificó.
Bioevaluaciones
Se utilizaron 30 larvas de S. frugiperda por
tratamiento,
se evaluaron los extractos de B.
copalifera a concentración de 500 ppm, los cuales se
incorporaron a la dieta artificial, se utilizaron 15 ml
de esta, en recipientes de plástico con tapa de 3.5cm
de alto por 4cm de diámetro con tapa de rosca y se
colocó una larva del primer estadio con un pincel de
pelo de marta del número 1. El control fue dieta
artificial, las cajas selladas se colocaron en una cámara
incubadora marca Precision modelo 818 a 27±1 °C de
temperatura,
humedad relativa de 60-70% y
fotoperíodo de 12-12 L-O.
El diseño experimental fue completamente al azar con
siete tratamientos y cuatro repeticiones, las variables
de respuesta fueron mortalidad y peso de las larvas a
los 7 y 14 días, peso de pupas, pupas deformes y
adultos deformes. Se aplicó análisis de varianza y
prueba de medias Tukey (0.05).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Tabla 1. Obtención de los extractos crudos orgánicos.
Parte Material
seco
Especie utilizada
Disolvente
Bursera
copallifera Tallo
875g
2150 ml H, A, M
Hojas
300g
1900 ml H, A, M
Disolvente: H, hexano; A, acetona; M, metanol.
Los resultados obtenidos del peso de las larvas a los
14 días no presentaron diferencia significativa con el
testigo. El extracto de hojas acetona mezclado con la
dieta artificial ocasionó un 47% de mortalidad y
presentó un 20% de adultos deformes (Tablas 2 y 3);
el extracto de hojas hexano provocó un 44% de pupas
y 14% de adultos deformes (Tabla 3). El extracto de
tallo acetona ocasionó pupas deformes en un 17% y
adultos deformes con un 18%; en cuanto al extracto de
tallo hexano el porcentaje de mortalidad larval fue de
27% y 15% de pupas deformes (Tabla 2 y 3). En la
literatura se señalan una gran variedad de plantas con
propiedades biocida sobre insectos, en el caso del
género Bursera son notables las secreciones en los
canales con exudados o resinas de terpenos que
presentan en el sistema del árbol (Becerra and
Venable, 1990; Becerra, 1994);
la composición
química del género Bursera presenta terpenos, en su
mayor parte monoterpenos y sesquiterpenos (Evans et
al., 2000).
Dieta artificial
Para preparar 250 g de dieta artificial para la cría
masiva del gusano cogollero y para la realización de
las bioevaluaciones, se utilizó fríjol (30g), germen de
trigo (13.75g), levadura de cerveza (8.75g), ácido
ascórbico (0.87g), ácido sórbico (0.27g), metil
parahidroxibenzoato (0.55g), 2.5ml de formaldehído
al 10 % , agar (3.75g), agua para fríjol (116ml) y agua
Tabla 2. Efecto de Bursera copalifera a los 7 y 14
días y porcentaje de mortalidad de S. frugiperda.
Tratamiento
Peso
Peso
Mortalidad
B.copalifera
larvas
larvas
larval
500 ppm
7 días
14 días g
%
g
Testigo
0.0032 0.1314 a
0
c
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Tallo metanol
0.0058 0.1975 a
a
Tallo hexano 0.0045 0.1263 a
abc
Tallo acetona 0.0049 0.1310 a
ab
Hoja acetona 0.0029 0.0736 a
c
Hoja metanol 0.0036 0.1100 a
bc
Hoja hexano
0.0036 0.4736 a
bc
* Nivel de significancia 0.05
ocupar el sitio hidrofóbico del centro activo de la
enzima (Obeng-Ofori and Amiteye, 2005).
0
27
0
CONCLUSIONES
47
Las hojas de B. capalifera como parte presentaron una
mayor mortalidad. Los constituyentes químicos de la
planta pueden variar debido a los factores genéticos y
ambientales. También el estado de desarrollo de la
planta en la cosecha, el proceso de secado y las
técnicas de almacenamiento pueden afectar la
concentración de los ingredientes activos (Singh et al.,
2002).
En cuanto a la planta evaluada podemos decir que
presenta características promisorias ya que produjo un
47% de mortalidad larval a 500 ppm (Tabla 2) del
extracto hexánico de hojas de Bursera copalifera.
0
7
Los canales y las secreciones presentan varias
características que impiden el ataque de insectos; en
muchas de estas especies de Bursera los canales
contienen metabolitos secundarios que pueden ser
repelentes o toxinas para los herbívoros; las
secreciones pueden en forma mecánica detener o
impedir el movimiento de las mandíbulas de los
insectos e interferir con su alimentación, además el
exceso de resina puede atrapar a los insectos (Zalucki
and Brower, 1992). Estas observaciones concuerdan
con el hecho de que los extractos a 500 ppm, de hojas
acetona de B. copalifera mezclado con la dieta
artificial causó 47% de mortalidad larval, el extracto
de hoja hexano también presentó un 44% de pupas
deformes (Tabla 2 y 3).
Tabla 3. Efecto de B. copalifera pupas y adultos
deformes de S. frugiperda
Tratamiento
B.copalifera
500 ppm
Peso
pupas g
Pupas
deformes
%
Testigo
0.2065
abc
0.2182 a
0
Adultos
deforme
s
%
0
7
0
Tallo
metanol
Tallo hexano
Tallo
acetona
Hoja
acetona
Hoja
metanol
Hoja hexano
0.1820 d
15
0.2000
17
bcd
0.1847
0
cd
0.2089
11
ab
0.1916
44
bcd
* Nivel de significancia 0.05
0
18
20
11
14
Además se han encontrado compuestos de
monoterpenos en cinco especies de Burseras como en
B. lancifolia, B. rzedowski, B. schlechtendalii, B.
morelensis B. copalifera, B. vejar-vasquezii B.
ariensis y B. biflora. Estos compuestos terpenoides
son reportados como biocidas y su efecto tóxico puede
ser atribuido a un mecanismo de inhibición
competitiva reversible por la acetilcolinesterasa, al
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AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen a la Secretaria de Investigación
y Posgrado del Instituto Politécnico Nacional por el
apoyo brindado a esta investigación derivada del
Proyecto SIP20070727.
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