Vol 6, No 1, 2013

REVISTA AIDISde Ingeniería y Ciencias Ambientales:Investigación, desarrollo y práctica.

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Vol. 6, No. 16 de abril de 2013

ISSN 0718-378XCon el patrocinio de:

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UNAM, México DF.

Temática y alcance

La Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales. Investigación, desarrollo y práctica, es una publicación electróni-ca cuatrimestral, coeditada por AIDIS y el Instituto de Ingeniería UNAM, que publica contribuciones evaluadas por pares originales, de calidad y actualidad, dentro de su área de competencia. De esta forma se presentan trabajos que abarcan aspectos relacionados con el conocimiento científico y práctico, tanto tecnológico como de gestión, dentro del área de la Ingeniería Sanitaria y Ambiental en Latinoamérica.

El enfoque es interdisciplinario buscando contribuir en forma directa a la generación de conocimiento, al desarrollo de tecnologías y a un mejor desempeño profesional. Entre los temas cubiertos por la revista están los siguientes: agua potable, calidad de agua, aguas residuales, residuos sólidos, energía, contaminación, reciclaje, cambio climáti-co, salud ambiental, nuevas tecnologías, ética, legislación y política ambiental, gestión ambiental, gestión de empre-sas de servicios de saneamiento, sustentabilidad y participación social, entre otros.

Cada edición muestra los trabajos que derivan del arbitraje académico de carácter internacional. También se publi-can números especiales de trabajos destacados que fueron presentados en los diversos Congresos Interamericanos realizados por la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS) y que en forma adicional fueron sometidos al proceso de revisión interno de la Revista AIDIS. La Revista AIDIS está indizada en Latindex 2006 y en Periódica (DGB-UNAM).

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Vol. 6, No. 1 6 de abril de 2013

Tabla de Contenido Vol. 6, No 1.

1.-

TRANSPORTE RODOVIÁRIO DE CARGA NO BRASIL ROAD TRANSPORT CARGO IN BRAZIL Leticia Cestari Hidalgo da Silva Campos, Claudio Barbieri da Cunha, Hugo Tsugunobu Yoshida Yoshizaki, Vanessa Meloni Massara

1 - 11

2.-

CAVITAÇÃO HIDRODINÂMICA APLICADA AO TRATAMENTO DE ÁGUA COM ALTA CONCENTRAÇÃO DE INDICADORES DE CONTAMINAÇÃO MICROBIOLÓGICA HYDRODYNAMIC CAVITATION TO TREAT WATER WITH HIGH CONCENTRATION OF MICROBIOLOGICAL CONTAMINATION INDICATORS Eliezer Fares Abdala Neto, Marisete Dantas de Aquino, Alexandre Colzi Lopes, Arislete D. Aquino

12 - 20

3.-

QUALIDADE DA ÁGUA EM RIOS URBANOS: UM ESTUDO DE CASO SOBRE O RIO TAMBAY-BAYEUX-PB/BRASIL URBAN RIVERS WATER QUALITY: A CASE STUDY ON TAMBAY RIVER – BAYEUX – PB/BRAZIL Déborah Melo Alves, Flaviana Kalina Câmara de Lima, Claudia Coutinho Nóbrega, Jakeliny Costa Falcão, Elisabeth Sousa de Araújo, Heliana Leite Fernandes Barros, Alice de Sousa Moreira Lima

21 - 31

4.-

PLANO DE SANEAMENTO AMBIENTAL DE PENÁPOLIS, BRASIL: UMA AVALIAÇÃO À LUZ DAS TEORIAS DE PLANEJAMENTO ENVIRONMENTAL SANITATION PLAN OF PENÁPOLIS, BRAZIL: AN ASSESSMENT UNDER THE LIGHT OF THE PLANNING THEORIES Rogério Braga Silveira, Léo Heller, Severina Sarah Lisboa

32 - 48

5.-

A BIODEGRADAÇÃO DE CORANTES TÉXTEIS ASSOCIADA AO CULTIVO DE Geobacillusstearothermophilus: UMA ALTERENATIVA PARA PRODUÇÃO DE BIOSSURFACTANTE BIODEGRADATION OF TEXTILE DYES ASSOCIATED WITH CULTIVATION OF Geobacillusstearothermophilus: AN ALTERNATIVE FOR BIOSURFACTANT PRODUCTION Ana Karine Portela Vasconcelos, Marisete Dantas de Aquino, Tailena Naiara Fabrício, Marylia Albuquerque Braga, Isabelly da Silva Lima, Rinaldo dos Santos Araújo

49– 61

Vol. 6, No. 1 6 de abril de 2013

6.-

TRATAMIENTO DE EFLUENTES CLOACALES UTILIZANDO CÁMARA SÉPTICA Y ZANJA FILTRANTE SEWAGE TREATMENT USING SEPTIC TANK AND INFILTRATION TRENCH Ma. Cecilia Panigatti, Rosana Boglione, Carina Griffa, Marco Boidi, Ma. Celeste Schierano

62 - 72

7.-

MICROORGANISMOS BENÉFICOS PARA EL COMPOSTAJE DE MACRÓFITAS INVASORAS DE LA LAGUNA COLOMBIANA DE FÚQUENE BENEFICIAL MICROORGANISMS FOR POLLUTING MACROPHYTES COMPOSTING OF A COLOMBIAN LAKE FÚQUENE Patricia Martínez-Nieto, Beatriz Chaparro-Rico

73 - 88

8.-

TRATAMENTO DA ÁGUA DE PRODUÇÃO DE PETRÓLEO ATRAVÉS DE PROCESSOS COMBINADOS TREATMENT OF OIL WATER PRODUCTION THROUGH COMBINED PROCESSES Érica Tatiane Rodrigues Mendonça, Joelma Morais Ferreira, Maurício Alves da Motta Sobrinho

89 - 99

9.-

EVALUACIÓN DEL EFECTO DE LOS BIOSÓLIDOS SOBRE EL CULTIVO DE LA LECHUGA (Lactuca sativa L.) EVALUATION OF THE EFFECT OF BIOSOLIDS ON THE LETTUCE CROP (Lactuca sativa L.) María Teresa Ortiz González, José Víctor Tamariz Flores, María Eugenia Lazcano Herrero, Rosalía del Carmen Castelán Vega

100 - 109

10.-

INDICADORES SOCIO-AMBIENTAIS COMO INSTRUMENTO DE GESTÃO NA COLETA SELETIVA DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS SOCIO-ENVIRONMENTAL INDICATORS AS A TOOL IN THE MANGEMENT OF SELECTIVE COLLETION OF MUNICIPAL SOLID WASTE Darci Barnech Campani, Dieter Wartchow, Guilherme Gastal de Castro Ramos

110 - 121

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRANSPORTE RODOVIÁRIO DE CARGA NO BRASIL

Leticia Cestari Hidalgo da Silva Campos1 Claudio Barbieri da Cunha 1

Hugo Tsugunobu Yoshida Yoshizaki 1 *Vanessa Meloni Massara 1

ROAD TRANSPORT CARGO IN BRAZIL Recibido el 7 de diciembre de 2011; Aceptado el 5 de diciembre de 2012

Abstract This paper shows the result of a simulation done on the route Três Lagoas (State of Mato Grosso) to Pederneiras (State of São Paulo) to calculate emissions of greenhouse gases emissions (GHG) in freight road transportation using the program Artemis. This simulation is part of a project to create a model that adapts the conditions in Brazil. In conclusion the current state of research, it is considered that the Artemis is based on consistent and important factors, but adaptation is essential to Brazil. It was observed that among several important aspects in the issue, are the quality of the road, the vehicle, being that, as older, without maintenance and more congested is the traffic, higher as the pollution. Key Words: Road Transport, GHG Emissions, Artemis Model, Três Lagoas (Mato Grosso), Pederneiras (São Paulo). 1 Centro de Inovação em Sistemas Logísticos (CISLOG), Engenharia de Sistemas Logísticos, Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, Brasil *Autor corresponsal: Rua Piauí, 1017 – apto. 32. São Caetano do Sul – São Paulo, Brasil. CEP 09541-150. Email: [email protected]

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

Resumo O presente artigo mostra o resultado de uma simulação feita no trajeto Três Lagoas (Estado de Mato Grosso) à Pederneiras (Estado de São Paulo) para cálculo das emissões dos gases de efeito estufa (GEE) no modal rodoviário utilizando o programa Artemis. Essa simulação é parte de um projeto que visa criar um modelo que se adapte as condições brasileiras. Como conclusão do estágio atual da pesquisa, considera-se que o Artemis tem base em importantes e coerentes parâmetros, porém é imprescindível sua adaptação ao Brasil. Também verificou-se que, entre vários aspectos importantes na emissão, estão a qualidade da estrada, do veículo, sendo que, quanto mais antigo e sem manutenção, e também, quanto mais congestionado o trânsito maior é a poluição. Palavras chave: Transporte Rodoviário, Emissões de GEE, Modelo Artemis, Três Lagoas (Mato Grosso), Pederneiras (São Paulo). Introdução O transporte rodoviário é hoje a principal modalidade de transporte para a movimentação de cargas no país, normalmente oferecida por donos de caminhões independentes, sem a capacidade de fornecer serviços centralizados para grandes volumes de carga. A idade elevada da frota brasileira, especialmente de veículos autônomos, contribui para uma redução da produtividade e um consumo mais elevado de óleo diesel (CNT, 2011).

Figura 1. Matriz do Transporte de Cargas no Brasil. Fonte: MMA, 2011 A figura 1, mostra a atual distribuição da infraestrutura, definida basicamente por uma extensa matriz rodoviária de manutenção precária e por sistemas limitados de transporte ferroviário, aquaviário, dutoviário e aéreo, o que não se mostra adequado para um país com as dimensões e potencialidades do Brasil.

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

O setor de transporte rodoviário no país é disperso, com aproximadamente 46 mil empresas, sendo 95% de pequeno e médio porte. Existem ainda os transportadores autônomos que somam cerca de 310 mil e atuam prestando serviços para transportadoras ou, diretamente, para empresas privadas diversas. A frota nacional de caminhões é estimada em 1.85 milhão de unidades (CNT, 2011). De acordo com a Confederação Nacional de Transportes (CNT, 2011), motoristas autônomos controlam 56.6% de toda a frota de caminhões, e são responsáveis pelo transporte da maior parte das cargas no Brasil. Ainda de acordo com a CNT (2011), a idade média dos veículos de carga chega a 14.7 anos, sendo que a média de idade dos veículos de autônomos está em 19 anos, os veículos das empresas estão com 9 anos, e os veículos das cooperativas com 11 anos. A malha rodoviária brasileira é distribuída em diferentes esferas governamentais (tabela 1) e tem atualmente uma extensão de 1.580.809 km, com apenas 212.618 km de pistas pa-vimentadas (13.4% do total). A concessão privada é mantida, por pedágios, resultando em pavimentação de toda a extensão. Tabela 1. Jurisdição e extensão das rodovias pavimentadas no país. Fonte: CNT, 2011

Jurisdição Extensão (km) Extensão Privada (km) Federal 61.961 Estadual 123.830 15.816

Municipal 26.827 Nota: a extensão privada é computada em separado (ou seja, 212.618= extensão + extensão privada) A importância sócio-econômica e estratégica para o desenvolvimento regional definem as prioridades na implantação da infraestrutura. As Regiões Sul e Sudeste, devido ao grande parque industrial e agrícola, à intensa urbanização e às condições favoráveis ao desenvolvimento, concentram uma significativa quantidade de rodovias, amplamente utilizadas para o escoamento da produção. Segundo a Confederação Nacional dos Transportes (2011) há linearidade no volume de carga movimentado pelas rodovias, contudo o crescente volume de veículos gerando engarrafamentos (muitas vezes com carregamentos perecíveis), a má condição de sinalização e manutenção das estradas, a falta de segurança (maior ocorrência de roubos por modal) e a falta de integração com outras formas de transporte, são déficits que contribuem para o precário emprego das vias nacionais e para um menor índice de qualidade do serviço.

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

O transporte rodoviário de carga responde por 92% do consumo energético de todo o setor, devido ao pequeno destaque dado ao potencial fluvial em combinação com as ferrovias. Na tabela 2 é possível verificar a produtividade de cada modal, ou seja, quantos litros são necessários para transportar 1.000 tKu. Tabela 2. Consumo energético por modais no transporte de carga brasileiro. Fonte: MMA, 2011

Consumo de energia por modal do setor de transportes 2009 % l/1000tKu

Rodoviário 92.2 96 Ferroviário 1.09 10

Aéreo 4.59 8 Hidroviário 2.12 5

Nota: a unidade tKu significa tonelada útil transportada / km Em países como o Brasil a diminuição das emissões pode ganhar impulso devido ao consumo de combustíveis renováveis (principalmente o etanol), enquanto os países europeus utilizam maior grau de tecnologia para melhorar motores e equipamentos, combinado com especificações legais mais rígidas para reduzir as emissões dos derivados do petróleo e para o alcance da eficiência dos veículos. A figura 3 apresenta as emissões de CO2 no Brasil separadas por atividade e dentro de transportes, por modal.

ferroviário0.53%

rodoviário34.2%

aquaviário 1.47%

aéreo;2.5%produção

de energia19.4%

indústrias29.4%

dutoviário12.5%

Figura 3. Emissões de CO2 no setor de transportes brasileiro. Fonte: MMA, 2011 No país, o setor de transportes ocupa a segunda posição na emissão de GEE, com 23%, estando atrás apenas das mudanças de usos do solo (que inclui emissões nas barragens) somada com a agropecuária que, devido às queimadas, somam 75% das emissões, segundo dados do inventário de emissões, elaborado pelo Ministério de Ciência e Tecnologia (MMA, 2011).

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Métodos para a determinação de emissões dos gases de efeito estufa Para as metodologias de cálculo das emissões de GEE (IPCC, 2006), o levantamento inicial foi feito através de artigos científicos sobre os principais métodos usados no Mundo e seus diversos parâmetros (Cunha et al, 2010). O artigo base estudado (Demir et al, 2011) mostra uma comparação entre seis modelos que calculam emissão dos gases do efeito estufa, são eles:

– Bowyer et al (1986): • Instantaneous fuel consumption model • Four-mode elemental fuel consumption model • A running speed fuel consumption model

– Barth et al (2004): • A comprehensive modal emission model (CMEM)

– Hickman et al (1999): • Methodology for calculating transportation emissions and energy consumption – Ntziachristos e Samaras (2000): • Computer Programme to Calculate Emissions from Road Transportation (COPERT) model.

Todos esses modelos calculam as emissões diretamente através do consumo de combustível, mas não permitem a entrada de coeficientes relevantes para diferenciar a sua utilização na Europa e no Brasil. O modelo selecionado para base de adaptação às necessidades brasileiras é o Artemis (Keller e Kljun, 2007), que permite a inserção de características individuais do veículo e da rodovia, propiciando a avaliação em separado de cada fator e sua influência no valor obtido para cada poluente. Metodologia - O modelo ARTEMIS Road Model A concepção desse modelo envolveu 40 laboratórios de pesquisa europeus num projeto fundado pela European Commission within The 5th Framework Research Programme (Keller e Kljun, 2007) e foi orçado em cerca de nove milhões de euros. Teve como objetivo melhorar e desenvolver ferramentas para criação de inventários de estimativas de emissão de poluentes, na Europa.

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O modelo é constituído basicamente por um banco de dados de fatores de emissão. Além disso, ele fornece uma série de procedimentos para calcular emissões de gases e outros poluentes. No entanto, para realizar esse cálculo por meio desse modelo, é necessário ter informações muito específicas sobre as vias e sobre as situações de tráfego:

Banco de dados de fatores de emissão: os fatores de emissão são fornecidos em gramas de poluente emitido por quilômetro rodado. São dados baseados em medidas de emissões realizadas ao longo do projeto ARTEMIS e também em informações provenientes dos países europeus;

Modelo de frota: isso permite ao usuário configurar uma composição de frota para um determinado país, cujos dados se encontram em bando de dados, por um ou vários anos;

Módulo de fator de emissão: devido a esse módulo, existe a possibilidade de calcular fatores de emissão ponderados de acordo com a situação do tráfego e com a composição da frota.

Modelo de emissões: esse modelo calcula as emissões totais (outputs) para um país ou para uma região ou para uma cidade, dependendo do que o usuário especificar.

A ferramenta apresenta fatores de emissão para a maioria dos poluentes regulamentados (CO, HC, NOx, PM, Pb, SO2) e não regulamentados (CO2, metano, amônia, benzeno, entre outros), além de estimar o consumo de combustível. O cálculo se baseia em uma classificação detalhada dos veículos em famílias (light-duty vehicles, motorcycles, heavy duty vehicles), categorias (cars, light commercial vehicles, buses, coaches, heavy goods vehicles), subcategorias (rigid-, articulated and truck and trailers). As categorias de veículos são quebradas em segmentos por tecnologia e tamanho (por exemplo, petróleo, diesel, híbridos, entre outros). Esses segmentos são combinados com conceitos de emissão (pré-Euro, Euro1 até Euro5). O cálculo de emissões ao nível de vias (street level) utiliza a definição de “situação de tráfego” (traffic situations). Um modelo de situação de tráfego foi derivado da análise de classificações existentes de vias. Este modelo divide a condição de tráfego em quatro estágios:

free-flow traffic (velocidades de 85-100% do limite); heavy traffic (restrições de velocidade de 65-85% do limite); unsteady saturated traffic (velocidade variável com possíveis paradas, 30 a 60% do

limite); stop-and-go (velocidade por volta de 10 km/h).

O princípio do modelo ARTEMIS é uma matriz de condições de funcionamento descritas por velocidades e acelerações. Assim, uma vez que as caracetrísticas do veículo e do trajeto são conhecidas, calcula-se as forças que atuam sobre o motor; com isso têm-se a energia e a potência requerida que, inseridas no Artemis originam o consumo de energia e, por

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

conseguinte, a estimativa da emissão por poluentes. A figura 4 mostra um esquema de seu funcionamento.

paístipo de veículo

combustívelttrajeto

peso totalpeso da carga

peso do veículoarea frontalaceleraçãogradiente

velocidade

modeloARTEMIS

Emissões:COCO2CH4

NoxPMSO2

HC

Coeficientes e forças que atuam no veículo

Figura 4. Diagrama simplificado do modelo. Fonte: Autores a partir de ARTEMIS (Keller e Kljun, 2007) A figura 5 resume as forças que atuam no veículo, os calculos necessários e a resultante emissão obtida pelo consumo de combustível.

Resistência aerodinâmicaResistência de rolamento

Força gravitacionalForça centrípeta

Relação entre potência a

consumo de combustível

Força total do veículoConsumo de energiaPotência calculada

pela energiaRelação da potência e

consumo de combustível

Relação entre consumo de

combustível e emissões por

poluente

Figura 5. Forças e cálculos exigidos para a determinação das emissões pelo programa ARTEMIS. Fonte: Autores a

partir de ARTEMIS (Keller e Kljun, 2007) Simulação Neste módulo faz-se necessário definir entradas da simulação, com as quais a ferramenta fornece o fator de emissão mais adequado. Neste estudo preliminar, foram utilizadas as informações descritas na tabela 3. Cabe ressaltar que o conceito “EURO 3” diz respeito às metas de redução de emissões por veículos automotores introduzida pela União Européia. A tabela 4 relaciona o Programa EURO ao Programa de mesmo fim intitulado Programa de Controle da Poluição do Ar por Veículos Automotores -PROCONVE, criado pelo Conselho Nacional de Meio Ambiente - CONAMA. (MMA, 2006).

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Tabela 3. Simulação do trajeto Pederneiras (São Paulo) - Três Lagoas (Mato Grosso) Veículo Trajeto

Combustível: Diesel EURO3 Pederneiras - Três Lagoas Mercedes L-1620 (Mercedes Benz, 2011) Distância: 333.3km

Ano: 2010 Gradiente: 0/100m Peso total: 22t Coeficiente Arrasto = 3

Carga: 3t Tração= 20% Peso Total: 2 t

Área Frontal: 5m2 Tabela 4. Programas para limites de emissão em veículos pesados EURO e PROCONVE. Fonte: MMA, 2006

EURO PROCONVE P1 1989 P2 1994

Euro 1 jul/92 P3 1996 Euro 2 jan/96 P4 2000 Euro 3 jan/00 P5 2006 Euro 4 jan/05 P6* 2009 Euro 5 set/09 P7 2012 Euro 6 set/14

Classificação da via É possível fazer uma relação entre fotos fornecidas pelo modelo e a rodovia do estudo de caso. A figura 6 mostra, à esquerda, a classificação de uma via do tipo “Trunk Road”. À direita a Rodovia Marechal Rondon, utilizada na simulação.

Figura 6. Classificação da via de simulação para o modelo ARTEMIS. Fonte: ARTEMIS, 2010; CNT, 2011

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Análise dos Resultados As definições e classificações apresentadas nos itens anteriores serviram de entrada para a ferramenta do ARTEMIS. Foram calculados fatores de emissão para dois poluentes: CO2 e NOx. A tabela 5 apresenta os fatores de emissão para ambos os poluentes em gramas por quilómetro. Tabela 5. Emissão de CO2 e Nox da simulação do ARTEMIS. Fonte: Artemis, 2010

FATORES (g/km) EMISSÃO (g) Condição do Tráfego CO2 NOx CO2 NOx

FreeFLow 627.3916 5.83337 209128.4 1944,438 Saturated 670.82025 5.94467 223604.5 1981.538

Heavy 73.5813 6.59646 244858 2198.797 Stop and Go 1844.8556 19.514 614945.7 6504.598

As figuras 7 e 8 apresentam a emissão de cada poluente para cada condição de tráfego, mostrando que o trânsito engarrafado constitui a fase de maior emissão de poluentes.

Figura 7: Emissão de CO2 da simulação do Figura 8. Emissão de NOx da simulação do Modelo ARTEMIS Modelo ARTEMIS

Através desta primeira fase conclui-se que para a criação de um modelo brasileiro será necessário: Compar as tecnologias dos motores e combustão da Europa e do Brasil Considerar a inserção da fase P7 do PROCONVE e dos sistemas de redução catalítica

seletiva (SCR - Selective Catalytic Reduction) para o escape de gases; e do sistema de recirculação de gases de escapamento (EGR - Exhaust Gas Recirculation) como opção ao sistema SCR, bem como a utilização do diesel S-50

O porte, tipo de uso, idade do veículo A eficiência do combustível (km/litros)

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Relacionados a fatores externos: Condições de operação (velocidade, freqüência, intensidade de acelerações) Condição operacional (pára-anda) Fator de carregamento (ton/veículo) Fatores meteorológicos (pressão e temperatura ambientes) Condições do percurso que neste estudo foram simplificadas (força centrípeta; topografia;

atrito; velocidade do vento) Conclusões A pesquisa que deu origem a este artigo buscou a simulação e análise de modelos que pudessem ser utilizados para um futuro modelo adaptado ao caso brasileiro (Yoshizaki et al, 2010). Por meio de estudo da literatura existente, foi possível obter informações sobre emissões de GEE para os transportes rodoviários dependendo do tipo de via e tráfego. Um fato importante a se destacar, é que ainda não há um consenso entre estudiosos do tema, sobre qual o melhor método para se quantificar emissões por transportes rodoviários. O modelo ARTEMIS (Keller e Kljun, 2007), por sua vez, permite o cálculo de emissões de GEE de forma desagregada. Ou seja, ele fornece fatores de emissão correspondentes a diversas categorias de veículos e a diferentes cenários de tráfego. Entretanto, esse modelo, por se tratar de um banco de dados que foi inventariado basicamente para caracterizar as emissões de acordo com a realidade da Europa, pode vir a ser inadequado para estimar emissões no modal rodoviário de carga brasileiro. Para validar a sua utilização (ou da maioria de seus parâmetros), será necessária uma comparação com a emissão real dos combustíveis queimados a partir de equipamentos de medição com auxílio de medições intermediárias do trajeto através de GPS e das regras do PROCONVE. O projeto ainda se encontra em andamento. Agradecimentos. Os autores agradecem ao CNPq- Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico e à CAPES - Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – CAPES. Referencias Bibliográficas ARTEMIS (2010). Programa para cálculo de emissões. Versão gratuita (Excel) Barth, M., Younglove, T., Scora, G. (2004) Development of a Heavy-Duty Diesel Modal Emissions and Fuel

Consumption Model, PATH Research Report, University of California, 123pp.

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Vol. 6, No. 1, 1 – 11 6 de abril de 2013

Bowyer, D.P., Akcelik, R., Biggs, D.C. (1986) Guide to fuel consumption analysis and urban traffic management, ITE Journal, 56 (12), 31-34.

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Demir, E., Bektas, T., Laporte, G. A. (2011) A comparative analysis of several vehicle emission models for road freight transportation, Transportation Research Part D, 16(5), 347–357. (doi:10.1016/j.trb.2011.02.004).

Hickman, J., Hassel, D., Joumard, R., Samaras, Z., Sorenson, S. (1999) MEET: Methodology for calculating transport emissions and energy consumption, Belgium, Commission of the European Communities, 362pp.

Intergovernmental Panel on Climate Change - IPCC. (2006) IPCC Guidelines, Japan, disponível em: <http://www.ipcc-nggip.iges.jp>, acesso em 12/02/2011.

Keller, M., Kljun, N. (2007) Artemis: Assessment and reliability of transport emission models and inventory systems Road Emission Model – User Guide and excel free version, Switzerland, European Commission, 167pp.

Mercedes Benz. Caminhões. Disponível em: <http://www.mercedes-benz.com.br//>, acesso em 22/08/2011. Ministério do Meio Ambiente – MMA (2006) Índice de Fumaça em Aceleração Livre e Limite de Ruído Emitido na

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Yoshizaki, H.T.Y. Almeida, F.V., Massara, V.M. (2010) Decisões de Intermodalidade para Projeto de Redes Logísticas considerando reduzir a Emissão de Gases de Efeito Estufa através de Modelos de Otimização com Mútiplos Critérios, Brasília, 23pp.

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Vol. 6, No. 1, 12 – 20 6 de abril de 2013

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. CAVITAÇÃO HIDRODINÂMICA APLICADA AO TRATAMENTO DE ÁGUA COM ALTA CONCENTRAÇÃO DE INDICADORES DE CONTAMINAÇÃO MICROBIOLÓGICA

* Eliezer Fares Abdala Neto 1

Marisete Dantas de Aquino 1

Alexandre Colzi Lopes 1

Arislete D. Aquino 2

HYDRODYNAMIC CAVITATION TO TREAT WATER WITH HIGH CONCENTRATION OF MICROBIOLOGICAL CONTAMINATION INDICATORS Recibido el 26 de julio de 2012; Aceptado el 14 de diciembre de 2012 Abstract Cavitation is an advanced oxidation process which consists in the formation and subsequent growing and implosion of cavities. The process generates large amounts of energy in a short period of time. Cavitation reactors constitute a widespread application in the area of chemical processing, water and effluent treatment and biotechnologies. The objective of this research was to investigate the effects of hydrodynamic cavitation caused by the use of a high speed homogenizer with an optimized flow rate, operating in continuous mode, in the disinfection of water containing high concentrations of total coliforms (19.33 x 105 MNP/100mL) and Escherichia coli (46.26 x 104 MNP/100ml). The raw water samples were collected and treated in 3 minutes interval, monitoring pressure, temperature, physico-chemical and microbiological parameters, following the general guidelines of Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. Results show that the optimization of water flow supplied to the homogenizer has a direct influence in the time necessary to stabilize the boiling water temperature. Hence, cavitation constitutes a promising technology for treating drinking water supplies. Cavitation reduces contaminants concentration, highlighting the decrease achieved for nitrites and nitrates and the complete microorganisms inactivation (total coliforms and Escherichia coli), even for different and high initial concentrations, regardless of the chemical disinfection. Key Words: Disinfection; Advanced oxidation process; Hydrodynamic cavitation. 1 Universidade Federal do Ceará, Brasil 2 Universidade Federal do Paraná, Brasil *Autor corresponsal: Rua Carlos Vasconcelos, 472, Meireles. Fortaleza-CE CEP 60115-170, Brasil. Email: [email protected]

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Resumo A cavitação se destaca como um processo oxidativo avançado caracterizada pela geração, subsequente crescimento e colapso de cavidades com elevada transferência de energia, em curto intervalo de tempo. Reatores de cavitação encontram ampla aplicação nas áreas de processamento químico, tratamento de água e efluentes e na biotecnologia, dentre outras. O objetivo da presente pesquisa foi de investigar os efeitos da cavitação hidrodinâmica provocado pelo o emprego de um homogeneizador de alta velocidade com vazão otimizada, operando em modo contínuo, na desinfecção de água contendo elevada concentração de coliformes totais (19.33 x 105 NMP/100mL) e Escherichia coli (46.26 x 104 NMP/100mL). As amostras de água bruta e tratada foram coletas em intervalos de 3 minutos, monitorando pressão, temperatura, parámetros físico-químicos e exames microbiológicos, seguindo as diretrizes gerais do Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. O homogeneizador de alta velocidade, nas condições experimentadas, operando com 7900 rpm a uma vazão de 60 L/h, se apresenta como uma tecnologia promissora para o tratamento de água para abastecimento, pois foi capaz de reduzir concentrações de parâmetros físico-químicos com destaque para nitritos, dureza total, carbonatos e ferro, bem como a inativação completa dos microrganismos estudados (coliformes totais e Escherichia coli), mesmo para diferentes e elevadas concentrações iniciais, independente de desinfecções químicas. Palavras Chave: Desinfecção; Processo oxidativo avançado; Cavitação hidrodinâmica. Introdução A reação do cloro com ácidos fúlvicos e húmicos presentes na água leva a formação de trihalometanos, reconhecidos como poderosos depressores da saúde humana e cancerígenos (Souza e Daniel, 2005; Paschoalato et al., 2008; Filho e Sakaguti, 2008). O uso de técnicas híbridas para tratamento de água, sem o uso de cloro, com destaque para a combinação de radiação UV/ozonização, ultra-som/ozonização e UV/Processo oxidativo avançado (POA), vem se destacando nos últimos anos (Hass et al. 1990; Paschoalato et al., 2008). Em contrapartida, uma técnica alternativa de desinfecção que vem despontando no cenário mundial para tratamento de água é a cavitação. A cavitação é um POA bastante utilizado no tratamento de água e efluentes, caracterizada pela geração de cavidades, com posterior crescimento e colapso de bolhas que liberam grandes quantidades de energia (Delmée, 2003; Jyoti e Pandit, 2004; Gogate 2007). Os principais efeitos dos fenômenos de cavitação são a geração de condições de temperaturas e pressões muito elevadas com liberação de radicais livres altamente reativos e de geração de microturbulências, aumentando assim as taxas de fenômenos de transporte (Delmée, 2003; Jyoti e Pandit, 2004). Pode ocorrer de duas formas: uma devido à passagem de ondas sonoras de alta frequência, denominado de cavitação acústica (ultrasonificação) e outra devido a variações de pressão no líquido, que flui devido à mudança na geometria no sistema de fluxo, chamado cavitação hidrodinâmica (Delmée, 2003; Jyoti e Pandit, 2004), onde quedas de pressões localizadas que provocam a cavitação podem ser provocadas por restrições de área,

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seja por válvulas ou por elementos primários de vazão intrusivos, tais como: placa de orifício, bocais e venturis, bem como por vórtex e turbinas (Gogate et al., 2006; Jyoti e Pandit, 2001). A eficácia da cavitação acústica por ultra-som induzindo ou, acelerando reações químicas é um conceito bem estabelecido. Por outro lado, o uso de cavitação hidrodinâmica para transformação física e química é mais indicado para aplicações que envolvem processamento contínuo, sendo útil na hidrólise de óleos graxos (Pandit e Joshi, 1993) e soluções poliméricas (Chivate e Pandit, 1993). Senthil Kumar et al. (2000); Moholkar et al. (1999) relataram que a geração de cavidades em um reator hidrodinâmico é muito dependente da concepção e da geometria do reatores. Os reatores de cavitação hidrodinâmica apresentam grande potencial de aplicação nos processos de desinfecção de água (Mason et al, 1992). Jyoti e Pandit (2001); e Arrojo e Benedito, (2008) pesquisaram a cavitação hidrodinâmica para tratamento de água. O objetivo da presente pesquisa foi investigar os efeitos da cavitação hidrodinâmica na desinfecção de água para consumo humano, com o emprego de um homogeneizador de alta velocidade operando em modo contínuo, avaliando a concentração de indicadores de contaminação microbiológica (coliformes totais e Escherichia coli), e parâmetros físico-químicos. A água de estudo proveniente de um poço, recebeu adição de parcelas de esgoto doméstico alcançando alta concentração de coliformes totais e Escherichia coli. Os resultados foram comparados com os limites estabelecidos pela Portaria Material e métodos A Figura 1 apresenta o homogeneizador construído, sendo o eixo em aço inox 304 com 50.8 mm de diâmetro, o rotor em alumínio com 508 mm de diâmetro, 80 mm de espessura e com 26 orifícios de 18 mm de diâmetro e profundidade de 150 mm. A diferença entre o diâmetro interno do estator e o diâmetro externo do rotor ficou em 1.5 mm. Para a seleção da velocidade de rotação optou-se por seguir as conclusões de Jyoti e Pandit (2001), que realizaram experimentos conduzindo um homogeneizador de alta velocidade operando em baixas rotações, e a taxa de desinfecção foi igualmente baixa, a medida que a velocidade foi elevada o índice de desinfecção também aumentava. Este efeito foi observado entre 4000 e 8000 rpm. O efeito máximo observou-se a 8000 rpm, para velocidades acima de 8000 até 12000 rpm, ocorria uma queda na taxa de desinfecção. Portanto, o homogeneizador empregado nesta pesquisa operou com velocidade rotacional de 7900 rpm, acionado por um motor elétrico (de marca WEG) de 20 KW, 6 polos, tensão nominal de 380V-120Hz, acoplado a um inversor de frequência WEG-CFW 11. A pressão foi monitorada por um manômetro (marca Famabras - Série FSG), a temperatura por termômetro digital (Minipa), e para velocidade rotacional um contador de giro (marca Racetronix).

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Figura 1. Conjunto de componentes empregados na concepção do homogeneizador de alta velocidade O homogeneizador foi montado conforme a Figura 2, com dois reservatórios (tanque 1 e 2), bomba hidráulica, registros hidráulicos, homogeneizador e motor elétrico. O tanque 1 de 1500 L (diâmetro de 1830 mm e altura de 990 mm), serviu ao mesmo tempo como reservatório de água bruta e para resfriamento da água tratada. A sucção da bomba (marca Danfoss operando com 0.25 KW - 220 V), foi conectada ao ponto de saída do tanque 1, e o recalque seguiu por uma tubulação de PVC com ¾ de polegadas de diâmetro, dividida em dois ramais conforme regulagem dos registros hidráulicos, sendo, uma dirigida a alimentação do homogeneizador e outra para retornar com o excedente ao tanque 1, conforme seleção da vazão a ser empregada ajustada pelo rotâmetro (marca Tecnofluid). Após a água ser submetida ao homogeneizador, esta seguiu por uma tubulação de cobre de ¼ de polegada de diâmetro e 6 m de comprimento em espiral (submersa na água bruta no tanque 1), desta forma, a água bruta era pré-aquecida e formava-se na tubulação o condensado de água tratada que seguia até o tanque 2 (capacidade de 200 L).

Figura 2. Montagem do experimento com o homogeneizador de alta velocidade

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Os experimentos foram realizados na Universidade Federal do Ceará, Departamento de Engenharia Civil e Ambiental, laboratório de saneamento - LABOSAN. A água de estudo foi proveniente de poço profundo, sem tratamento prévio, apresentando concentração média para coliformes totais de 2.89 x 10 (NMP/100ml) e Escherichia coli com 1.20 x 10 (NMP/100mL), na qual realizou-se inoculações de 800 mL de esgoto bruto, de origem doméstica, a cada 250 L de água utilizada. Desta forma foi possível obter uma concentração média de 104 (NMP/100ml) de Escherichia coli e 105 (NMP/100ml) de coliformes totais, proporcionando alta concentração de indicadores de contaminação microbiológica na água de estudo, denominada de água bruta inoculada. Os experimentos foram realizados em modo contínuo, divididos em duas etapas. Na 1ª etapa foram 10 ensaios com o homogeneizador operando por 39 minutos, com monitoramento a cada 3 minutos da temperatura e pressão, para cada uma das seguintes vazões: 40, 60, 80 e 100 L/h. Na 2ª etapa foram realizados 10 ensaios com o homogeneizador operando com a vazão otimizada (60 L/h), por 25 minutos. Os métodos analíticos seguiram as diretrizes gerais do Standard Methods for Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). Foram analisados tanto para água bruta inoculada como tratada, o pH, condutividade, sólidos totais, alcalinidade, dureza, oxigênio consumido, sódio, magnésio, ferro, carbonatos, nitrato e nitrito. E realizados exames dos indicadores de contaminação microbiológica: Escherichia coli e coliformes totais. Os tempos de operação escolhidos contemplam a estabilização do processo para todas as condições estudadas. Resultados e discussão Segundo Jyoti e Pandit (2001) e Gogate et al. (2006), em um ambiente de ondas cavitantes, o colapso das bolhas produz pontos quentes com temperaturas efetivas muito altas, pressões elevadas e taxas de aquecimento e resfriamento extremamente rápidas. Nesta 1ª etapa de experimentos o objetivo foi de identificar a melhor correspondência entre os colapsos das bolhas e a simultânea transmissão da energia térmica à massa líquida, bem como a taxa de renovação da água que alimenta o homogeneizador.

Na Figura 3 são apresentadas às médias de temperatura obtidas para a água tratada com o homogeneizador nas diferentes vazões estudadas. Para vazão de 40 L/h a água tratada apresentou-se estabilizada como vapor após 33 minutos de operação contínua, com a vazão de 60 L/h, a estabilização foi alcançada após 21 minutos de operação. Em contrapartida, para vazão de 80 L/h a temperatura da água tratada estabilizou-se em 30 minutos, enquanto que para vazão de 100 L/h a estabilidade térmica não foi alcançada, verificando-se alguma produção de vapor, mas não de modo contínuo. Este resultado pode ser atribuído ao efeito da aplicação de uma maior taxa de renovação de água dentro do homogeneizador, resfriando a água que já estava submetida a transferência de calor causadas pelas ondas cavitantes. O homogeneizador operando com vazão de 60 L/h, apresenta a melhor correspondência entre os colapsos das bolhas e a simultânea transmissão da energia térmica à massa líquida.

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Figura 3. Resultados médios de temperatura da água tratada na saída da homogeneizador

Os resultados para o monitoramento da pressão de descarga são mostrados na Figura 4. Observa-se que nas vazões de 40, 80 e 100 L/h houve pequenas variações nos valores obtidos para pressão, em comparação com os resultados com vazão de 60 L/h, neste último a vazão atingiu o valor máximo em menor tempo, de 1.95 bar, atingida em 21 minutos, superando os resultados obtidos para as outras vazões estudadas.

Figura 4. Monitoramento da pressão, medida no ambiente interno do reator de cavitação, operando nas vazões de 40, 60, 80 e 100 L/h

25 50 59 68 79 86 90 92 95 96 97 97 9826

56 65 74 84 87 91 94 97 101 101 101 102

2554 61 71 77 83 89 92 96 99 100 100 100

26

61 6676

86 95 101 101 102 103 102 102 103

0 3 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39

Tem

pera

tura

(o C)

Tempo de operação (minutos)

100L/h 80L/h 40L/h 60L/h

11.11.21.31.41.51.61.71.81.9

2

0 3 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39

Pres

são

(Bar

)

Tempo de operação (minutos)

60L/h 40L/h 80L/h 100L/h

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Exames microbiológicos foram realizados em amostras de água tratada nas diferentes vazões, os resultados comprovam o que apontam Jyoti e Pandit et al. (2004); e Arrojo et al. (2008) relatam que o acréscimo da pressão acelera o colapso das bolhas promovendo a difusão dos radicais hidroxilas (.OH) na fase líquida, elevando a efetividade da desinfecção. Para amostras de água tratada com homogeneizador operando com 40 L/h, obteve-se concentração de 43.28 x 103 (NMP/100mL) de Escherichia coli e 2.34 x 104 (NMP/100ml) de coliformes totais; para vazão de 60 L/h, obteve-se a menor concentração detectável pelo método empregado de análise microbiológica, tanto para Escherichia coli como coliformes totais; operando a 80 L/h, obteve-se 6.33 x 102 (NMP/100mL) de Escherichia coli e 98.11 x 103 (NMP/100ml) de coliformes totais. E com vazão de 100 L/h obteve-se 82.06 x 103 (NMP/100mL) de Escherichia coli e 57.14 x 103

(NMP/100ml) de coliformes totais. Os experimentos seguiram operando com vazão de 60 L/h, por apresentar-se com melhor desempenho na desinfecção. Para a 2ª etapa de experimentos, os resultados físico-químicos apresentaram reduções em quase todos os itens analisados, conforme Tabela 1. Os bicarbonatos de cálcio e de magnésio, responsáveis pela dureza, provavelmente precipitaram com a elevação da temperatura. A diminuição do pH, pode ser atribuído a oxidação de espécies orgânicas presentes na água, provocando consumo da alcalinidade durante o processo. Para o ferro total, embora a concentração tenha passado de 30.2 para 10.1 mg Fe/L, provavelmente, pela ação do radical hidroxila (.OH), observa-se, comparando com o padrão de potabilidade vigente no Brasil, estabelecido pela Portaria no 2914 do Ministério da Saúde do Brasil (Brasil, 2011), que o ferro total foi o único a não atender a este limite estabelecido. Tabela 1. Características físico-químicas da água bruta inoculada, água tratada com homogeneizador operando com a vazão otimizada (60 L/h) e limites da Portaria nº 2914

Determinações Água bruta inoculada Água tratada Limites (Portaria nº2914)

pH à 25º C 8.07 7.15 6.0 a 9.0 Condutividade (S/cm)

Alcalinidade total (mgCaCO3/L) 964

248.5 860.0 163.4

- -

Dureza total (mg CaCO3/L) 145.1 62.6 500 Oxigênio consumido (mg O2/L) 0.6 nd - Sólidos dissolvidos totais(mg/L) 834.0 796.0 1000

Sódio (mg Na+/L) 158.0 154.0 200 Magnésio (mg Mg2+/L)

Ferro total (mg Fe/L) 0.9

30.2 0.2

10.1 -

0.3 Carbonatos (mg CO3

2- /L) 13.1 nd - Nitratos (mg N-NO3

-/L) Nitritos (mg N-NO2

-/L) 9.6 0.3

1.1 0.04

10 1

ND = NÃO DETECTADO PELO MÉTODO APLICADO

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Na Tabela 2 são apresentados os resultados dos exames para concentração de coliformes totais e Escherichia coli, em amostras de água bruta inoculada e tratada com o homogeneizador operando com vazão de 60 L/h. Observa-se que, para amostras de água tratada não foram detectados presença de contaminação, isso pode ser atribuído às rupturas das células dos microrganismos, causadas devido ao efeito da cavitação no líquido (Jyoti e Pandit, 2004), ocorrendo em milhões de posições do líquido (Gogate et al, 2001). Outro fator que contribui é a temperatura na faixa de ebulição, impondo-se aos microrganismos condição de desnaturação de suas proteínas. Jyoti e Pandit (2003) alcançaram desinfecção de 70% para coliformes totais e 57% para Escherichia coli utilizando cavitação hidrodinâmica com placa de múltiplos orifícios a pressão de 1.72 bar. Doulah e Hammond em 1975 sugeriram que, em um mecanismo onde se proporcionam movimentos circulares num líquido em escala maior do que as das células contidas nele, ocorre que estas células entram em sincronia com os movimentos circulares. Quando estes movimentos circulares aplicados à massa líquida estão em escala compatível com as dimensões das células, são transmitidos apenas movimentos oscilatórios para elas sem causar ruptura. Quando a energia deste movimento oscilatório ultrapassa a força da membrana da célula, esta se desintegra. Tabela 2. Resultados dos exames microbiológicos da água bruta inoculada e água tratada com homogeneizador operando com a vazão otimizada (60 L/h).

Ensaios Exame Água bruta Inoculada Água tratada

Ensaio 01 Coliformes totais (NMP/100mL) 2.41x106 nd Escherichia coli (NMP/100mL) 36.4x104 nd










nd = não detectado

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Conclusões Concluiu-se que o homogeneizador de alta velocidade, utilizado nesta pesquisa, operando com 7900 rpm a uma vazão de 60 L/h, se apresenta como uma tecnologia promissora para o tratamento de água para abastecimento, pois foi capaz de reduzir concentrações de parâmetros físico-químicos com destaque para nitritos, dureza, carbonatos e ferro, e a inativação completa dos microrganismos estudados (coliformes totais e Escherichia coli), mesmo para diferentes e elevadas concentrações iniciais, independente de desinfecções químicas. Referências bibliográficas APHA. AWWA, WPCF. (2005) Standard Methods for the Examination of Water and wastewater. 21th edition,

Washington, USA. Arrojo S; Benito Y. (2008) A theoretical study of hydrodynamic cavitation. Ultrason Sonochemistrv, 15(3), 203-11. Brasil. Ministério da Saúde. (2011) Portaria nº 2914. Disponível em: http://bvsms.saude.gov.br/bvs/saudelegis/gm/2011/prt2914_12_12_2011.html. Acesso em: 05 jan. 2012. Chivate M. M.; Pandit, A. B. (1993) Effect of sonic and Hydrodynamic cavitation on aqueous polymeric solutions,

Indian Chemical Engineering, 35, 52–57. Delmée, G. J. (2003) Manual de medição de vazão. São Paulo, SP. Editora Edgard Blucher Ltda. 3ª edição, 346p. Doulah, M. S. e Hammond, T. H. (1975). A hydrodynamic mechanism for the disintegration of Saccharomyces

cerevesiae in an industrial homogenizer, Biotechnology and Bioengineering, 17, 845-58. Filho, S. S. F.; Sakaguti, S. (2008) Comportamento cinético do cloro livre em meio aquoso e formação de

subprodutos da desinfecção. Engenharia Sanitária e Ambiental, 13(2), 198-206. Gogate P. R.; Tayal, R. K.; Pandit, A. B. (2006) Cavitation: A technology on the horizon. Current Science, 91(1), 35-46. Gogate, P. R. (2007) Application of cavitational reactors for water disinfection: Current status and path forward.

Journal of Environmental Management, 85, 801–815. Haas, C. N.; Heller, B. (1990) Kinetics of inactivation of Giardia Lambia by free chlorine. Water Resource, 27(2),

233–238. Jyoti, K. K.; Pandit, A. B. (2001) Water disinfection by acoustic and hydrodynamic cavitation. Biochemical

Engineering Journal, Mumbai, 7, 201–212. Jyoti, K. K.; Pandit, A. B. (2004) Ozone and cavitation for water disinfection. Biochemical Engineering Journal,

Mumbai, 18, 9-19. Moholkar, V. S.; Senthilkumar, P.; Pandit, A. B. (1999) Hydrodynamic cavitation for sono-chemical effect.

Ultrasonics Sonochemistry, 6, 53–65. Mason, T. J., 1992. Practical Sonochemistry: Users Guide in Chemistry and Chemical Engineering, Ellis Horwood

Series in Organic Chemistry. Ellis Horwood, Chichester, UK. Pandit, A. B.; Joshi, J. B. (1993) hydrolysis of fatty oils: effect of cavitation, Chemical Engineering Science, 48(19),

3440–3442. Paschoalato, C. F. P. R; Trimailovas, M. R; Di Bernardo, L. (2008) Formação de subprodutos orgânicos halogenados

nas operações de pré-oxidação com cloro, ozônio e Peroxônio e pós-cloração em água contendo Subtância húmica. Engenharia Sanitária e Ambiental, 13(2), 23-37.

Senthil Kumar, P.; Sivakumar, M.; Pandit, A. B. (2000) Experimental quantification of chemical effects of hydrodynamic cavitation, Chemical Engineering Science, 55(9), 1633–1639.

Souza, J. B.; Daniel, L. A. (2005) Comparação entre hipoclorito de sódio e ácido peracético na inativação de e. coli, colifagos e C. Perfringens em água com elevada concentração de matéria orgânica. Engenharia Sanitária e Ambiental, 10(2), 111-117.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. QUALIDADE DA ÁGUA EM RIOS URBANOS: UM ESTUDO DE CASO SOBRE O RIO TAMBAY-BAYEUX-PB/BRASIL

Déborah Melo Alves 1

Flaviana Kalina Câmara de Lima 1

*Claudia Coutinho Nóbrega 1

Jakeliny Costa Falcão 1

Elisabeth Sousa de Araújo 1

Heliana Leite Fernandes Barros 1

Alice de Sousa Moreira Lima 1

URBAN RIVERS WATER QUALITY: A CASE STUDY ON TAMBAY RIVER – BAYEUX – PB/BRAZIL Recibido el 26 de agosto de 2012; Aceptado el 21 de enero de 2013 Abstract With the advent of discussion regarding the environment nowadays, this article brings a reflection on the present situation of urban rivers across the world throughout a case study of the Tambay River in the city of Bayeux-PB/Brazil. The water quality was determined by laboratory analysis concerning the following parameters: Thermo-tolerant Coliform, Biochemical Oxygen Demand (BOD5), Dissolved Oxygen, Translucence, Color, Total Dissolved Solids, pH, Nitrites, Nitrates, Aluminum, and Lead. To confirm the results achieved, in loco visits took place and socio-economic questionnaires were answered and collected. The Laboratory results and the field trips resulted in the confirmation of polluted waters. The lack of basic sanitation and the need for instruction on environmental practices to result in a betterment of the water quality in the Tambay River as well as the improvement of the surrounding population quality of life were corroborated. Keywords: Environment, sanitation, Tambay River, water quality, population. 1 Departamento de Engenharia Civil e Ambiental, Universidade Federal da Paraíba, Brasil *Autor corresponsal: Universidade Federal da Paraíba. Centro de Tecnologia. Departamento de Engenharia Civil e Ambiental. Campus I. CEP: 58.900-059. João Pessoa - Paraíba - Brasil. Email: [email protected]

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Resumo Com o advento das discussões sobre meio ambiente atualmente, este artigo vem como uma reflexão a situação dos rios urbanos no mundo por meio de um estudo de caso sobre o rio Tambay, na cidade de Bayeux-PB/Brasil. Foram levantadas questões sobre a qualidade da água por meio de análises de laboratório sobre os seguintes parâmetros: coliformes termotolerantes, demanda bioquímida de oxigênio (DBO5), oxigênio dissolvido (OD), turbidez, cor, sólidos dissolvidos totais (SDT), pH, nitrito, nitrato, alumínio e chumbo.Para confirmação dos resultados foram realizadas visitas in loco e aplicação de questionários sócio-econômicos. As análises laboratoriais e as visitas em campo resultaram na confirmação da poluição das águas, na constatação da inexistência de saneamento básico e na necessidade de práticas de educação ambiental que venham a se refletir na melhoria da qualidade a água do rio Tambay e por sua vez na vida da população. Palavras-Chaves: Meio ambiente, saneamento básico, Rio Tambay, qualidade de água, população. Introdução Devido às diversas atividades antrópicas, uma grande quantidade de resíduos sólidos, líquidos ou gasosos é lançada ao meio ambiente, ocasionando o fenômeno da poluição, inserindo-se aí, a poluição dos corpos hídricos. A poluição das águas naturais é ocasionada praticamente por três fatores: a urbanização, a industrialização e as atividades agrícolas. A urbanização desordenada, combinada com a falta de saneamento básico, é responsável pelo lançamento de esgotos domésticos em corpos aquáticos no meio urbano e isso pode ser observado nas ruas da cidade de Bayeux – PB – Brasil. O esgoto escorre a céu aberto por toda parte da cidade e acaba sendo encaminhado para o rio, sem nenhum tipo de tratamento, tornando-o cada vez mais poluído. Na cidade, as casas possuem apenas fossa séptica, usadas para os descartes das águas residuárias provenientes dos banheiros, já as águas residuárias oriunda das cozinhas e lavanderias que deveriam ir para a fossa também são lançadas direto na rua, provocando um odor desagradável, proliferação de mosquitos, além do aspecto visual horrível. A população joga seus resíduos sólidos no rio, mesmo tendo coleta regular. O Rio Tambay, área de estudo, é limite intermunicipal entre os municípios de Santa Rita e Bayeux. Sua bacia possui vales, áreas alagadas entendidas como área de recarga de aqüíferos, tendo um papel fundamental na drenagem e ecossistema local. A referida área de estudo abrange o Centro e os bairros Brasília, Tambay, Alto da Boa Vista e Jardim São Severino. Este artigo teve como objetivo estudar a qualidade da água, da bacia do Rio Tambay, localizada no município de Bayeux, no Estado da Paraíba-Brasil. Para a realização desse estudo foram analisados vários parâmetros de qualidade como oxigênio dissolvido (OD), cor, turbidez, pH, amônia, nitrito, nitrato, sólidos dissolvidos totais (SDT), demanda bioquímica de oxigênio (DBO5), coliformes termotolerantes, alumínio e chumbo.

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Metodologia Para o desenvolvimento dessa pesquisa, foram desenvolvidas as seguintes etapas:

Aplicação de entrevistas e questionários junto à população residente, cuja área selecionada teve como norte as residências inseridas no perímetro da microbacia hidrográfica, e a amostragem dessas tomando por base as normas da NBR 54 26/1985 e NBR 54 27/1985 da Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT.

Definição de cinco (05) pontos (P1, P2, P3, P4 e P5) de coleta de amostra de água ao longo do rio Tambay, localizado no município de Bayeux/PB. Para a escolha desses pontos foi levado em consideração os tipos de atividades desenvolvidas as margens do rio, bem como a eqüidistância entre os pontos.

Monitoramento da qualidade da água do rio Tambay em laboratório. Coletando e analisando periodicamente (a cada dois meses inicialmente e posteriormente mensalmente) amostra de água do rio Tambay, a fim de verificar se os parâmetros analisados, estão de acordo com os valores estabelecidos pela Resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA) Nº 357/2005, que regulamenta os usos da água de acordo com as características de cada corpo hídrico brasileiro. Nessa pesquisa, as coletas e análises datam o período de Junho de 2009 a Marzo de 2011. Todas as análises, bem como os procedimentos de coleta seguiram os procedimentos preconizados no Standard Methods for Examinationof Water and Wastewater (1998).

Análise e discussão dos resultados Mediante a aplicação dos questionários, buscou-se mensurar os problemas sócio-ambientais das comunidades, visando construir um diagnóstico e propor soluções para os problemas. Inicialmente, foi verificado junto ao Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE (2009) o número de residências em cada bairro, a partir desse valor, utilizaram às normas brasileiras NBR 54 26/1985 e NBR 54 27/1985 da ABNT e foram determinadas as seguintes amostras (Tabela 1):

Tabela 1. Distribuição dos questionários por domicílios na microbacia do rio Tambay

Locais Domicílios Nº de questionários aplicados Alto da Boa Vista 2080 143

Brasília 942 81 Centro 3373 27

Jardim S. Severino 544 73 Tambay 788 70

Total 7727 394

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De acordo com a pesquisa, mais de 62% dos moradores entrevistados moram a mais de 15 anos no mesmo lugar. O que chama atenção também nesses dados, é que 19% da população que se encontra ali residindo, está no máximo há cinco anos, o que pode significar um aumento no número de pessoas morando às margens do rio nos últimos 5 anos, que por sua vez pode caracterizar aumento de comunidades, pois em tais locais não apresentam infra-estrutura adequada para que se possa ter uma boa qualidade de vida Tomando por base a classificação do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE, foi constatado que as famílias residentes na microbacia do rio Tambay estão inseridas nas Classes B e C, onde 63% dos moradores recebem de um a três salários mínimos, 16% menos de um salário. Para verificar a salubridade ambiental da bacia, foram questionadas quais eram as doenças mais comuns e, o que poderia estar causando tais doenças. Segundo os moradores as três patologias mais freqüentes eram a dengue, as infecções respiratórias e as verminoses, todas essas doenças estão relacionadas com a falta de saneamento básico. Para Philippi Jr. et al. (2005) os condicionantes sociais, físicos e biológicos, podem criar condições necessárias para a ocorrência de doenças e de baixo nível de qualidade de vida. Com relação aos serviços de coleta de esgoto domiciliar, 53% dos entrevistados dispunham seus dejetos líquidos em fossas sépticas, 22% o lançavam para as ruas, 14% despejavam seus esgotos diretamente no rio. Quanto à coleta de lixo, 96% afirmaram que a coleta era realizada, três vezes por semana, 4% afirmaram não ser atendida por esse serviço, 19% destinavam os seus resíduos em terrenos baldios, 26% depositavam seus resíduos no rio Tambay e 23% descartavam o lixo na rua. No que diz respeito à qualidade da água, foram analisados os seguintes parâmetros: coliformes termotolerantes, demanda bioquímica de oxigênio (DBO5), oxigênio dissolvido (OD), turbidez, cor, sólidos dissolvidos totais (SDT), pH, nitrito, nitrato, alumínio e chumbo. Os resultados obtidos foram comparados com os valores máximos determinados pela Resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente – CONAMA - Nº 357/2005, para água doce superficial, classe 2 (classificação oficial do rio). Todas as coletas foram realizadas em períodos de chuva e de estiagem nos anos de 2009 a 2011. Os coliformes termotolerantes (Gráfico 1) apresentaram valores dentro do limite permitido pelo CONAMA que é de 1000 NMP/ 100 ml. Contudo, observa-se que há um decréscimo destes valores do ponto dois (P2) ao ponto três (P3), onde tal fato pode ser atribuído ao uso de saponáceos e alvejantes usados na lavagem de roupas (uso da água) antes do ponto de coleta P3. A partir do ponto P4 quando os lançamentos de esgotos continuavam e não havia mais esse tipo de atividade (lavagem de roupas), o número destas bactérias elevou-se novamente. A DBO5

(Gráfico 2) aumentou gradativamente nos pontos P1 ao ponto P5, tais valores podem ser justificados devido ao lançamento constante de esgoto pelas comunidades no corpo hídrico, bem como pela criação

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de animais nas proximidades do rio. Os pontos com maiores valores DBO5 foram os pontos P3 (que recebe esgoto nas margens), P4 e P5, estando estes acima do limite máximo permitido, pela Resolução CONAMA Nº 357/2005, que é até 5 mg/L O2

.

Gráfico 1. Coliformes termotolerantes

Gráfico 2. Evolução da DBO5 O Oxigênio Dissolvido - OD (Gráfico 3), é necessário aos microorganimos para que esses possam decompor a matéria orgânica existente na água. O Rio Tambay, no ponto P5, apresentou valor desconforme com o exigido pela norma vigente brasileira que é de no mínimo 5 mg/L O2. Qi Na- Guo et al. (2009) afirmam que a ausência do oxigênio na água propicia a ação de bactérias anaeróbicas que produzem gases malcheirosos como o CH4 e o H2S, fato percebido nas visitas in loco no ponto supracitado. Outro parâmetro que contribui para a queda do oxigênio dissolvido (OD) no ponto P5 é a presença de óleos e graxas que impede os microorganismos de degradar a matéria orgânica e, possivelmente, a autodepuração do rio. Nos trabalhos de campo foi possível verificar a presença de óleos e graxas na lamina d’água do rio.

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Gráfico 3. Oxigênio dissolvido

A Turbidez (Gráfico 4), no ponto P3, apresentou valores elevados, provavelmente, devido a criação de animais, as partículas advindas do trânsito das rodovias federais BRs 230 e 101, ao lançamento de esgotos e as plantações existentes nessa área. Estes valores elevaram-se, gradativamente, até o ponto P5 onde atingiram valor máximo como se pode observar no Gráfico 5. Entretanto, os valores permaneceram dentro do limite máximo permitido pela Resolução do CONAMA Nº 357/2005, para água doce superficial, classe 2. A presença da planta aguapé (Eichhomia crassipes) na lâmina d’água no ponto P1 influenciou na turbidez da água. Os valores voltaram a subir quando não havia mais a presença do aguapé na superfície. O Quelato de Ferro usado no cultivo hidropônico a montante do ponto P4 influencia na turbidez, pois pode agarrar partículas de areia e esgoto, aumentando, assim, a turbidez no referido ponto.

Gráfico 4. Medição da Turbidez

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A cor (Gráfico 5), obteve em quatro pontos, valores acima do permitido pela Resolução CONAMA 357/2005. No ponto P1, a cor apresentou-se alta, caindo drasticamente no ponto P2, isso ocorreu, provavelmente, devido à presença dos aguapés. Os valores da cor voltaram a subir no ponto P3 devido, provavelmente, aos usos do solo em torno do corpo hídrico e continuaram a subir até chegar ao valor mais alto no ponto P4, sendo tal fato justificado pelo uso do Quelato de Ferro a montante deste ponto. A cor relaciona-se com os Sólidos Totais Dissolvidos - STD (Gráfico 6). Apesar da presença de esgotos domésticos na água, os sólidos totais apresentaram-se dentro do limite permitido pela Resolução supracitada que é de 500 mg/L.

Gráfico 5. Cor

Gráfico 6. STD

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O pH (Gráfico 7), apresentou-se de baixo a médio, sendo tais valores justificados pela presença de gás carbônico no meio, pois o corpo hídrico é próximo de vias bastante movimentadas, bem como pela transferência de carbono pelo meio natural, já que nos pontos P1 e P2, que são mais próximos a nascente, onde há bastante vegetação, os valores são menores.

Gráfico 7. pH Os nitritos apresentaram valores acima do permitido, pela referida resolução, em três dos cinco pontos (Gráfico 8). F. Agu et al. (2006) associam a presença desse elemento à síndrome do bebê azul (metahemoglobinemia). Com relação aos nitratos (Gráfico 9) todos os pontos apresentaram valores de acordo com a Resolução do CONAMA Nº 357/2005, para água doce superficial, classe 2.

Gráfico 8. Nitrito

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Gráfico 9. Nitrato O metal alumínio (Gráfico 10) apresentou valores acima do valor máximo permitido pela resolução supracitada, que é de 0,1 mg/L. O alumínio, acumulado no corpo, pode causar amolecimento dos ossos humanos, raquitismo em crianças, em excesso no cérebro pode causar demência sênior (Alzheimer e Parkinson). Na área de estudo, é desenvolvida agricultura (cultivo de hortaliças) e este metal chega ao ser humano através da ingestão desses vegetais. O estudo revelou que é nas proximidades da nascente que são mais elevadas a quantidade de alumínio. Segundo Rocha (2009) os agroquímicos lixiviados por águas pluviais, podem atingir a zona insaturada do solo, ao ser transportado por gravidade até as águas subterrâneas. Foi verificada, em trabalhos de campo, como também nas imagens aéreas e nas cartas topográficas, a presença de plantações de mandioca, feijão e de abacaxi, que segundo os agricultores, em entrevistas informais, revelaram que utilizam agrotóxicos para obter maior produção de algumas culturas como o abacaxi.

Gráfico 10. Alumínio

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O teor de chumbo (Gráfico 11) também apresentou valores máximos acima do permitido pela Resolução do CONAMA Nº 357/2005, para água doce superficial, classe 2 que é de 0,01 mg/L e que pode ter a sua presença explicada, provavelmente, devido aos mesmos fatores geográficos citados anteriormente.

Gráfico 11. Chumbo Conclusão O rio Tambay encontra-se com suas águas poluídas. É latente a necessidade de algumas iniciativas tais como: recuperação da mata ciliar a fim de conter o processo de assoreamento; a conscientização ambiental por parte das autoridades competentes para contenção da degradação do rio; a coleta e tratamento de resíduos devem ser realizados para a melhoria e manutenção da qualidade da água e, por sua vez, da vida dos habitantes da bacia. A reversão dos problemas ambientais é uma necessidade também social, pois a população vive uma situação de indiferença em relação ao esgoto que escoa nas ruas dos bairros pertencentes à bacia e ignora a situação do rio. Agradecimentos. Os autores agradecem ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico, edital MCT/CNPq/CT- AGRONEGÓCIO/CT-HIDRO, Edital nº 27/2008, Processo nº 574607/2008-0, pelo apoio para o desenvolvimento dessa pesquisa. Referências ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas - NBR-9897/1987 - Planejamento de Amostragem de Efluentes

Líquidos e Corpos Receptores. 23 p. APHA – AWWA (1998) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20. ed. USA.

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CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Resolução n° 357, de 17 de maço de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Brasília.

F. Agus, I. Irawan, H. Suganda, W. Wahyunto, A. Setiyanto, M. Kundarto. (2006.) Environmental multifunctionality of Indonesian agriculture. Paddy Water Environ

IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – disponível em <http//WWW.ibge.gov.br> Acesso em 20 de abril de 2009.

Philippi Jr, A. Malheiros, T. F. (2005) Saúde Ambiental e Desenvolvimento. São Paulo, Manole. Qi An-Guo, Qiao Li-Fang, Sun Yong-Dong, Yao Lian-Fang, Zhang Yi-Chuan, Luo Wei-Rong. (2009) Tackling River Pollution

Ecologically: A case study on the Ji River of Gansu province. International Conference on Environmental Science and Information Application Technology.

Rocha, J. C. (2009) Introdução a química ambiental. Porto Alegre: Bookman.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. PLANO DE SANEAMENTO AMBIENTAL DE PENÁPOLIS, BRASIL: UMA AVALIAÇÃO À LUZ DAS TEORIAS DE PLANEJAMENTO

* Rogério Braga Silveira 1

Léo Heller 2

Severina Sarah Lisboa 2

ENVIRONMENTAL SANITATION PLAN OF PENÁPOLIS, BRAZIL: AN ASSESSMENT UNDER THE LIGHT OF THE PLANNING THEORIES Recibido el 1 de julio de 2012; Aceptado el 21 de enero de 2013 Abstract This article aims to present an assessment of the Plano de Saneamento Ambiental de Penápolis, from the perspective of normative and conceptual elements. To that end, a specific assessment model was developed. The model seeks to identify guiding principles of the plan, based on analytical categories, and to compare them with the values defended by three currently distinguished planning schools. This comparison allowed the evaluation of the coherence between the principles that guided the initial planning proposal and the ones really undertaken in each of the elaboration phases. In the assessment, the evaluation of the coherence of the plan is assumed as fundamentally important, once its absence might negatively impact the implementation phase. The data for the analysis was collected through documental research, in meeting minutes and documents related to the elaboration of the plan, as well as through eight in-depth interviews, besides non-participant observation during the 10° Forum Municipal de Saneamento. For data analysis, the content analysis method was undertaken. The research highlighted that the major point in Penápolis is the participative culture built over time, making its principles prevalent in the directioning and monitoring of the sanitation practices, in the last 20 years, independently of the world views from municipal administrators that followed up. However, the consistent program of childhood and youth enviromental education, implemented with the objective of guaranteeing the continuity and sustainability of the continuous improvement of the services to the future also plays a relevant role. Keywords: Penápolis, environmental sanitation, planning, participative culture 1Centro Universitário de Belo Horizonte ( UNIBH), Brasil 2Departamento de Engenharia Sanitária, Universidade Federal de Minas Gerais, Brasil *Autor corresponsal: Centro Universitário de Belo Horizonte (UNIBH). Av. Prof. Mário Werneck, 1685, Bairro Estoril. Cidade: Belo Horizonte; Estado: Minas Gerais; Código postal: 30455-610. Email: [email protected]

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Resumo Este trabalho tem por objetivo avaliar, sob a ótica de elementos normativos e conceituais, o Plano de Saneamento Ambiental de Penápolis. Utiliza, para tanto, um modelo de avaliação, no qual são identificados, a partir de categorias analíticas, os princípios que fundamentaram a sua elaboração, comparando-os com os valores defendidos por três escolas de planejamento que se destacam na atualidade. Essa comparação permitiu avaliar a coerência entre os princípios que direcionaram a proposta inicial do planejamento e os realmente assumidos em cada uma das suas fases de elaboração. Assume-se a fundamental importância da avaliação da coerência do Plano, uma vez que sua ausência pode impactar negativamente a fase de implementação. Os dados para análise foram obtidos através pesquisa documental, em atas de reuniões e documentos referentes à elaboração do Plano, bem como por meio de oito entrevistas em profundidade, além de observação não participante durante o 10º Fórum Municipal de Saneamento. Para o tratamento dos dados, utilizou-se o método análise de conteúdo. Pode-se concluir que o maior destaque em Penápolis é a cultura participativa construída ao longo do tempo, fazendo com que os seus princípios tenham prevalecido no direcionamento e no acompanhamento das ações de saneamento, nos últimos 20 anos, independentemente das visões de mundo das administrações municipais que se sucederam. Porém, merece destaque o consistente programa de educação ambiental infanto-juvenil implementado com o objetivo de garantir a continuidade e a sustentabilidade do processo de aprimoramento desses serviços para o futuro. Palavras chave: Penápolis, saneamento ambiental, planejamento, cultura participativa 1. Introdução Localizada na mesorregião de Araçatuba, São Paulo, Penápolis possui 58.529 habitantes (IBGE, 2007), sendo que 97% dos habitantes estão na área urbana. O município apresenta IDH-M de 0,81. A cobertura pelos serviços referentes ao abastecimento de água, esgotamento sanitário e manejo de resíduos sólidos encontra-se universalizada, fato que merece destaque no contexto da área de saneamento no Brasil. As ações referentes ao saneamento ambiental no município estão sob a responsabilidade do Departamento Autônomo de Água e Esgoto de Penápolis (DAEP), estruturado como uma autarquia municipal, cujos serviços prestados alcançaram a certificação ABNT ISO 9001:2000. Embora a drenagem urbana ainda não esteja formalmente sob sua responsabilidade, o DAEP já elabora o seu planejamento e realiza intervenções necessárias à ampliação e manutenção desses sistemas. Há cerca de 20 anos, as diretrizes para o planejamento das ações de saneamento local vêm sendo estabelecidas com ampla participação da sociedade, que conta com mecanismos institucionais específicos para tanto. O Plano Municipal de Saneamento Ambiental de Penápolis foi elaborado entre 2006 e 2008, porém, somente em 15 de dezembro de 2011 foi oficializado pela Lei Municipal nº 1.798. As necessidades da implementação das ações planejadas, bem como das atualizações no Plano em função das demandas da sociedade local, ou ainda, provenientes de avaliações da equipe técnica do DAEP, fizeram com que esse planejamento, a partir de 2008, passasse a nortear as decisões no âmbito da implementação, independentemente de sua aprovação formal.

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A Lei Municipal 1.798 também institucionalizou a Política Municipal de Saneamento Ambiental, cujo objetivo expresso é “garantir a salubridade do território urbano e rural e o bem estar ambiental de seus habitantes, devendo essa política ser implementada, através de ações integradas e planificadas em processo contínuo” (Penápolis, 2008:1). Essa legislação criou o Sistema Municipal de Saneamento Ambiental de Penápolis, composto por: Conselho Gestor do Saneamento Ambiental; Fundo Municipal de Saneamento Ambiental; Plano Municipal de Saneamento Ambiental (PMSA); Fórum de Saneamento Ambiental e Sistema Municipal de Informações em Saneamento. O Conselho Gestor do Saneamento Ambiental é um órgão colegiado consultivo, lotado junto ao DAEP, com funções propositivas e fiscalizadoras, possuindo composição paritária entre representantes do Poder Público e dos usuários, incluindo-se, nesses últimos, associações de classe e usuários residenciais, eleitos durante os Fóruns de Saneamento. Já o Fundo Municipal, tem como função financiar os instrumentos da Política Municipal de Saneamento Ambiental. O Fórum de Saneamento Ambiental, aberto à participação de toda a população, reúne-se a cada dois anos, com o objetivo de avaliar a situação de saneamento ambiental e propor diretrizes para a reformulação do Plano de Saneamento. A Política Municipal de Saneamento Ambiental delineia princípios norteadores da prestação dos serviços de saneamento locais: a prevalência do interesse público e coletivo sobre o privado e particular; a prevalência das questões sociais sobre as econômicas na sua gestão; a melhoria contínua da qualidade ambiental; o combate à miséria e seus efeitos sobre a saúde humana e à salubridade ambiental; a participação social nos processos de planejamento, gestão e controle dos serviços; e a universalização, a equidade e a integralidade dos serviços de saneamento ambiental. Essa política determina que os serviços de saneamento sejam desenvolvidos “por profissionais qualificados e legalmente habilitados” e também define que é “vedado o regime de concessão ou permissão dos serviços de saneamento ambiental, cabendo ao Município organizar e prestar diretamente os serviços, conforme já dispõe a Lei Orgânica do Município” (Penápolis, 2008:2). Essa mesma legislação determina que o planejamento seja estruturado sobre um “diagnóstico situacional”, tenha características intersetoriais e metas e ações de curto e médio prazo. O presente estudo pretende avaliar o Plano de Saneamento Ambiental de Penápolis (SP), com foco nos princípios sobre os quais foi estruturado, comparando-os com os valores contidos em três escolas de planejamento que se destacam na atualidade. Essa comparação permitiu verificar a coerência entre os princípios que fundamentaram a definição dos eixos básicos do Plano, que são expressos na sua proposta inicial e, os realmente assumidos em cada fase de elaboração, assumindo-se que a ausência dessa coerência poderia vir a impactar negativamente a fase de implementação do Plano.

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No âmbito deste estudo, o termo princípio é assumido segundo o entendimento de Cunha (2006), como “fator de existência, organização e funcionamento do sistema, que se irradia da sua estrutura para seus elementos, relações e funções. [...] A força do princípio se exerce na produção e estruturação do sistema, atuando como que como forma-matriz. [...] Ele pode ser explícito ou implícito” (Cunha, 2006:7). 2. Marco teórico Nessa seção, são abordadas as três escolas de planejamento que fornecem sustentação teórica à discussão: Prospectiva Estratégica, Planejamento Normativo e Planejamento Estratégico Situacional. 2.1 A Prospectiva Estratégica Gaston Berger, em 1957, cunhou o termo La Prospective para indicar a necessidade de uma atitude orientada para o futuro, entendendo que não seria uma mera extrapolação do passado. Em 1967, Bertrand de Jouvenel propôs a Prospectiva como arte da conjectura, defendendo a necessidade de investigar os diferentes futuros possíveis, não se limitando apenas a uma das possibilidades A partir de então, a Prospectiva ganhou visibilidade e importância, dividindo-se em duas vertentes. A primeira ficou conhecida como Prospectiva Estratégica, liderada por Michel Godet e outros autores. A segunda, liderada por Eleonora Masini e outros autores de países em desenvolvimento, buscava uma visão humanista, envolvendo áreas e temas de caráter ético-cultural (Ortegón; Vásquez, 2006; Aalvarenga; Soeiro de Carvalho, 2007). Na perspectiva da Prospectiva Estratégica, o planejamento pode ser definido como o modo de se conceber um futuro desejado e os meios para alcançá-lo. Os conceitos de prospectiva e de estratégia estão intimamente ligados, interpenetrando-se. Entretanto, são duas entidades distintas, devendo-se observar duas fases no processo: a) tempo da antecipação, ou seja, quando é desenvolvida a prospectiva das mudanças possíveis e desejáveis; b) tempo da preparação da ação, quando se faz a elaboração e a avaliação das opções estratégicas possíveis para a organização se preparar para as mudanças esperadas - pré-atividade - e/ou provocar as mudanças desejáveis - pró-atividade. A primeira fase deve ser coletiva, envolvendo o maior número de atores possível. Nela, utilizam-se os instrumentos da prospectiva para organizar e estruturar, de maneira transparente e eficaz, a reflexão coletiva sobre os desafios do futuro e, eventualmente, avaliar as opções estratégicas (Godet; Durance; Gerber, 2008; Ackoff, 2010). Godet; Durance (2009) chamam a atenção para o fato de que é sempre tentador tomar os desejos pela realidade e elaborar um plano estratégico com base na visão pró-ativa. Para eles, é necessário que se tenha, também, um comportamento pré-ativo e se preparar para

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as mudanças futuras esperadas, já que os cenários possíveis nem sempre são prováveis ou desejáveis. No entendimento dessa escola, existiriam diversos futuros potenciais, e a descrição de um desses futuros, bem como das progressões necessárias para atingi-lo, constitui um cenário. Seriam possíveis dois grupos de cenários: os exploratórios, que partem das tendências passadas e presentes, conduzindo a futuros verossímeis; e os de antecipação ou normativos, que são construídos a partir de imagens alternativas do futuro, desejadas ou temidas, sendo concebidos de forma retro projetiva (Godet; Durance, 2009). O cenário normativo, ou desejado, normalmente utilizado para o planejamento de instituições governamentais, constitui-se em uma utopia tecnicamente plausível e politicamente sustentável, capaz de ser efetivamente construída. Procura administrar o destino com base no desejo de quem planeja, ajustando-o às probabilidades e às circunstâncias. É a síntese entre o presente e as ideias de uma sociedade em relação ao seu futuro, o que resulta em um futuro tão próximo das aspirações quanto possível.Já os cenários exploratórios são essencialmente técnicos, sendo construídos a partir de um tratamento racional das probabilidades, excluindo os desejos dos planejadores. Nesse caso, quando procuram analisar a postura e a estratégia dos atores sociais com suas vontades, o trabalho tem uma conotação técnica de interpretação do processo político. Trata-se de apreender para onde, provavelmente, estará evoluindo a realidade estudada, para que os planejadores possam escolher o que fazer e se posicionar positivamente naquela situação (Buarque, 2003). A utilidade dos instrumentos da Prospectiva Estratégica consiste em estimular a imaginação, reduzir as incoerências, criar uma linguagem comum, estruturar a reflexão coletiva e permitir a apropriação, não podendo se esquecer de que os instrumentos não devem substituir a reflexão nem refrear a liberdade de escolha. A reflexão prospectiva coletiva sobre as ameaças e oportunidades dá conteúdo à mobilização e permite a apropriação da estratégia, constituindo um ponto de passagem obrigatório para que essa apropriação se transforme em ação eficaz (Godet, 1994; 2006; Godet; Durance; Gerber, 2008; Godet; Durance, 2009). Segundo Godet (2008) existem duas possibilidades de erros que devem ser definitivamente evitados no processo de planejamento: pensar de cima para baixo, como fazem alguns peritos, esquecendo-se da importância da apropriação; e afastar especialistas e análises teóricas, para dar ouvidos somente à população. Sem a prospectiva cognitiva, a prospectiva participativa fica andando em círculos sobre as preocupações do presente. Defende ainda que as decisões necessárias para fazer face aos desafios do futuro raramente são consensuais, afirmando, porém, que “é sempre uma má ideia querer impor uma boa ideia”.

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Para essa corrente, os homens precisam de esperança, e essa necessidade coletiva exprime-se melhor se for canalizada por meio de métodos apropriados (Godet; Durance; Gerber, 2008:19). Para Godet; Durance (2009:18) o planejador deve sempre desconfiar das ideias prontas e dos modismos uma vez que elas acabam por produzir uma “tirania das ideias dominantes”. Além disso, tendem a se tornar fontes de erros de análise e de previsão, já que a informação é, muitas vezes, amordaçada pelo conformismo do consenso, o qual leva a rejeição do ponto de vista minoritário. 2.2 O Planejamento Normativo A reforma social, segundo Friedmann (1987), pode ser considerada como a principal tradição da teoria do planejamento, tendo sido construída, ao longo do tempo, com a contribuição de inúmeros pensadores. Bentham estudou as consequências da ação e a avaliação dos seus custos e benefícios. Com Max Weber, estabeleceu-se a crença de que a política e a ciência poderiam ser mantidas, na prática, separadamente. Os autores dessa tradição, de maneira geral, acreditam que é possível a formulação do “interesse geral” mediante o uso de instrumentos e técnicas de planejamento, o que seria aceito pela maioria das pessoas de “boa vontade”. Nessa perspectiva, Mannheim e Etzioni acreditavam que o “consenso” poderia ser planejado, entendo-o, como uma “atividade elitista, centralizada e contínua”. Muitos reformistas consideravam a política como um resíduo do passado, que seria substituída pelo calculus of consent (Friedmann, 1987:136). O termo Planejamento Tradicional tem sido utilizado para designar o modelo de planejamento com características hegemonicamente normativas. Existem inúmeras variações de modelagem, mantendo, entretanto, princípios semelhantes. Algumas dessas variações chegam até a propor negociações com os atores sociais, porém nesse caso o planejador continuaria com o controle da agenda. Seriam, segundo alguns autores, as negociações com “aparência fashionable” (GAPI, 2010:36). Segundo o GAPI (2010b:198), “não há prática de planejamento estratégico público na América Latina. Continuamos apegados ao planejamento da década de 1950”, já que os planejamentos governamentais, sobretudo na América Latina, são majoritariamente normativos (Rezende, 2009; Costa Filho, 2010; Leiva Lavalle, 2010). O Planejamento Normativo, além das características já mencionadas, pretende ser neutro e ancorado na objetividade das decisões fundamentadas em análises técnicas, admitindo-se um único cenário futuro possível. A partir de em um macro objetivo estipulado, são definidos os objetivos a serem alcançados num horizonte temporal, estabelecendo-se as metas no correr da linha do tempo. Nesse modelo, procura-se conhecer a realidade via diagnóstico, orientando-se pela busca da verdade objetiva e científica, existindo somente

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um único diagnóstico possível. Assim, é descrita a situação presente, são interpretadas as causas e os efeitos e, finalmente, é realizada uma projeção. Além disso, também é descrita a evolução histórica do objeto, assumindo-se ou construindo-se uma teoria para explicá-la, bem como são identificados os principais problemas e as potencialidades do sistema objeto em estudo (Matus, 1981; 1987a; Gonçalves, 2005). O Planejamento Normativo é elaborado por especialistas, a quem cabem as decisões. Mesmo nos modelos posteriores, que passaram a incorporar a política como um fator, apenas um ator planeja, supondo-se, sempre, a existência do consenso ou do quase consenso, desconsiderando, dessa forma, os conflitos entre os interesses dos atores sociais. Essa metodologia admite um único ator, não havendo espaço para a participação da sociedade (Giovanella, 1991). Nesse modelo, o aspecto político é um dado exógeno ou, ainda, uma mera restrição, entendendo-se que a realidade apresenta comportamentos sociais estáveis e previsíveis, sendo possível estudá-los por meio de modelos analíticos (Lustosa, s.d.). 2.3 O Planejamento Estratégico Situacional O planejamento na América Latina encontrou em Carlos Matus seu principal expoente e idealizador do Planejamento Estratégico Situacional (PES). Segundo o autor, no planejamento normativo existe a separação da vida social em compartimentos estanques, isolados entre si, além do fato de que as considerações que definem o diagnóstico e as propostas focam o fator econômico. Defendia que o planejamento não fosse privilégio de uma força social dominante e controladora circunstancial do Estado, como no caso da escola normativa, mas que deveria ser a somatória das forças políticas que o constituíam (Rivera, 1992). Na concepção do PES, o ator que planeja está inserido na realidade e coexiste com outros atores. Já a situação passa ser a arena onde se encontram os atores e suas ações, fazendo com que a contradição e o conflito sejam assumidos. Uma das inovações que trouxe essa metodologia é a superação do conceito de etapas, que prevalece no planejamento tradicional, substituindo-as por momentos dinâmicos, que nunca se esgotam e podem coexistir e se reformular durante todo processo de implementação do plano (Huertas, 1995; Costa, 2004). O PES é estruturado em quatro momentos dinâmicos. No momento explicativo, equivalente ao diagnóstico, são selecionados os problemas e discutidas suas causas. O propósito do momento explicativo é promover o entendimento do jogo social, quando são analisados os problemas e identificados dos atores relevantes, produzindo-se uma explicação sistêmica, utilizando-se para tanto a análise situacional (Huertas, 1995). Na visão de Matus, a prática social horizontal envolve os departamentos das ciências tradicionais, produzindo uma troca de problemas entre eles, gerando efeitos positivos ou negativos em relação às metas anunciadas. Para ele “fazer política é intercambiar problemas” (Matus, 2000: 29).

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O momento normativo-prescritivo acontece quando se faz o desenho do deve-ser. (Huertas, 1995). Explicita o direcionamento da situação inicial analisada para a situação a qual se quer chegar, identificando-se os nós críticos da rede sobre os quais atuará o planejador, elaborando-se, então, um conjunto de projetos (Hourneaux Junior; Sobreira Netto; Correa, 2007). Nesse momento, são estimados os cenários, por meio do comportamento das variantes críticas (variáveis que escapam ao controle dos atores) e das opções críticas (variáveis controláveis ou normativas). Matus observa ainda que somente é possível “planejar não no sentido de predizer o futuro, mas sim lutar para criá-lo. O homem de ação necessita planejar as situações” (Matus, 2000: 146). O momento estratégico trabalha com a ideia do “pode ser” (Huertas, 1995). Nesse momento, é analisada a viabilidade do plano, envolvendo três dimensões básicas: política, econômica e organizativa. O planejador, diante das possibilidades existentes, optará por aceitá-las, ignorá-las ou superá-las, construindo alternativas para o plano. Nesse contexto, as estratégias tornam-se formas de superação das restrições de poder, podendo se manifestar via negociação, cooptação ou conflito, além de uma mixagem entre as três formas (Matus, 1987b; Rivera, 1995). No momento tático-operacional, caracterizado pelo fazer, ocorrem as tomadas de decisões e a implementação da ação. O momento tático-operacional tem a finalidade de criar um processo contínuo, sem rupturas entre os três momentos anteriores e a ação diária, em que o plano é aprimorado, conforme as circunstâncias das necessidades operacionais. Assim, ideias contidas no plano não se tornam realmente viáveis até que seja completado o detalhamento operacional exigido pelo sistema que vai operá-lo (Huertas, 1995). Na visão de Matus, o conceito de cenários tem um sentido e um conceito diferente dos assumidos pelas técnicas prospectivas. No PES, os cenários são ferramentas contra a incerteza, enquanto na prospectiva se destinam à exploração e à escolha de caminhos. O PES transcende uma simples metodologia de planejamento, apresentando-se como uma maneira de governar, propondo uma forma de se estabelecer uma articulação entre o governo e a sociedade. Porém, como se trata de um plano situacional, a rigor, o plano nunca está pronto, tendo de ser constantemente monitorado sempre que necessário e retornar aos momentos precedentes, para as devidas correções (Costa, 2004). 3. Metodologia Com o objetivo de operacionalizar a presente análise foi desenvolvido um estudo caso, norteado pelas proposições de Eisenhardt (1989); Yin (2004) e Coelho Cesar (2005). A base de dados utilizada foi estruturada a partir da análise dos documentos, atas de reuniões e relatórios emitidos durante a elaboração do Plano. Como complemento, foram realizadas

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oito entrevistas semiestruturadas, com representantes de diferentes segmentos sociais que contribuíram de alguma forma da sua elaboração. O tratamento dos dados foi feito através da análise de conteúdo, dentro da técnica de análise de categorias, seguindo-se a modelagem sugerida por Bardin (2008). A avaliação foi realizada dentro das categorias analíticas:

a) Metodologia. Procura-se identificar as correntes de pensamento que deram sustentação às escolhas metodológicas adotadas, avaliando-se as opções realizadas. b) Diagnóstico. Busca-se identificar o modelo de diagnóstico utilizado, bem como a forma como essa escolha influenciou o conteúdo do Plano. c) A participação da sociedade. Verifica-se como se deu a contribuição dos atores sociais na elaboração do Plano, bem como a forma como ocorreu a apropriação de suas sugestões. d) Visão de futuro. Identifica-se como foi estabelecida a visão de futuro, sendo avaliadas as possíveis consequências das escolhas realizadas sobre a implementação do Plano. e) Intersetorialidade. Observa-se como são tratados os diversos componentes do saneamento e suas interfaces com outras disciplinas e setores.

Foram tomadas como referências teóricas as três correntes de planejamento descritas. 4. Resultados e discussão A cidade de Penápolis, localizada na mesorregião de Araçatuba, dista de São Paulo, capital do estado, cerca de 480 km. A Tabela 1 apresenta alguns dos parâmetros geográficos e socioeconômicos do município. A Figura 1 apresenta o mapa político do Estado de São Paulo – Brasil. Tabela 1. Parâmetros geográficos e socioeconômicos de Penápolis

Características Parâmetros População Total (1) 58.529

População urbana (1) 55.882 Taxa de urbanização (1) 95.5%

Mortalidade infantil por mil nascidos vivos (2) 11.8 IDHM (3) 0.810

IDHM-Renda, 2000 (3) 0.756 IDHM-Longevidade, 2000 (3) 0.777

IDHM-Educação, 2000 (3) 0.897 Taxa de alfabetização (1) 94.5%

Expectativa de vida em anos (2) 72.65 Cobertura de água tratada (4) 100%

Cobertura de coleta de águas residuárias (4) 100% Cobertura de coleta de resíduos sólidos (4) 100%

Fonte: (1) Censo (2010); (2) Fundação Seade (2012); (3) PNUD (2012); (4) DAEP (2012)

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Figura 1. Mapa político do Estado de São Paulo – Brasil. Fonte: Apolo 11/Google Maps (2012) Criado em 1978, a função original do DAEP é gerenciar os serviços de tratamento e distribuição de águas, bem como a coleta e tratamento das águas residuárias. Porém, em 1993, esse órgão assumiu a responsabilidade pelo sistema de coleta e destino final de resíduos sólidos domésticos, industriais e de saúde. Atendendo a solicitação do 7º Fórum, ocorrido em 2006, foi estabelecida no PMSA a diretriz para que o DAEP assumisse as ações referentes à drenagem urbana. Atualmente, o DAEP já elabora o planejamento para a drenagem urbana, promovendo as intervenções necessárias com seus recursos, embora a responsabilidade oficial por esse componente do saneamento é da Secretaria de Obras e Serviços. 4.1 Metodologia A construção metodológica do Plano foi direcionada pela cultura participativa existente na cidade, onde as ações de saneamento a serem implementadas são formuladas pela sociedade local desde a década de 1990. Um planejamento com a participação dos atores sociais desqualifica como opção a adoção da metodologia normativa, uma vez que nela o poder decisório fica confinado aos planejadores. Admite-se que os diagnósticos e as propostas na elaboração do plano tenham três origens distintas: as reuniões mensais do Conselho Gestor do Saneamento Ambiental, os funcionários do DAEP na busca de soluções para os problemas que vão se materializando no cotidiano e os Fóruns de Saneamento. A metodologia do Plano foi estruturada de forma a privilegiar o fator político, respeitando o princípio da totalidade e reconhecendo a relação entre os fatos sociais e econômicos. O papel

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dos atores sociais, por meio dos Fóruns de Saneamento, ocupa o eixo central dessa metodologia, caracterizando um processo participativo, aberto aos atores sociais interessados no tema, tal como sugere Godet. Assim, contrapondo-se ao modelo tradicional, onde se admite uma única explicação da realidade construída através da busca da verdade científica, no PMSA são considerados os diferentes entendimentos da realidade, assumindo-se que o fator político não é um dado exógeno nem um marco restritivo, incorporando, dessa forma, alguns dos postulados defendidos por Matus. A participação dos atores sociais na formulação das diretrizes do planejamento nas ações de saneamento solicitou o tratamento de todos os seus componentes de forma simultânea (integralidade dos serviços) e suas relações com disciplinas com interface (intersetorialidade). O modelo participativo adotado com características situacionais permite a adoção dos princípios assumidos nos eixos básicos. 4.2 Diagnóstico O diagnóstico foi construído a partir de três grupos com distintas visões. O primeiro, composto por consultores externos, incorpora uma visão técnica. O segundo aglutina o entendimento dos funcionários do DAEP. O terceiro apresenta a visão dos atores sociais, cuja prospecção acontece durante Fóruns de Saneamento ou, ainda, nas reuniões do Conselho Gestor de Saneamento Ambiental e reuniões públicas realizadas nos bairros. O diagnóstico técnico para águas de abastecimento foi produzido por terceiros, resultando no trabalho intitulado: Estudo de viabilidade técnica, econômica e ambiental da ampliação da capacidade de captação de água no ribeirão lajeado e em outras fontes superficiais complementares para atendimento à demanda urbana de Penápolis-Sp. Esse estudo tem como foco a “avaliação da limitada capacidade de abastecimento do local”, buscando alternativas. Com relação ao componente de águas residuárias, não é apresentado um diagnóstico técnico, mas são comentados problemas pontuais na área de tratamento de esgoto, sem maior detalhamento. O diagnóstico técnico de resíduos sólidos foi realizado através de um programa de cooperação técnica com a Funasa, gerando o estudo: Recomendações Operacionais para o Sistema de Limpeza Urbana de Penápolis – Diagnóstico preliminar, que apresenta um retrato da situação da coleta de resíduos, da varrição e da disposição no aterro sanitário, sugerindo a implementação de ações para o aperfeiçoamento desses serviços. Já o diagnóstico técnico referente à drenagem urbana apresenta uma leitura da situação no município, bem como análises e sugestões para ações, visando estimular a adoção de sistemas de infiltrações nas residências e nas calçadas, além de trincheiras de retenção. Para a drenagem rural, foi elaborado um planejamento, ainda não incluído na versão oficial do PMSA.

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No segundo grupo de diagnósticos, encontram-se os formulados pelos funcionários do DAEP construídos a partir de debates internos. Ele é fortemente estruturado sobre projeções de dados estatísticos, obtidos dos censos do IBGE, bem como da base de dados do município e informações sobre o funcionamento do setor. No terceiro grupo de diagnósticos estão os elaborados durante os Fóruns de Saneamento, através dos quais é incorporada a visão dos demais atores sociais. Neles, todos os segmentos interessados da sociedade apresentam suas críticas e demandas, apontando as correções necessárias, que, em seu entendimento, deveriam ser introduzidas no planejamento do saneamento. Além da opinião da população manifestada nos fóruns, foi incorporada a visão dos participantes das reuniões públicas realizadas nos bairros sobre o tema. Diferentemente da metodologia tradicional, que apresenta um diagnóstico único, no PMSA ele possibilitou que fossem realizadas diversas explicações da realidade, em suas múltiplas dimensões, de forma interdisciplinar, englobando os aspectos técnicos, econômicos e políticos, e incorporando, dessa forma, alguns dos princípios do planejamento situacional, defendidos por Matus. O diagnóstico foi construído de forma a incorporar tanto o saber dos experts, quanto o saber experimentado, incorporando o pensamento de Godet de que um problema bem colocado e coletivamente partilhado por aqueles a quem diz respeito, estará já praticamente resolvido. Pode-se concluir que o diagnóstico realizado tem características situacionais e interdisciplinares, tendo sido construído de forma a incorporar as visões política, social e econômica, coerente, portanto, com a metodologia e comportando os princípios dos eixos básicos do Plano. 4.3 Visão de futuro A visão de futuro adotada limita-se ao estudo dos cenários construídos de forma específica, para cada um dos componentes do saneamento básico, a partir projeções populacionais. Embora alguns dos editais para a convocação dos Fóruns façam menção ao horizonte temporal de 20 anos para o PMSA, essa dimensão não é explicitamente mencionada no texto do planejamento. No PMSA, o futuro é tratado como decorrência das ações planejadas e implementadas. Assim, não são considerados os contextos dos possíveis futuros no qual o Plano se insere. O Plano assume um comportamento pró-ativo, na medida em que se propõe a influenciar a construção do futuro, através de suas ações. Assim, em discordância com a proposta de Godet, não é desenvolvida uma visão pré-ativa, cujo objetivo seria o de preparar-se para as mudanças futuras esperadas, já que os cenários futuros possíveis, na realidade nem sempre são os prováveis ou os desejáveis pelo planejador.

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Autores como Godet argumentam que quando é adotada uma única visão de futuro plausível, como no caso em discussão, é sempre tentador tomar os desejos pela realidade. Embora o PMSA tenha como uma de suas diretrizes a construção de planejamento político, com um diagnóstico situacional, tal como defende Matus, a metodologia adotada para a construção da visão de futuro assume princípios do planejamento normativo. Dessa forma, não permite o estudo das incertezas e das variáveis de natureza política, econômica ou social, apresentando uma única saída e uma única chegada possível. A visão de futuro foge às características situacionais presentes tanto na metodologia quanto no diagnóstico. Através das entrevistas, percebeu-se que, independentemente das convicções ideológicas ou partidárias dos atores sociais, existem alguns consensos em suas visões com relação à política de saneamento. Todos os entrevistados mencionaram que Penápolis teria uma vocação para a priorização das ações em saneamento e que as administrações municipais, no decorrer dos anos, vêm apresentando um especial cuidado com as políticas públicas, com destaque para o saneamento. Destacam que, já na década de 1920, a cidade possuía uma estação de tratamento de água. Alguns entrevistados relataram que na década de 1980 o governo estadual estabeleceu a “democracia participativa”, na qual a sociedade era sempre consultada sobre a sua priorização da aplicação dos recursos estaduais nas cidades. Enquanto municípios da região optaram pela aplicação desses recursos, por exemplo, na implantação de infraestrutura para distritos industriais, “Penápolis pediu por uma lagoa de tratamento de esgotos”. Os entrevistados reconheceram que a decisão da época foi acertada, já que as consequências ainda são sentidas atualmente. Algumas visões consensuais da sociedade local, detectadas nas entrevistas, ao longo dos anos acabaram por ser inseridas na legislação local. A primeira diz respeito ao formato de concessão e gerenciamento do saneamento: a Lei Orgânica do Município vetou o regime de concessão ou permissão dos serviços, cabendo ao município organizar e prestar diretamente os serviços. A segunda refere-se ao modelo de gestão do DAEP: a legislação que regula o saneamento local determina que “para a adequada execução dos serviços públicos de saneamento, deles se ocuparão profissionais qualificados e legalmente habilitados” Penápolis, (2008b:1). A institucionalização desses dispositivos legais reflete a cultura da sociedade local e sua capacidade de fazer ouvir suas demandas no direcionamento dos serviços de saneamento que, segundo manifestado pelos entrevistados, requereria uma gestão profissional para esses serviços. 4.4 Participação social A participação sistemática dos atores sociais no processo de planejamento do saneamento em Penápolis ocorre principalmente através dos Fóruns de Saneamento Ambiental. Nesses eventos, comparecem os atores sociais de diferentes segmentos, tais como os usuários residenciais, comerciais e industriais, as entidades assistenciais, entidades profissionais, políticos e, ainda,

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servidores municipais. Esses eventos têm por objetivo “mobilizar a população para participar das políticas públicas referentes ao saneamento ambiental do município” e, através dele, seria estabelecido “um forte e bem estruturado canal de comunicação com o Poder Público” (Penápolis, 2012). No Fórum realizado em 2010, estiveram presentes mais de 500 pessoas e, em 2012, um número superior a 300. As propostas aprovadas nas plenárias dos diferentes Fóruns contemplaram um amplo espectro de temas, envolvendo a gestão dos serviços, o aprimoramento da estruturara administrativa do sistema e a integração com outras áreas de interface com o saneamento. Além disso, em 2012 foram apresentadas propostas para a solução de problemas técnicos a partir do conhecimento experimentado, bem como propostas para o reuso das águas na agricultura e o armazenamento de águas de chuvas, entre outras. Dessa forma, os atores sociais agregaram o seu conhecimento originado da prática no cotidiano, somando-o ao saber dos experts. Trata-se de um tipo de conhecimento que não é codificado, originado das pessoas que serão afetadas no processo e, nesse caso, tal como defende Godet, o envolvimento dos segmentos sociais na prospecção do planejamento, além de estar possibilitando o aprofundamento do conhecimento do problema, tem contribuído para quebrar as resistências às mudanças, na medida em que envolve a população interessada no debate. Nessa perspectiva, o planejamento negociado traz a população para uma prática pró-ativa, criando também um sentimento de solidariedade coletiva, além de possibilitar aos experts a expansão do seu universo do saber, tal como defende Godet. A formulação do planejamento pelos atores sociais é a materialização do princípio participativo estabelecido nos eixos básicos, facilitando a incorporação no Plano de valores como a centralidade no social, a prevalência do interesse público, a universalização dos serviços, a equidade e a integralidade dos serviços de saneamento ambiental. 4.5 Intersetorialidade Nas diretrizes do Plano também são previstas ações intersetoriais envolvendo outros órgãos municipais, relacionadas ao controle de vetores, descarte de embalagens de agrotóxicos e intervenções visando evitar o assoreamento dos rios e a preservação dos mananciais. Além disso, no Fórum realizado em 2012 foram discutidas diretrizes com o objetivo de dinamizar a parceria com a Cooperativa de Trabalho dos Recicladores de Lixo de Penápolis (CORPE), para a qual o município oferece apoio financeiro e material. Merece destaque a atenção dada à educação ambiental, por meio de programas de grande alcance implementados pelo DAEP, dentro de uma filosofia do tratamento do saneamento ambiental em uma perspectiva intersetorial. Cabe esclarecer que no PMSA as ações intersetoriais não são tratadas detalhadamente. Os entrevistados foram unânimes em apontar que as ações desenvolvidas nessa área vêm tendo impacto nas crianças da cidade,

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independentemente de estudarem na rede pública ou particular. Os atores entrevistados mencionaram que o DAEP criou o CEA, o Centro de Educação Ambiental, em parceria com a Secretaria Municipal de Educação, que tem à sua disposição dois ônibus e possui uma agenda de atividades destinada a apoiar a capacitação de professores de cada uma das escolas locais. Nas entrevistas apurou-se que os professores e os alunos fazem visitas às obras, instalações (dos mananciais ao tratamento do esgoto), praças e áreas verdes, no sentido de estimular na criança cuidados com as nascentes e a preservação ambiental. Existem também instrutores que vão às escolas ministrar palestras e, juntamente com as crianças, cultivar hortas em cada uma das escolas, além de treiná-las e incentivá-las à pratica da compostagem. O planejamento público com características intersetoriais em uma sociedade democrática e plural exige a harmonização entre as diferentes leituras da realidade feitas pelos atores sociais, além de intensas negociações, que não seriam suportadas caso houvesse a opção pelo uso da metodologia tradicional para a elaboração do Plano. A busca pela intersetorialidade das ações permite que sejam minimizados os riscos da elaboração de um plano fragmentado. Isso, porque o envolvimento das outras áreas da administração que mantêm interface com o saneamento possibilita o planejamento de futuras ações conjuntas. Dessa forma, percebe-se que o PMSA busca superar a fragmentação funcional do planejamento, fazendo com que distintos órgãos municipais, que possuem vários graus de autonomia e responsabilidade, trabalhem de maneira harmônica, evitando o desperdício de recursos. O Plano incorpora o entendimento de Matus relativo à troca de problemas entre os departamentos das ciências tradicionais, assumindo também que fazer política é intercambiar problemas. Autores como Friedmann (1992) acreditam ser este um dos principais desafios que apresenta o planejamento público contemporâneo. A integralidade e a intersetorialidade guardam coerência com as características situacionais do Plano. Além disso, a ausência delas poderia dificultar atingir diretrizes formuladas durante as fases participativas. 5. Considerações finais O Plano Municipal de Saneamento de Penápolis surgiu como um instrumento para a organização das ações de saneamento, uma vez que essas já vinham sendo planejadas há mais de 20 anos, por meio de uma política municipal participativa e que conquistou logros importantes ASSEMAE (2005). A implementação dessa política pública através dos anos proporcionou a universalização da prestação dos serviços de abastecimento de águas, de esgotamento sanitário e de gestão de resíduos sólidos, colocando Penápolis em situação privilegiada entre os municípios brasileiros. O Plano absorve os mesmos princípios dessa política, tanto na definição de sua metodologia, quanto no seu diagnóstico, bem como na definição das ações propostas, mostrando que ações

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planejadas com coerência tendem a produzir resultados positivos. Se o Plano de um lado ainda guarda certa distância em relação às escolas contemporâneas de planejamento, como a Prospectiva Estratégica e o Planejamento Estratégico Situacional, sobretudo quanto à forma como enxerga o futuro, de outro lado incorpora valores de uma política exitosa em termos de resultados e apoio dos seus beneficiários. O maior destaque em Penápolis é a cultura participativa construída ao longo do tempo, fazendo com que seus princípios tenham prevalecido no direcionamento e no acompanhamento das ações de saneamento, independentemente das visões de mundo das administrações municipais que se sucederam. Porém, o município superou-se ao desenvolver um programa consistente de educação ambiental de suas crianças, como uma forma de garantir a continuidade e sustentabilidade do processo de aprimoramento desses serviços para o futuro. Agradecimento. Os autores agradecem o apoio da CAPES pela concessão da bolsa de doutorado de Severina Sarah Lisboa. Referências bibliográficas Ackoff, Russel. Méthodes de planification dans l’entreprise. Disponível em:<http://www.cnam.fr/lipsor

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. A BIODEGRADAÇÃO DE CORANTES TÉXTEIS ASSOCIADA AO CULTIVO DE Geobacillus stearothermophilus: UMA ALTERENATIVA PARA PRODUÇÃO DE BIOSSURFACTANTE

* Ana Karine Portela Vasconcelos 1

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Marylia Albuquerque Braga 2

Isabelly da Silva Lima 2

Rinaldo dos Santos Araújo 2 BIODEGRADATION OF TEXTILE DYES ASSOCIATED WITH CULTIVATION OF Geobacillus stearothermophilus: AN ALTERNATIVE FOR BIOSURFACTANT PRODUCTION Recibido el 10 de octubre de 2012; Aceptado el 25 de febrero de 2013 Abstract Nowadays environmental issues have a great appeal before society. Among these, wastewater from textile industries is a precursor of pollution for water bodies, by the degrading water quality, harming the biota and impairing more noble uses. Given this, the biological treatment is a viable alternative for biodegradation of aquatic pollutants. To this end this study aimed to analyze the degradation of textile dyes (methyl orange and methylene blue) associated with the cultivation of Geobacillus stearothermophilus, UCP 986, under thermophilic aerobic condition and in the absence of additional sources of carbon, as an alternative for biosurfactant production. During the cultivation, it was evaluated the variables color, pH, total protein, biomass, emulsification index and emulsification activity. Our results showed degradation after 24h cultivation, through the reduction of color, both for methyl orange (15 mg/L) and methylene blue (10 mg/L). This ratified the ability of G. stearothemophilus for treating colorful waste without impacting the environment, besides producing biomass for further treatments of recalcitrant molecules. The production of biosurfactant was satisfactory and promising, confirming its biotechnological potential in the recalcitrant degradation. Key Words: methyl orange, methylene blue, biodegradation, biosurfactant, Geobacillus stearothemophilus

1 Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Brasil 2 Departamento da Área de Química e Meio Ambiente, Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará, Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará. Campus do Pici, Bloco 713, 1º andar, Bairro: Pici, Fortaleza, Ceará, CEP: 60451-970. Brasil. Email: [email protected]

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Resumo Atualmente, as questões ambientais apresentam um grande apelo junto à sociedade. Dentre estas, as águas residuárias oriundas de indústrias têxteis são precursores de poluição nos corpos aquáticos, degradando a qualidade das águas, prejudicando a biota e os usos mais nobres. Nesse cenário, o tratamento biológico é uma alternativa viável de degradação de poluentes aquáticos. Assim, este trabalho objetiva estudar a biodegradação de corantes têxteis (alaranjado de metila e azul de metileno) associada ao cultivo de Geobacillus stearothermophilus, UCP 986, em condição aeróbia e termofílica e na ausência de fontes adicionais de carbono, como alternativa na produção de biossurfactante. Durante o cultivo foram avaliadas as variáveis de cor, pH, proteínas totais, biomassa, índice e atividade de emulsificação. Os resultados mostraram que houve degradação, após 24h de cultivo, através da redução de cor, tanto para o alaranjado de metila (15mg/L) quanto para o azul de metileno (10mg/L). Esse fato ratifica a capacidade do G. stearothemophilus em tratar resíduos coloridos sem causar impactos ao ambiente, além de produzir biomassa para posterior tratamento de moléculas recalcitrantes. A produção de biossurfactante foi considerada satisfatória e promissora, ratificando o seu potencial biotecnológico na degradação dos recalcitrantes. Palavras chaves: alaranjado de metila, azul de metileno, biodegradação, biossurfactante, Geobacillus stearothemophilus Introdução O aumento crescente da fiscalização pelos órgãos governamentais com relação ao descarte de efluentes e à poluição ambiental causada pelas indústrias, aliada à crescente preocupação com as questões ambientais, têm aumentado o interesse na pesquisa em tecnologias efetivas para remoção dos mais diversos tipos de contaminantes, principalmente dos recalcitrantes (Araujo, 2008). Os corantes, em sua maioria, são agressivos ao meio ambiente, pois a poluição dos corpos de água com estes compostos provocam, além da poluição visual, alterações nos ciclos biológicos afetando a vida aquática, principalmente, nos processos de fotossíntese (Medeiros, 2011). Segundo Carreira (2006), os corantes são produtos químicos normalmente aplicados em solução, os quais se fixam de alguma forma em um substrato. As principais características desejáveis nos corantes são: serem estáveis à luz, apresentarem uma distribuição uniforme, propiciarem um alto grau de fixação e resistirem ao processo de lavagem. Os corantes têxteis apresentam dois componentes-chave: o grupo cromóforo, responsável pela cor, e o grupo funcional, que se liga às fibras do tecido. Existem centenas de corantes citados na literatura, e classificados por sua natureza química ou em termos de sua aplicação ao tipo de fibra. Estudos mostram que algumas classes de corantes, principalmente os corantes azo e básico (e seus subprodutos), podem ter caráter carcinogênico, mutagênico ou paralelamente formar complexos com outros produtos descartados no efluente (Kunz et al., 2002).

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A degradação dos azo corantes tem como reação inicial a clivagem redutiva do grupo azo. Contudo, sob condições anaeróbicas estas reações podem ser catalisadas por diversos sistemas biológicos, conduzindo ao acúmulo de aminas aromáticas (Zimmermann et al., 1982). Entretanto, estes corantes também podem ser reduzidas sob condições aeróbias (Hu, 1994; Nachiyar e Rajakumar, 2004). Segundo a Ficha de Informações de Segurança de Produtos Químicos (2009), a decomposição do azul de metileno pode gerar óxido de enxofre e óxido nítrico; além de causar efeitos toxicológicos em organismos aquáticos e na qualidade da água. Esses subprodutos são tóxicos à biota aquática, diminuem a quantidade de oxigênio dissolvido, e modificam as propriedades e características dos cursos d’ água (Oliveira, 2006). Por todas as características apresentadas, o azul de metileno torna-se um resíduo difícil de tratar e, sendo catiônico, tem alta reatividade. Segundo Guaratini e Zanoni (2000) em geral, as tecnologias convencionais, como por exemplo, os processos físico-químicos (adsorção, precipitação, degradação química, eletroquímica e fotoquímica) mostram-se pouco eficientes no tratamento desses poluentes. Em razão desse fato, o estudo de novas propostas se torna de fundamental importância. Dentre diversas alternativas de tratamento para efluentes industriais, o tratamento biológico de degradação, especificamente, o processo aeróbio vem se destacando por ser ambientalmente mais adequado, já que proporciona uma completa mineralização do poluente orgânico a baixo custo, apresentam elevada remoção de DQO e, remoção de corantes solúveis (Pandey et al., 2007). Araujo (2008), as principais limitações do processo aeróbio são: a não remoção de corantes recalcitrantes, o alto consumo de energia e, a geração de grande volume de lodo. Segundo Wiegant (1986) e Rintala (1992), resultados encontrados no tratamento termofílico demonstram vantagens como: taxas metabólicas mais altas e maior remoção de patógenos. E como desvantagens, em relação ao mesofílico: alto consumo de energia, maior instabilidade do processo e, em alguns casos, perda da biomassa no efluente. De acordo com Colla e Costa (2003), o biossurfactante é uma molécula anfipática produzida por microrganismos e, possui, portanto, uma porção hidrofílica e outra hidrofóbica conferindo propriedade solubilizante. A maior vantagem dos biossurfactantes quando comparados aos surfactantes sintéticos reside na sua diversidade estrutural, baixa toxicidade, biodegradabilidade, maior taxa de redução de tensão superficial, solubilidade em água, estabilidade térmica, estabilidade quanto a valores extremos de pH, produção a partir de substratos renováveis e, a capacidade de modificação estrutural através da engenharia genética

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ou técnicas bioquímicas. Apesar dessas propriedades, as mesmas ainda não são capazes de competir economicamente com os surfactantes químicos, principalmente devido ao seu alto custo. Em paralelo a essas propriedades, os biossufactantes estão sendo estudado para a biorremediação de poluentes (Costa, Nitschike, Conteiro, 2008). Por isso, a escolha dos microrganismos é definitivamente importante para uma maior degradação nos processos biológicos, significando que a descoloração biológica é possível (Chang, Chien, Chen, 2001b). Na literatura a caracterização dos biossurfactantes é feita pelas técnicas de UV-VIS, espalhamento de luz e cromatografia (LC/MC). E como análises complementares de caráter qualitativo, utiliza-se a atividade de emulsificação (Cirigliano e Carman, 1984) e o índice de emulsificação que evidencia a quantitativamente o biossurfactante produzido (Cooper e Goldenberg, 1987). Nesse cenário, propôs-se verificar a produção de biossurfactante associada à degradação de corantes têxteis durante o cultivo de G. stearothermophilus em condições de termofilia e sem fontes suplementares de carbono. Materiais e métodos Corantes Para a utilização das soluções corantes no experimento foram preparadas inicialmente, soluções estoques, as quais foram adicionadas ao meio de cultura, em volume final de 150 mL, para obtenção das concentrações finais conforme mostrado na tabela 1. Essas soluções de corantes foram previamente filtradas com esterilidade, em filtro de 0,45 μm. As principais características dos corantes estudados são apresentadas na tabela 1. Tabela 1. Relação entre os corantes e suas principais características

Corantes Alaranjado de metila Azul de metileno Color Index (CI) Acid Orange 52 (13025) Basic Blue 9 (52015)

Grau de Pureza (%) 99 97 Formula Molecular C14H14N3NaO3S C16H18ClN3S.XH2O Estrutura Molecular

Fabricante Sigma Aldrich Vetec Química Fina

Concentrações Estoques (mg/L) 450 e 900 300 e 600 Concentrações Finais (mg/L) 15 e 30 10 e 20

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Microrganismo O microrganismo utilizado foi o Geobacillus stearothemophilus UCP 986, Gram-Positivo, termofílico isolado de ambientes impactados por petróleo. A bactéria foi repicada para o meio líquido BHI e incubada por 24h a 37°C. Uma segunda repicagem foi feita e preservada em meio sólido inclinado Agar Nutrient (AN), da fabricante BIOLIFE, a 4°C. A preparação do inóculo ocorreu através do cultivo de microrganismos em frascos erlenmeyeres de capacidade 250 mL com 50 mL do meio Luria Bertani (LB) e incubado a 50ºC por 24h sob agitação em shaker a 150 rpm. Em seguida foi realizada a leitura espectrofotométrica da densidade óptica a 660 nm (DO660nm = 1, 212). Ensaios de degradação O experimento foi realizado, em duplicata, utilizando frascos erlenmeyeres de 250 mL, nas concentrações de corante já citadas, além da alíquota controle (150 mL de meio LB + e 1 mL de inóculo). O cultivo foi realizado por um período de 48h, sob agitação orbital (150 rpm) a temperatura de 50°C. Alíquotas foram retiradas nos tempos de 12h, 24h, 36h e 48h, e em seguida as mesmas foram submetidas à centrifugação de 3500rpm por 20 min, para separação das células do líquido metabólico, e posterior realização das análises de cor, pH, proteínas totais, biomassa, atividade e índice de emulsificação. A degradação dos corantes foi acompanhada por espectroscopia de UV-VIS de absorção molecular, quantificando a diminuição da intensidade da banda de absorção máxima (λ max) do corante (λazul = 668nm e λalaranjado = 503nm), em um espectrofotômetro Evolution 60 S (Thermo Scientific), faixa de leitura 190 a 1000 nm. Parâmetros avaliados As análises realizadas utilizaram as técnicas descritas na tabela 2. Tabela 2. Relação dos parâmetros, técnicas e unidades utilizadas.

Parâmetros Técnica utilizada Unidade Cor Standard Methods, Espectrometria. Abs pH Direto, Potenciométrico -

Proteínas totais Kit de proteínas totais, LABTEST® g/dL Biomassa Standard Methods, Gravimetria. g

Índice de emulsificação Atividade de emulsificação

Cooper e Goldenberg, 1987 Cirigliano e Carman, 1984

% UAE

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Resultados e discussão Biodegradação de Cor Na degradação de cor, percebe-se que, nas primeiras 12h de cultivo, não há alteração da cor, evidenciando um período de adaptação do microrganismo. A partir desse tempo de cultivo os diferentes corantes foram, provavelmente, utilizados pelo microrganismo como fonte de energia e fonte de carbono. Este fato é corroborado pelos valores de proteínas totais que foram reduzidos, do meio, após este tempo. Observa-se ainda, que as maiores remoções de cor, em condições aeróbias, promovidas pelo G. stearothermophilus, UCP 986, ocorreram com 15mg/L e 10mg/L, respectivamente, para o alaranjado de metila e o azul de metileno, conforme o Figura 1a e 1b.

Figura 1. Perfil de remoção de corante, por G. stearothemophilus, após 48 horas de cultivo aeróbio na presença de corante alaranjado de metila (a) e do corante azul de metileno (b) Utilizando o corante alaranjado de metila, verifica-se que a partir de 24h ocorre à estabilização da cor e uma boa produção de biomassa colorida. Esse fato ratifica o estudo de Evangelista-Barreto (2006) que usando o G.stearothermophilus também removeu satisfatoriamente o corante alaranjado II nas primeiras 24h de cultivo na presença de glicose e com agitação moderada, o que proporcionou também boa produção de biomassa, esta ainda mostrou-se colorida, contrastando com os controles indicando biossorção, fato que se repetiu no presente ensaio.

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Observa-se maior redução de cor no cultivo de menor concentração para os corantes testados, implicando em um percentual de remoção de cor de 24% e 32% para, respectivamente, o alaranjado de metila e o azul de metileno, proporcionando pequena capacidade de degradação. Esse fato ratifica Suzuki et al. (2001) que em suas pesquisas apontam o alaranjado de metila com lenta biodegradação. Ainda segundo esse autor, outros fatores que interferem diretamente no potencial de biodegradação dos corantes, como por exemplo, a temperatura, a disponibilidade de oxigênio e, a salinidade. Na concentração de 20mg/L, do azul de metileno, a descoloração apresentou caráter inibitório. Esses dados ratificam os resultados obtidos por Ong et. al. (2006) que utilizaram o mesmo corante, em condições anaeróbias, em concentrações altas (entre 100 a 1350 mg/L) e obtiveram efeitos negativos na eficiência de remoção de cor. Outro fato importante observado é que a biomassa separada por centrifugação, ao longo do cultivo apresentava-se parcialmente colorida, indicando que parte do corante foi concomitantemente adsorvida na parede celular do microrganismo, atestando as observações de Aksu (2004). Diante dos dados experimentais obtidos, inferi-se que o processo de adsorção foi bem mais significativo quando comparado com o processo de remoção de cor por ação biológica. Portanto, sugeri-se a combinação de processos, físico e biológico, a fim de garantir a eficiência da remoção. Fato que é ratificado por Kunz et al.(2002) quando afirma que a tendência é o estabelecimento de metodologias que combinam os processos biológicos com outras alternativas físicas ou físico-químicas, tais como floculação, adsorção ou oxidação eletroquímica. A variação de pH do corante de alaranjado de metila, indica leve tendência ao meio alcalino (pH 8,5), conforme a Figura 2a. Esse fato aponta que há degradação do corante, independente das concentrações testadas, nas condições aeróbias e ausência de fonte adicional de carbono, devido à formação de aminas pela clivagem da ligação azo, que alcaliniza o meio. Esse comportamento é relatado por Rieger et al. (2002) que descreve a clivagem da ligação azo com a introdução de um doador de elétrons, substituindo a dupla ligação com nitrogênio por hidrogênio e, formando aminas aromáticas e, produzindo, em seguida, nitrato, gás carbônico e polímeros. A alcalinização do meio também pode ser alcançada, pela decomposição da molécula do azo corante, com liberação de hidroxila (OH-), e produção mínima de proteína, (Barbosa, Gondim e Paz, 2007). Segundo Adikane, Dange, Selvakumari (2006), a variação do pH está ligada a produção de proteína e a utilização da fonte de carbono, quanto menos assimilável, menor a descoloração e maior o pH.

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Verifica-se, ainda, que a alcalinização do meio pouco favorece a redução de cor, mesmo não sendo dadas as condições de anaerobiose que Evangelista-Barreto (2006) aponta como mais eficiente pelo fato de o oxigênio inibir a enzima redutora, embora alguns microrganismos após período de adaptação sejam sim, capazes de degradar corante azo, sendo, portanto em fator positivo de se avaliar, já que os tratamentos de águas residuárias aeróbios são comuns e eficientes de um modo geral. Çinar et al. (2008) relatam ensaios com o corante Remazol Brilhante Violeta 5R utilizando as duas vias metabólicas seguidas, anaeróbia e aeróbia, obtendo insignificante remoção do corante na fase aeróbia em relação à anaeróbia, esse fato pode ter ocorrido pelo rápido consumo da glicose nos primeiros momentos da anaerobiose e consequentemente maior remoção, inviabilizando a remoção na aerobiose. Os resultados obtidos com o alaranjado de metila foram significativos, pois mesmo na ausência de fonte de energia adicional removeu, cerca de 24% de cor, na concentração de 15mg/L do corante. Ao longo do cultivo com o azul de metileno, os resultados de pH, mostram-se acima da faixa de neutralidade (Figura 2b) indicando presença de subprodutos do metabolismo com características alcalinas, o que é explicado também pelo fato do próprio corante apresentar propriedade alcalina (Ong et al., 2007). A menor variação de pH se refere a maior concentração inicial do azul de metileno (20 mg/L), o que sugere adaptação mais lenta do microrganismo ao corante e baixa descoloração.

Figura 2. Variações de pH durante cultivo com G. stearothemophilus, em condições aeróbias, na presença de alaranjado de metila (a) e corante azul de metileno (b)

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A partir do líquido metabólico centrifugado, delineou-se o perfil de proteínas totais e da biomassa produzida a partir dos corantes pesquisados. Os valores obtidos são dispostos na tabela 3. Tabela 3. Valores de proteínas e biomassa produzidas com o Alaranjado de Metila e Azul de Metileno

Tempo cultivo

(h)

Alaranjado de Metila Azul de Metileno

15mg/L 30mg/L 10mg/L 20mg/L Proteínas

(g/dL) Biomassa

(g) Proteínas

(g/dL) Biomassa

(g) Proteínas

(g/dL) Biomassa

(g) Proteínas

(g/dL) Biomassa

(g) 0 0.81 0.14 0.90 0.15 0.92 0.138 1.51 0.088

12 0.80 0.15 0.89 0.17 0.85 0.139 1.42 0.071 24 0.72 0.16 0.88 0.19 0.81 0.142 1.35 0.082 36 0.65 0.18 0.78 0.20 0.78 0.143 1.25 0.084 48 0.55 0.21 0.75 0.21 0.75 0.145 0.98 0.086

De modo geral, os resultados apontam para o decaimento de nutrientes ao longo do cultivo, sugerindo a sua utilização pelo microrganismo para desenvolvimento, crescimento e manutenção celular. Os ensaios com o alaranjado de metila apontam que a presença do corante contribui para obtenção de maior quantidade de biomassa, em ambas as concentrações testadas. Este comportamento indica que o microrganismo adapta-se as condições adversas do corante, de forma que a toxicidade do composto não é capaz de inibir a produção de proteínas (Figura 3a). Com o azul de metileno, perfil descrito na Figura 3b, as maiores concentrações de proteínas ocorrem para a concentração de 20mg/L do corante. Observa-se, que a maior quantidade de biomassa ocorre para os ensaios com 10mg/L, conforme Figura 3b, do azul de metileno. Enquanto que a concentração de 20mg/L sugere certa toxicidade ao corante, inibindo o desenvolvimento, quando comparado às condições padrões. Segundo Liu e Sun (2008), quando bactérias são expostas a corantes antimicrobiais, estes são primeiramente adsorvidos sobre os sítios aniônicos da membrana, substituindo os cátions divalentes, e posteriormente danificando a parede celular.

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Figura 3. Perfil de Proteínas Totais e Biomassa durante cultivo de G. stearothermophillus na presença de alaranjado de metila (a) e azul de metileno (b) Produção de Biossurfactante A partir do biossurfactante produzido no liquido metabólico são realizados o Índice e Atividade de Emulsificação. Os resultados obtidos são dispostos na tabela 4. Tabela 4. Perfil do Índice de Emulsificação e da Atividade de Emulsificação, no cultivo de G. stearothemophilus, na presença de alaranjado de metila e azul de metileno

Tempo de cultivo (h)

Alaranjado de Metila Azul de Metileno 15mg/L 30mg/L 10mg/L 20mg/L

%IE UAE %IE UAE %IE UAE %IE UAE 12 25.6 2.58 31.1 2.62 7.4 2.40 2.8 2.45 24 17.9 2.70 20.7 2.70 30.5 2.74 27.9 2.68 36 29.5 2.72 21.6 2.75 33.0 2.78 28.1 2.75 48 19.2 2.78 33.8 2.80 33.4 2.85 30.4 2.80

UAE = unidade de atividade emulsificante; %IE = Índice de atividade emulsificante O melhor resultado da análise quantitativa (índice de emulsificação) de biossurfactante é com 36 h de cultivo para 15mg/L (29.5%) e 48h de cultivo para 30mg/L (33.8%) de alaranjado de metila. Enquanto para o corante azul de metileno, o melhor resultado é com 48 h de cultivo, com 10mg/L (33.4%) e 20mg/L (30.4%). A atividade de emulsificação (análise qualitativa) apresenta melhor resultado com 48h de cultivo, acima de 2.8 UAE, para todas as concentrações testadas.

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Figura 4. Perfil de Atividade de Emulsificação no cultivo de G. stearothemophilus na presença de corante alaranjado de metila (a) e azul de metileno (b) Os percentuais, obtidos, na variação da Atividade Emulsificante são apresentados na tabela 5. Tabela 5. Variação em percentual para Atividade de Emulsificação com de alaranjado de metila e azul de metileno, no cultivo de G. stearothemophilus

Tempo (h) Alaranjado de Metila Azul de Metileno 15mg/L 30mg/L 10mg/L 20mg/L

% % % % 0 0 0 0 0

12 90.5 91.9 84.2 86 24 94.7 94.7 96.1 94 36 95.4 96.5 97.5 96.5 48 97.5 98.2 100 98.2

Somente a partir de 12h de cultivo observa-se atividade emulsificante, de modo representativo em ambos os corantes. O alaranjado de metila, especificamente, independente das concentrações testadas, atinge seu maior valor após 24h de cultivo. Enquanto que o azul de metileno conseguiu melhor resultado na concentração de 10mg/L, a partir de 36h de cultivo. Conclusões Diante das informações apresentadas, pode-se inferir que: Houve moderada degradação dos corantes pelo G. stearothemophilus, em condições aeróbias e termofílica, evidenciadas pelos resultados de cor e proteínas, em especial para as menores concentrações do alaranjado de metila e azul de metileno (15 e 10mg/L, respectivamente), indicado o efeito dos inibidores.

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A maior eficiência no processo de remoção de cor ocorreu com na concentração de 15mg/L de alaranjado de metila, em torno de 24%, e na concentração de 10mg/L de azul de metileno com aproximadamente 32%, indicando baixa eficiência do tratamento. O microrganismo G. stearothermophillus (UCP 986) produziu quantidades significativa de biossurfactante, o que se evidenciou pelos valores consideráveis de atividade emulsificante, ratificando o seu potencial biotecnológico na degradação recalcitrante com promissora produção de biossurfactante. Os maiores percentuais foram para 15mg/L de alaranjado de metila (90,5%) e 10mg/L de azul de metileno (100%). Referências bibliográficas Adikane H.V.; Dange M.N.; Selvakumari K. (2006) Optimization of anaerobically digested distillery molasses spent

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRATAMIENTO DE EFLUENTES CLOACALES UTILIZANDO CÁMARA SÉPTICA Y ZANJA FILTRANTE

* Ma. Cecilia Panigatti 1

Rosana Boglione 1

Carina Griffa 1

Marco Boidi 1

Ma. Celeste Schierano 1

SEWAGE TREATMENT USING SEPTIC TANK AND INFILTRATION TRENCH Recibido el 18 de diciembre de 2012; Aceptado el 22 de marzo de 2013 Abstract The study and construction of a septic tank-infiltration trench as a sewage treatment alternative is proposed. It originates from a cesspool groundwater-contamination problem at Rafaela, Santa Fe, Argentina. Effluents from treatment outlets and the incidence of this system on surrounding groundwaters have been studied for three years. In the wastewater the following parameters were analyzed: pH, chemical oxygen demand (COD), biological oxygen demand (BOD5), Total Nitrogen, Phosphorus and Ammonia. In groundwater the following variables were studied: pH, total solids, chlorides, total hardness, calcium, magnesium, total alkalinity, sulfate, nitrite, nitrate, ammonium and arsenic. In both cases, bacterial determinations were performed.A house with no sewerage yet, was evaluated as case study, aiming to extend the system to neighborhood houses under similar conditions. A significant decrease in COD and BOD5 concentrations was found on the treated effluents. Nearby groundwater measurements, in turn, demonstrate treatment advantages, since no pollution by nitrates, nitrites, ammonia and fecal bacteria was detected. Key Words: Contamination, groundwater, infiltration trench, septic tank. 1 Grupo Estudios Medioambientales, Facultad Regional Rafaela. Universidad Tecnológica Nacional, Argentina *Autor corresponsal: Bv. Roca 989. (2300) Rafaela. Pcia. de Santa Fe. Argentina. Email: [email protected]

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Resumen En el presente trabajo, se propone la construcción y el estudio de un sistema compuesto por cámara séptica- zanja filtrante con relleno granular como alternativa de tratamiento de efluentes cloacales. Esto surge como consecuencia de la problemática de contaminación de las aguas subterráneas por el uso de pozos negros (depósito de aguas residuales que se construye junto a las viviendas cuando no hay saneamiento cloacal), en la ciudad de Rafaela, Santa Fe, Argentina. Para ello, se evaluó el efluente a la entrada y salida del tratamiento y la influencia de este sistema en el agua subterránea circundante, realizando análisis periódicos durante tres años. En el agua residual se analizaron los siguientes parámetros: pH, demanda química de oxígeno (DQO), demanda biológica de oxígeno (DBO5), nitrógeno total, fósforo y amonio. En el agua subterránea se estudiaron las siguientes variables: pH, sólidos totales, cloruros, dureza total, calcio, magnesio, alcalinidad total, sulfato, nitritos, nitratos, amonio y arsénico. En ambos casos, se realizaron determinaciones bacteriológicas. Se estudia el caso particular de una vivienda de la ciudad de Rafaela que aún no cuenta con desagüe cloacal, con la idea de extender el sistema a barrios que se encuentran en la misma situación. En el sistema en estudio se ha evidenciado una importante disminución de las concentraciones de DQO y DBO5 del efluente a la salida tratamiento. A su vez, mediciones realizadas en las aguas subterráneas aledañas al sistema, ponen de manifiesto las ventajas del tratamiento, ya que no se ha detectado contaminación por nitratos, nitritos, amonio y bacterias de origen fecal. Palabras clave: Agua subterránea, cámara séptica, contaminación, zanja filtrante. Introducción La ciudad de Rafaela está ubicada en el centro oeste de la provincia de Santa Fe, Argentina y cuenta con alrededor de cien mil habitantes. En los últimos años, se ha detectado la existencia de contaminación de las aguas subterráneas en la ciudad y zona aledaña debido principalmente a la influencia de las aguas negras, industriales y agropecuarias (Boglione et al., 2009). En los barrios de la ciudad que no cuentan con red de desagües cloacales, las viviendas evacuan los líquidos servidos a pozos negros. Éstos no sólo originan problemas de contaminación, sino que con el tiempo suelen tener deficiencias funcionales y estructurales. Para las viviendas que no están conectadas a un desagüe cloacal, un sistema alternativo, más adecuado que el simple pozo negro, es el constituido por cámara séptica y zanja filtrante. La función de la cámara séptica es realizar un primer tratamiento para permitir la sedimentación de sólidos y la eliminación de flotantes como materias grasas, actuando también como digestor anaerobio. El tratamiento final y la evacuación del efluente de la fosa séptica se realizan por adsorción en el suelo, mediante zanja filtrante. El objetivo del presente trabajo fue construir y estudiar un sistema compuesto por cámara séptica- zanja filtrante con relleno granular como una alternativa menos contaminante que los pozos negros existentes, para el tratamiento de efluentes cloacales domiciliarios. Además se evaluó la influencia de este sistema en el agua subterránea circundante.

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Metodología En el año 2002, se diseñó, construyó y puso en funcionamiento un sistema de tratamiento de líquidos cloacales para una vivienda habitada por cuatro personas, que consta de una cámara séptica seguida de zanja filtrante. La cámara séptica consiste en un tanque subterráneo construido en hormigón armado y mampostería de ladrillos comunes como cerramiento lateral. Uno de los aspectos fundamentales para su correcto funcionamiento reside en la estanqueidad, por lo tanto se impermeabilizaron los pisos y paredes. El sistema de infiltración en el terreno consiste en una serie de zanjas estrechas, poco profundas (entre 0.50 m y 1.50 m), rellenas de un medio poroso (grava). Este medio se utiliza para mantener la estructura de la zanja, proporcionar un tratamiento aerobio del efluente y redistribuirlo en las áreas de infiltración. Dicho medio actúa como un filtro percolador aerobio. Para el estudio, se efectuaron cálculos, se realizó el diseño y se construyeron los dos sistemas de manera que se puedan tomar muestras de efluentes a la entrada y salida del tratamiento, para evaluar eficiencia de remoción. Se determinaron en el efluente de entrada y salida, desde el año 2010 y con una periodicidad de 45 días, las siguientes variables fisicoquímicas: pH (método electrométrico), Demanda Química de Oxígeno (DQO) (calentamiento a reflujo con dicromato de potasio), Demanda Biológica de Oxígeno (DBO5) (dilución e incubación a 20 ºC a 5 días), nitrógeno total (método Kjeldhal), fósforo total (ataque ácido y método colorimétrico) y amonio (método de Nessler). También se realizaron los siguientes análisis bacteriológicos: Recuento de bacterias aerobias mesófilas en agar nutritivo (37 ºC- 48 hs), por siembra en profundidad. Bacterias coliformes totales, se determinó el NMP/100 mL (37 ºC- 48 hs) en caldo Mc Conkey. Las Bacterias coliformes fecales, se determinaron por fermentación en tubos múltiples en caldo Verde Brillante Bilis (44.5 ºC- 24 hs), Escherichia coli se determinó, por aislamiento en agar EMB con identificación IMVIC. Para el aislamiento de Pseudomonas aeruginosa se partió de los tubos Mc Conkey utilizados en la determinación de coliformes. Aquellos que desarrollaron un halo turbio en la superficie de dichos tubos se aislaron e identificaron en Agar Cetrimida (37 ºC- 24 hs). A su vez se construyó, aguas abajo del sistema, un pozo de monitoreo de agua subterránea. En el año 1999, antes del comienzo del funcionamiento del tratamiento, se realizó una toma de muestra de agua y análisis de la misma. Posteriormente, desde el año 2010, con el sistema en marcha, se realizaron muestreos cada 45 días y se analizaron las siguientes variables fisicoquímicas: pH (método electrométrico), sólidos totales (evaporación y secado en estufa a 105 ºC), cloruros (titulación argentométrica), dureza total (titulación con EDTA), calcio (titulación con EDTA), magnesio (cálculo por diferencia entre dureza y calcio), alcalinidad total (titulación ácido-base), sulfato (turbidimetría), nitritos (método colorimétrico con alfa-naftilamina), nitratos (método colorimétrico del ácido fenildisulfónico), amonio (método de Nessler), arsénico (espectrometría de absorción atómica con inyección de flujo y generación de

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hidruros). También se evaluaron las siguientes variables bacteriológicas: Recuento de bacterias aerobias mesófilas, Bacterias coliformes totales, Bacterias coliformes fecales, Escherichia coli y Pseudomona aeruginosa, utilizando la metodología descripta anteriormente. Para la toma de muestra y análisis del efluente y del agua de pozo, se utilizó la metodología propuesta por Standard Methods (2001). Resultados Diseño de Cámara Séptica

Cálculo del caudal El primer parámetro que se debe considerar, es el caudal medio diario generado por los cuatro habitantes de la vivienda, teniendo en cuenta un consumo de agua de 150 litros por habitante por día (Ecuación 1). Se debe considerar también un factor de caudal de punta diario (Fpd), es decir, la relación entre el caudal diario máximo y el caudal diario promedio. Para residencias familiares, el mismo adopta un rango de valores entre 2 y 6 (Metcalf, 1999). En este caso se toma un Fpd=3. El caudal medio diario, está dado por la siguiente ecuación:

dotaciónHabitantes NºQm Ecuación 1 Donde: Qm: Caudal Medio Diario. En este caso:

dL600

Hab.dL150 Hab 4Qm

El caudal punta a considerar se obtiene como lo indica la ecuación 2:

dFpm QQp Ecuación 2 Donde: Fpd: Factor de caudal de punta diario Qp: Caudal diario máximo En este caso:

dL18003

dL600Qp

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Cálculo de Tiempo de Retención Hidráulico El parámetro más importante para diseñar la cámara séptica, es el tiempo de retención del agua residual en la misma (Ecuación 3). Este tiempo mínimo es de 0.5 días (Metcalf, 1999). Para el presente diseño se utiliza un valor mayor a 1 día, para mejorar el proceso. El volumen de agua que se pierde por decantación de los barros y flotación de las grasas se puede estimar en un 30 %. La relación típica entre el ancho y el largo de la cámara es de 1:3 (Metcalf, 1999). La profundidad recomendada es de 1.00 m. En el caso estudiado, el largo de la cámara se adoptó de 3.00 m, el ancho de 1.00 m y la profundidad de 1.00 m. (Figura 1).

mQ0.70 Volumenretención T

Ecuación 3

Donde: T retención: Tiempo de Retención del agua residual

d.d.d/L

0.70 Lxretención T 5053600

3000

El tiempo de retención para el caudal medio (Qm) es de 3.5 días, mientras que para el caudal de punta el valor obtenido es de 1.2 días, ambos valores mayores al tiempo mínimo recomendado. Los sólidos presentes en el agua residual que ingresa a la cámara séptica, sedimentan formando una capa de barro en la parte inferior de la misma. Las grasas y demás materiales livianos flotan en la superficie, dando lugar a una capa de espumas formada por acumulación de materia flotante. El agua residual decantada y libre de flotantes que se halla entre la capa de barro y espumas fluye hacia los lechos de infiltración. La materia orgánica contenida en los barros que queda retenida en la parte inferior de la cámara séptica, sufre un proceso de descomposición anaerobia y facultativa. A pesar de que la descomposición anaerobia reduce permanentemente el volumen de materia sólida depositada en el fondo de la cámara, siempre existe una acumulación neta de fango en el interior de la misma. La generación de gases durante los procesos de descomposición provoca que una parte de la materia sedimentada en el fondo de la cámara ascienda por boyancia y se adhiera a la parte inferior de la capa de espumas, lo cual contribuye a aumentar el grosor de la misma. Debido a lo expuesto, el contenido de la cámara séptica se debe extraer, para evitar la reducción de la capacidad volumétrica efectiva provocada por la acumulación de espumas y barros a largo plazo. Esta tarea puede ser realizada por camiones atmosféricos de la misma manera que se realiza en pozos negros, pero siendo el volumen a extraer de la cámara séptica sensiblemente menor al de los pozos, y, si la cámara está bien diseñada, el período de tiempo entre cada limpieza es más largo en éstas que en pozos negros.

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Diseño de zanja filtrante Se utilizan cargas hidráulicas basadas únicamente en las superficies laterales y de fondo de la zanja. Para los suelos presentes en Rafaela se recomienda una carga hidráulica de 12 L/(m2·día) (Metcalf, 1999). Esta carga hidráulica se utilizó para determinar la longitud total de la zanja de infiltración. Lo ideal es construir dos zanjas de esta longitud y explotar por rotación cada seis meses, cada tramo. Esto es necesario para recuperar la capacidad de infiltración del terreno. Durante la fase de inactividad (en la que se usa uno de los tramos), se reagregan las partículas de arcilla dispersadas, recuperándose gran parte de la capacidad de infiltración original del suelo. Cuando se diseñan las dimensiones de la zanja, es de vital importancia conocer cuál es el régimen de variación del nivel freático, de modo que la cota intra-uno del caño quede siempre por lo menos 1.00 m por sobre el nivel freático. En el caso en estudio se considera el nivel freático máximo a 3.00 m por debajo del NTN (nivel de terreno natural). Se supone que la cota intra-uno del caño efluente de la cámara séptica se encuentra a 0.60 m por debajo del NTN. Por lo tanto, se diseña una zanja con un ancho de 0.50 m y una profundidad de 0.75 m por debajo del caño (Ver Figura 2). De esta manera, el área filtrante por metro lineal de zanja será aproximadamente igual a 2 m2/m de zanja. El área filtrante necesaria, según las siguientes ecuaciones, será:

Hidráulica CargaQmfiltrante Área Ecuación 4

2m50

día2m

L12

díaL600

filtrante Área

m 25

zanjam

2m2

2m 50Filtrante Lechoadac .Long

Entonces lo ideal es realizar dos zanjas filtrantes de 25 m de largo, utilizándolos en forma alternada cada seis meses. El tratamiento final y la evacuación de los efluentes de la cámara séptica se realizan por adsorción en el terreno mediante zanjas de infiltración rellenas de un medio poroso. Este se emplea para mantener la estructura de las zanjas, proporcionar un tratamiento parcial al efluente, distribuir el efluente en el terreno y proveer capacidad de almacenamiento temporal a las zanjas para las fases de caudal punta.

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Figura 1. Corte de la cámara séptica Figura 2. Corte lateral de la zanja de drenaje

El tratamiento que se consigue en estas zanjas de infiltración se produce al circular el efluente a través y por encima del medio poroso, al infiltrarse en el terreno y al percolar el líquido a través del mismo. A medida que el efluente fluye por el lecho de infiltración, en las superficies del sistema se desarrolla progresivamente una película biológica. El grosor de la biopelícula crece a medida que los microorganismos metabolizan la materia orgánica presente en el efluente proveniente de la fosa séptica. Al producirse las reacciones de conversión biológica, también se forman precipitados minerales. En función de las condiciones ambientales, estos precipitados se pueden acumular en la película biológica o eliminarse por lixiviación. Las zanjas de infiltración actúan como filtro mecánico y biológico. Monitoreo del efluente en el Sistema Cámara séptica-zanja filtrante Al analizar el agua residual a la entrada y salida del tratamiento propuesto, se obtuvo una importante disminución de la materia orgánica medida como concentraciones de DQO y DBO5, evidenciando el buen funcionamiento del tratamiento. En la Figura 3, se observan los valores medios obtenidos de los mismos y los límites exigidos por la ley 1089/82 (Santa Fe, Argentina). En el caso de DQO la remoción es del 71.6 %, mientras que para DBO5 es del 64.5 %. Los valores de pH oscilaron entre 7.3 y 8.1 en todos los muestreos, antes y después del tratamiento, siendo estos valores los adecuados para el desarrollo biológico. Las concentraciones de nitrógeno total, fueron variables a lo largo de toda la evaluación, no hubo diferencias significativas a la salida del tratamiento respecto de la entrada, inicialmente las concentraciones promedio fueron 52.5 ± 20.5 mg/L y a la salida de 47.1 ± 23.6 mg/L. Con

Área filtrante por metro lineal de zanja (0.75 m+0.75m+0.50m) x 1 m = 2 m2

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respecto a los valores promedio de amonio se observó un aumento importante de los mismos a la salida del sistema, como consecuencia de la actividad bacteriológica, siendo inicialmente 20.1 ± 11.9 mg/L y a la salida de 43.2 ± 18.6 mg/L. Las concentraciones de fósforo total fueron variables disminuyendo a la salida (2.2 ± 0.5 mg P/L) respecto de la entrada (8.1 ± 1.0 mg P /L), aspecto que coincide con el diseño del sistema y puede estar relacionado con la actividad microbiana.

Figura 3. Concentraciones medias de DQO y DBO5 a la entrada y salida del sistema, incluyendo límites permitidos En cuanto al recuento total bacteriano se obtuvo un valor promedio de 1x1012 UFC/mL a la entrada del tratamiento y 4x107 UFC/mL a la salida del mismo. Las bacterias coliformes totales y fecales tuvieron un desarrollo variable, pero a la salida del sistema se observó una disminución de las mismas, atribuyendo estos resultados al cambio de condiciones ambientales (aerobio-anaerobio). En todas las muestras analizadas, se ha encontrado presencia de Escherichia coli (género de coliformes más representativo de contaminación fecal) y Pseudomona aeruginosa. Monitoreo de Agua Subterránea Los valores promedios de los parámetros fisicoquímicos analizados en el agua subterránea se encuentran muy por debajo de los límites establecidos por el Código Alimentario Argentino (C.A.A.) (2007) para consumo humano, excepto en el caso particular del arsénico (Tabla 1). El ion amonio se encuentra generalmente en bajas concentraciones en las aguas subterráneas, debido a que es adsorbido en las partículas y arcillas del suelo y no se extrae fácilmente por lixiviación, lo que implica que posee una baja movilidad. En ninguna de las muestras analizadas se encontraron concentraciones de amonio y nitrito detectables por el método de análisis. Cabe aclarar, que la presencia de nitritos indicaría una contaminación de origen orgánico tal como la generada por los pozos cloacales. En casos estudiados en sectores de la ciudad de Rafaela que poseen pozos negros, se han encontrado valores de nitritos promedios superiores al límite establecido por el Código Alimentario Argentino.

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Tabla 1. Parámetros fisicoquímicos analizados en el pozo de monitoreo de agua

Parámetros Fisicoquímicos Límite C.A.A.

Previo a la construcción del sistema

(1999)

Promedio (2010- 2012)

pH 6.5-8.5 7.55 7.57 ± 0.12 Sólidos totales (mg/L) 1500 1469 1238.9 ± 72.7

Dureza Total (mg/L CaCO3) 400 66.2 75.6 ± 15.1 Calcio (mg/L Ca+2) - 13.3 16.5 ± 6.8

Magnesio (mg/L Mg+2) - 8.1 8.5 ± 3.5 Alcalinidad Total (mg/L CaCO3) - 724.9 773.3 ± 71.9

Carbonato (mg/L CO3-2) - No contiene No contiene

Bicarbonato (mg/L HCO3-) - 884.4 943.4 ± 87.7

Cloruro (mg/L Cl-) 350 105 96.3 ± 7.3 Sulfato (mg/l SO4

-2) 400 205.9 127.1 ± 31.5 Arsénico (mg/L As) 0.01 0.05 0.16 ± 0.07 Nitrito (mg/L NO2

-) 0.10 ND(0.05) ND(0.05) Nitrato (mg/L NO3

-) 45 5.0 9.2 ± 3.9 Amonio (mg/L NH4

+) 0.20 ND(0.05) ND(0.05)

Tabla 2. Parámetros bacteriológicos analizados en el pozo de monitoreo de agua

Parámetros Bacteriológicos Límite C.A.A.

Previo a la construcción del sistema

(1999)

Promedio (2010- 2012)

Recuento Total (UFC/mL) < 500 96 290 ± 51 Coliformes totales (NMP/100 mL) < 3 < 2 5 ± 4 Coliformes fecales (NMP/100 mL) < 3 < 2 < 2

Escherichia coli Ausencia en 100 mL

Ausencia en 100 mL

Ausencia en 100 mL

Pseudomona aeruginosa Ausencia en 100 mL

Ausencia en 100 mL

Presencia en 100 mL

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En este estudio, las concentraciones de nitrato variaron a lo largo de los muestreos, pero los valores encontrados no fueron elevados, lo que indicaría que no existe una contaminación importante. En algunos sectores de la ciudad que aun no cuentan con sistema cloacal, los valores obtenidos superan ampliamente los límites fijados por el C.A.A., lo que puede deberse a la contaminación fecal que hay en esta zona, generada por los pozos negros (Boglione et al., 2009). En cuanto a los cationes (calcio, magnesio) y aniones (sulfatos, cloruros, bicarbonato) analizados, no hubo variaciones importantes a lo largo del tiempo de estudio. Las concentraciones de arsénico halladas corresponden a valores típicos de la zona y no están vinculadas al sistema en estudio (Vázquez, et al., 2000) Con respecto a los resultados obtenidos en los análisis bacteriológicos, es importante destacar que no se evidenció presencia de coliformes fecales y de Escherichia coli, teniendo en cuenta que el sistema se encuentra en funcionamiento desde hace 10 años. De acuerdo a estos resultados podemos inferir que el sistema de tratamiento en estudio no contaminaría las napas freáticas con bacterias de origen fecal (Tabla 2). Si bien hay presencia de Pseudomona aeruginosa en la mayoría de las muestras de agua analizadas y esta bacteria suele estar presente en grandes cantidades en el agua residual, su presencia no puede atribuirse a fuentes de contaminación fecal cercanas (Boglione et al., 2009). En la tabla 3 se comparan las características del sistema pozo negro respecto del propuesto, donde se pueden observar las ventajas del tratamiento en estudio. Tabla 3. Cuadro comparativo de sistema tradicional respecto del propuesto en este estúdio

Características Pozo Negro Cámara séptica - zanja filtrante

Contaminación de agua subterránea

Mayor posibilidad de contaminación

Menor posibilidad de contaminación

Características funcionales y estructurales

Existen peligros de derrumbes con riesgo para los habitantes

Sistema seguro

Mantenimiento Más costoso Menos costoso

Vaciado Del pozo con frecuencia

mensual o semanal De la cámara séptica anual

Conclusiones El efluente cloacal tratado mediante un sistema cámara séptica-zanja filtrante, recibe un tratamiento natural antes de infiltrarse en el terreno, situación que no sucede en un pozo negro.

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Se ha evidenciado una importante disminución de las concentraciones de DQO y DBO5 del efluente de salida, demostrando el buen funcionamiento del tratamiento y el cumplimiento de los límites exigidos por las autoridades competentes. Las distintas mediciones realizadas en las aguas subterráneas aledañas al sistema, ponen de manifiesto las ventajas del tratamiento, ya que no se ha detectado contaminación por nitratos, nitritos, amonio y bacterias de origen fecal por infiltración. Referencias bibliográficas APHA, (2001). Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. 20th Edition. American Public Health

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. MICROORGANISMOS BENÉFICOS PARA EL COMPOSTAJE DE MACRÓFITAS INVASORAS DE LA LAGUNA COLOMBIANA DE FÚQUENE

* Patricia Martínez-Nieto 1

Beatriz Chaparro-Rico 2

BENEFICIAL MICROORGANISMS FOR POLLUTING MACROPHYTES COMPOSTING OF A COLOMBIAN LAKE FÚQUENE Recibido el 4 de enero de 2013; Aceptado el 22 de marzo de 2013 Abstract Water hyacinth (Eichhornia crassipes C. Mart.) and Brazilian elodea (Egeria densa Planch.) are non-native aquatic macrophytes in Lake Fúquene (Colombia) that cover more than 70% of the water body. As a control technique, the macrophytes are harvested by mechanical means and they can be exploited by composting using native beneficial microorganisms to accelerate the process and also to improve the final product quality. In this research, from five composting treatments with these macrophytes, 159 microbial strains were isolated and by testing antagonism, 16 bacteria, 24 fungi and 21 actinomycetes were chosen to produce three inoculants by submerged fermentation. The microbial inoculants were added in a second composting, using the best first composting treatments. By inoculating the microorganisms, the degradation process was accelerated between 23 to 35%. The assay conducted on radish seedlings (Raphanus sativus L.), using as treatments, compost with microbial inoculants (T2i, T4i and T5i) and chicken manure at 33% mixed with soil (control), showed no significant differences (P <0.05) with respect to growth, bulb formation and bulb weight. However, compost inoculated treatments showed significant increases in leaf nutrients compared with chicken manure. The use of microorganisms showed to be an efficient technique for the aquatic invasive plant management of Lake Fúquene using composting to obtain a very high quality agricultural product with good nutritional and biological quality. Key words: Water hyacinth, Brazilian elodea, Lake Fúquene, Endogenous microbial inoculants, composting.

1 Organización de Estados Iberoamericanos para la Educación, Ciencia y la Cultura (OEI), Colombia 2 Subdirección de Desarrollo Ambiental Sostenible. CAR, Colombia *Autor corresponsal: Calle 142 No 13-49 interior 2. Conjunto Residencial “El Pórtico”, Bogotá, Colombia. Email: [email protected]

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Resumen Jacinto de agua (Eichhornia crassipes C. Mart.) y elodea brasilera (Egeria densa Planch.) son macrófitas acuáticas introducidas en la Laguna colombiana de Fúquene que cubre más del 70 % del espejo de agua. Las macrófitas son cosechadas mecánicamente como técnica de control y pueden ser aprovechadas mediante compostaje utilizando microorganismos benéficos nativos para acelerar el proceso y mejorar la calidad del producto final. En esta investigación a partir de cinco tratamientos de compostaje con estas macrófitas, se aislaron 159 cepas microbianas escogiendo mediante pruebas de antagonismo 16 bacterias, 24 hongos y 21 actinomicetos para la producción de tres inóculos mediante fermentación sumergida. Estos inoculantes microbianos fueron agregados en un segundo proceso de compostaje utilizando los mejores tratamientos del primer compostaje. El proceso de degradación se aceleró entre 23 a 35 % con la inoculación de los microorganismos. El ensayo realizado en plántulas de rabanito (Raphanus sativus L.), utilizando como tratamientos compost inoculados (T2i, T4i y T5i) y suelo con gallinaza al 33 % (control), no mostraron diferencias significativas (P < 0,05) con relación al crecimiento, formación y peso de los bulbos. Sin embargo, los tratamientos con compost inoculados presentaron incrementos significativos en el contenido de nutrientes foliares en comparación con la gallinaza. El uso de microorganismos demostró ser una alternativa eficiente para manejar estas plantas acuáticas invasoras de la Laguna de Fúquene mediante compostaje y obtener un producto de buena calidad nutricional y biológica promisorio para la agricultura. Palabras claves: Jacinto de agua, elodea brasilera, Laguna de Fúquene, inoculantes microbianos endógenos, compostaje. Introducción La cuenca de la laguna de Fúquene es un ecosistema estratégico para el desarrollo económico de 17 municipios ubicados en los departamentos colombianos de Boyacá y Cundinamarca. Sin embargo, la fuerte presión antrópica ejercida sobre la laguna ha generado varios problemas ambientales entre los que se encuentra el crecimiento exagerado de las plantas acuáticas invasoras, jacinto de agua (Eichhornia crassipes C. Mart.) y elodea brasilera (Egeria densa Planch.). Estas macrófitas han desplazado especies nativas, producido inundaciones e impedido el drenaje, la navegación y pesca (Maya et al., 2004; Andrade y Franco, 2007). En Colombia estas plantas acuáticas invasoras son extraídas mecánica y manualmente de las fuentes de agua contaminadas y se han realizado estudios para tratarlas mediante compostaje utilizando diferentes inoculantes biológicos como el hongo comestible Pleurotus ostreatus, microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos (MCPA) y microorganismos eficientes (EM, por sus siglas en inglés) (Alomía et al., 2011; Martínez-Nieto et al., 2011a, 2011b). La utilización de bio-preparados comerciales en el compostaje ha generado ciertas controversias, debido a que algunos investigadores no han encontrado diferencias significativas con la inoculación (California Integrated Waste Management Board, 2001; Acevedo et al., 2005); mientras que otros si reportan incrementos en rendimiento, eliminación de patógenos y contenido de nutrientes (Barrena et al., 2006; Kavitha y Subramanian, 2007; Ming et al., 2009). Tratando de superar esta problemática se ha experimentado con microorganismos autóctonos obteniendo buenos resultados en la aceleración del proceso de compostaje por incremento en

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la degradación de lignina y rápida disminución de la relación carbono/nitrógeno en el tiempo (Vargas-García et al., 2007; Cariello et al., 2007; Sarkar et al., 2010). Con base en lo anterior en esta investigación se aislaron microorganismos endógenos del proceso de compostaje de las macrófitas acuáticas invasoras de la laguna de Fúquene, jacinto de agua y elodea brasilera, para evaluar su efecto en la aceleración del proceso de degradación y en el crecimiento vegetal. Materiales y métodos Residuos para el proceso de compostaje Se utilizaron como sustratos base, jacinto de agua y elodea brasilera extraídos mecánicamente de la laguna de Fúquene. Adicionalmente se recolectaron residuos de frijol (Phaseolus vulgaris L.) y estiércol bovino en la zona rural del municipio de Fúquene, con el fin de nivelar las relaciones carbono/nitrógeno, carbono/fósforo y el contenido de humedad dentro de los rangos ideales para compostaje: 20-30/1, 75-175/1 y 40-60 % respectivamente (Abaunza et al., 2008; Washington State University, 2009). La composición nutricional de los residuos vegetales que se usaron en el proceso de compostaje se observan en la tabla 1. Sustancias nocivas como metales pesados se encuentran dentro de los límites exigidos por la Norma Técnica Colombiana (NTC) 5167 expedida por el Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación (ICONTEC, 2004). Concentraciones entre 0- 0.027 mg kg-1, 0.2-0.37 mg kg-1, 0.37-0.94 mg kg-1, 2.58-7.78 mg kg-1 y 2.38-2.92 mg kg-1, fueron encontradas para arsénico, cadmio, cromo, níquel y plomo, respectivamente. Mercurio no se detectó en ninguno de los residuos vegetales.

Tabla 1. Análisis foliares realizados a los residuos de macrófitas acuáticas y frijol en el municipio de Fúquene SUSTRATOS ELEMENTO

C N P K Ca Mg S Na Fe Mn Cu Zn B Jacinto de agua 40.2 0.9 0.1 3.1 1.4 0.5 0.3 0.3 9422.0 390.0 4.0 65.6 15.2 Elodea brasilera 37.8 2.8 0.4 3.9 1.9 0.4 0.9 0.9 5076.0 1970.0 6.7 38.2 41.4 Frijol 49.2 0.6 0.03 0.4 0.6 0.3 0.02 ND 46.0 31.0 46.0 64.9 10.3

ND: No detectado Compostaje de macrófitas acuáticas invasoras bajo condiciones de invernadero Con base en el contenido de nutrientes y humedad se estableció un diseño experimental con cinco tratamientos y dos repeticiones para un total de diez unidades experimentales. En los tratamientos se utilizaron mezclas diferentes de los sustratos (Tabla 2) más melaza (3%) y cal (0,4%). El montaje se realizó bajo condiciones de invernadero en diez cajas de madera de 1m3

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con tapa de plástico negro calibre 6, agregando inicialmente cascarilla de arroz, después las mezclas de residuos de acuerdo al tratamiento y al final la tierra. Tabla 2. Tratamientos utilizados en el diseño experimental en el municipio de Fúquene bajo condiciones de invernadero

Tratamiento Sustrato (kg) Total

Cascarilla arroz Jacinto de agua Elodea brasilera Frijol Estiércol bovino Tierra 1 1 69 41 0 0 28 139 2 1 37 37 64 0 28 167 3 1 69 0 69 0 28 167 4 1 0 97 69 0 28 194 5 1 37 37 64 28 28 195

Todas las unidades experimentales fueron monitoreadas durante tres meses, registrando temperatura, pH y humedad. Cuando los tratamientos alcanzaron la etapa de curado, se tamizaron y se les realizó diferentes análisis como el test de fitotoxicidad en rabanito, relaciones carbono/nitrógeno, pH, humedad, densidad aparente, nitrógeno total, impurezas, metales pesados, recuento de microorganismos (bacterias, hongos y actinomicetos) y Salmonella sp. Adicionalmente se realizaron Coliformes totales y Escherichia coli al tratamiento 5 por contener estiércol bovino. Los resultados permitieron establecer la calidad de los compost producidos con base en la normatividad colombiana y la internacional consultada (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; ICONTEC, 2004; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). Cultivo y aislamiento de microorganismos involucrados en el compostaje En las diferentes etapas del compostaje (mesófila, termófila, enfriamiento y maduración) de los cinco tratamientos y sus repeticiones, se realizaron recuentos de hongos, bacterias y actinomicetos usando los medios, agar Rosa de Bengala, agar Topping y agar caseína almidón suplementado con ácido nalidixico (50 mg L-1) respectivamente. A partir del crecimiento en los diferentes medios se aislaron los microorganismos presentes por siembras sucesivas en estos medios y en agar nutritivo hasta su purificación (Gbolagade, 2006; Majumder et al., 2008; Rebollido et al., 2008). Pruebas de antagonismo Siguiendo la metodología propuesta por Martínez et al. (2003) se llevaron a cabo tres técnicas de antagonismo: anillos, enfrentamiento y estrías de acuerdo a los grupos microbianos a investigar: bacterias, hongos y actinomicetos, respectivamente. La selección de los microorganismos para la producción de los tres inóculos se realizó con las cepas que no

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presentaron inhibición del crecimiento entre cada grupo de bacterias, hongos o actinomicetos (Cariello et al., 2007). Identificación de los microorganismos escogidos por antagonismo Las cepas microbianas escogidas para la producción de inoculantes fueron identificadas mediante características microscópicas, macroscópicas, micro-cultivos y pruebas bioquímicas (Barnett y Hunter, 1972; Samson et al., 2000; Miyadoh et al., 2002; Brenner et al., 2005). En el caso de las bacterias se utilizaron los sistemas comerciales BBL Cristal Gram positive ID System y BBL Cristal Enteric/Non fermenter ID System (Becton Dickinson). Producción de inóculos microbianos mediante fermentación sumergida Las fermentaciones de las bacterias, hongos y actinomicetos escogidos por antagonismo se realizaron por duplicado, en fermentadores de 5 L que trabajaron durante 48 horas para bacterias y 5 días para hongos y actinomicetos, a 28 ° C, 150 rpm y con aire suministrado mediante un motor de pecera, para producir 2250 mL de cada inóculo en fase liquida. En cada proceso se realizó recuento en placa estimando UFC mL-1 y medición de valores del pH. Evaluación de los inóculos microbianos en procesos de compostaje Se montó un diseño experimental completo al azar por triplicado con los tres mejores tratamientos escogidos en el compostaje inicial e inoculados al 5 % con los preparados microbianos para un total de 9 unidades experimentales. La calidad de los abonos producidos se llevó a cabo de la forma descrita para el primer diseño y se compararon los resultados de los dos diseños experimentales para observar diferencias entre los compost con y sin inoculación microbiana. El análisis estadístico se realizó mediante análisis de varianza de una sola vía (P < 0,05) y prueba de Rango Múltiple de Duncan para determinar diferencias significativas entre las medias. Ensayo in vivo para determinar capacidad estimuladora de crecimiento vegetal de los abonos producidos por inoculación microbiana Los compost obtenidos a partir de la inoculación microbiana se probaron como estimuladores del desarrollo vegetal de rabanito mediante un diseño completo al azar con cuatro tratamientos, tres repeticiones y tres unidades experimentales por repetición, para un total de 36 unidades experimentales. Los parámetros vegetales que se evaluaron fueron biomasa aérea, área foliar, peso de bulbo, porcentaje de formación de bulbo, nitrógeno total en los sustratos y contenido de nutrientes foliares. Las plántulas de rabanito se obtuvieron de semillas comerciales y se trasplantaron cuando alcanzaron altura promedio de 5 cm en bolsas plásticas con 250 g de los diferentes tratamientos (los tres compost inoculados con los consorcios microbianos y suelo con gallinaza al 33 % como control). Los datos obtenidos se trataron estadísticamente mediante un análisis de varianza (ANOVA) de una sola vía (P < 0,05) y con la

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prueba de Rango Múltiple de Duncan, para determinar diferencias significativas entre las medias. Resultados y discusión Compostaje de macrófitas acuáticas invasoras bajo condiciones de invernadero Todos los tratamientos presentaron las etapas típicas de un proceso de compostaje, a excepción del tratamiento 1 (T1) que no presentó etapa termófila (figura 1), debido posiblemente a la infiltración de agua de lluvia a través del plástico negro al inicio del proceso que aumentó su humedad por encima de 75 % e incidió en la duración del proceso. Porcentajes de humedad altos producen baja eficiencia en el proceso de degradación por ausencia de una verdadera fase termófila en las partes superiores y capas medias de las pilas de compostaje (Luo et al., 2008). Este hecho limita el contenido de oxígeno haciendo lenta la degradación (Kroner et al., 2003).

Figura 1. Dinámica de temperatura presentada por los tratamientos montados en el municipio de Fúquene bajo condiciones de invernadero El mayor incremento de temperatura lo presentó el tratamiento cinco (T5) con un promedio de 59o, seguido por T2, T3 y T4 con 55o y por último T1 con 38 o. Los tratamientos que presentaron temperaturas iguales o mayores a 55o, la mantuvieron durante tres días cumpliendo con lo exigido por la normativa internacional consultada. Países como Chile, Australia y Canadá recomiendan que si se aplica el método de compostaje por apilamiento con volteos manuales,

05

101520253035404550556065

1 12 46 68 82 96

Tem

pera

tura

,o C

Tiempo, días

T1

T2

T3

T4

T5

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la temperatura debe ser mayor o igual a 55 o por 72 horas como mínimo, para lograr la reducción de patógenos (Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). Al final del proceso de degradación, T2 obtuvo el pH más alto (8.3), seguido en orden decreciente por T5 (7.9), T3 y T4 con 7.8 y por último T1 (7.0). En Colombia se exigen valores en un rango de 4 a 9; mientras que en otros países contemplan como normal entre 5 y 8 (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; ICONTEC, 2004). En la etapa de enfriamiento y maduración las pilas presentaron humedades entre 40 y 70 %, lo que hizo necesario extender todas las pilas y proceder a volteos cada tres días hasta obtener humedades por debajo de 35 %, de acuerdo con lo exigido por la norma técnica colombiana (ICONTEC, 2004). En los procesos de degradación hay grupos que se incrementan en determinados periodos pero su presencia es transitoria y da paso a otros grupos y así sucesivamente, lo que conlleva a la consolidación de las reacciones bioquímicas que hacen del compost tan rico en elementos que permiten la recuperación de los suelos (Ryckeboer et al., 2003; University of Idaho, 2010). Estas fluctuaciones se hicieron evidentes en las poblaciones bacterianas, fúngicas y de actinomicetos evaluadas en los diferentes tratamientos, con recuentos entre 106-109 UFC g-1, 106-107 UFC g-1 y 105-108 UFC g-1 respectivamente. En todos los tratamientos, a excepción del uno, las bacterias se incrementaron progresivamente a partir de los 20 días, los hongos entre los 53 a 60 días de montado el proceso y los actinomicetos presentaron aumentos en su número a partir del segundo mes. Esto concuerda con lo encontrado por otros investigadores donde el mayor número de bacterias y hongos se encuentran en la etapa mesófila y los actinomicetos predominan en la etapa de maduración (Majumder et al., 2008; Rebollido et al., 2008). Con relación a los análisis de calidad realizados a los compost solo T2, T4 y T5 cumplieron con todos los parámetros evaluados (tabla 3) y por tanto fueron escogidos para la evaluación con los inóculos microbianos y el ensayo in vivo. T1 y T3 presentaron en el test de fitotoxicidad porcentajes de germinación por debajo de los límites permitidos por la normatividad internacional consultada (≥ 90%) (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006) y adicionalmente T3 presento una relación carbono/nitrógeno y un porcentaje de nitrógeno por fuera de los límites exigidos (tabla 3). Aunque los contenidos de metales pesados en los compost de los diferentes tratamientos se encuentran dentro de los valores permitidos por la norma técnica colombiana (tabla 3), es interesante observar que presentan concentraciones superiores a las encontradas por las mezclas de residuos al inicio del proceso, esto concuerda con lo reportado por Singh y

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Kalamdhad (2013) que hallaron incrementos de las concentraciones de todos los metales pesados en el proceso de compostaje de jacinto de agua en la India; sin embargo, estos metales pesados en los compost maduros se encontraban en formas estables no asimilables por las plantas. Estos autores explican que el aumento de las concentraciones de metales pesados y su distribución durante el compostaje se deben a la mineralización de la materia orgánica durante el proceso de descomposición, disminución de pH, biosorción por la biomasa microbiana y formación de complejos con los acido húmicos producidos durante la etapa de curado. Tabla 3. Evaluación de la calidad fisicoquímica y microbiológica de los compost obtenidos en los diferentes tratamientos de compostaje

Composición Unidad Tratamientos (T) NTC 5167 1 2 3 4 5

pH 7.0 8.3 7.8 7.8 8.1 4-9 Humedad % 74.88 56.20 26.89 15.36 54.73 < 35 %

Test de fitotoxicidad % 83 100 67 100 100 PND Densidad Aparente g mL-1 0.19 0.24 0.16 0.17 0.27 < 0,6 Reducción material % 60 66 53 75 60 PND

C/N 13.1 14.0 37.0 16.2 14.0 < 25 Carbono orgánico % 20.3 19.24 32.2 19.8 19.2 > 15

Nitrógeno % 1.5 1.4 0.9 1.2 1.4 Declarar si es > 1% Metales pesados

Arsénico mg/kg 0.108 0.299 0.088 0.327 0.255 0-41 Cadmio mg/kg 0.45 0.57 0.4 0.5 0.9 0-39 Cromo mg/kg 29.37 27.46 15.47 24.01 36.28 0-1200

Mercurio mg/kg 0 0 0 0 0 0-17 Níquel mg/kg 10.16 24.24 9.53 11.23 13.6 0-420 Plomo mg/kg 22.76 36.86 12.28 20.87 21.97 0-300

Impurezas Plástico, metal, caucho

> 2 mm % 0 0 0 0 0 < 0,2

Vidrio > 2 mm % 0 0 0 0 0 <0,02 Piedras > 5 mm % 0.002 0.001 0.001 0.004 0.003 < 2 Vidrio > 16 mm Detección No No No No No No

Patógenos humanos Salmonella sp. UFC g-1 Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausencia 25 g

Coliformes totales UFC g-1 PND PND PND PND 340 < 1000 UFC g-1

E. coli UFC g-1 PND PND PND PND Negativo PND NTC 5167: Norma Técnica Colombiana 5167 (ICONTEC, 2004). PND: Parámetro no determinado

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Cultivo y aislamiento de microorganismos involucrados en el compostaje Se aislaron 159 cepas microbianas correspondientes a 64 bacterias (40 %), 57 hongos (36 %) y 38 actinomicetos (24 %) durante todo el proceso de compostaje. Algunos autores han encontrado mayor número de bacterias y hongos que actinomicetos al igual que esta investigación; mientras que otros estudios recuperaron más bacterias y actinomicetos que hongos (Ashraf et al., 2007; Rebollido et al., 2008; Novinscak et al., 2009). La diversidad microbiana encontrada en diferentes procesos de compostaje están determinados por la técnica de compostaje empleada, la evolución de los parámetros fisicoquímicos y los residuos utilizados, esto es muy importante en la medida que la población microbiana presente en el compost determina la calidad y campo de aplicación industrial (Ashraf et al., 2007; Rebollido et al., 2008). Pruebas de antagonismo. Al enfrentar cada grupo microbiano se observó que 16, 24 y 21 cepas de bacterias, hongos y actinomicetos respectivamente no presentaron antagonismo entre sí. Estos microorganismos fueron escogidos para la producción de los tres inóculos microbianos. Por tanto los biopreparados bacteriano, fúngico y actinomicetal quedaron compuestos por 16, 24 y 21 cepas de bacterias, hongos y actinomicetos, respectivamente. En la figura 2 se observa una prueba de antagonismo positivo por inhibición de crecimiento al enfrentar dos cepas fúngicas. Figura 2. Antagonismo por inhibición de crecimiento al enfrentar las cepas fúngicas 18 y 20

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Identificación de los microorganismos escogidos por antagonismo Las 16 bacterias que no presentaron antagonismo entre sí fueron cercanas a Pseudomonas sp., P. alcaligenes, Sphingomonas sp., S. paucimobilis, Alcaligenes sp., Stenotrophomonas maltophilia, Bacillus megaterium, B. circulans, B. mycoides, Arthrobacter sp., Pimelobacter sp., Enterobacter sakazakii, Pigmentiphaga kullae, Agromonas sp., Providencia sp. y Corynebacterium sp. Los hongos escogidos pertenecen a los géneros Aspergillus sp. (A. fumigatus, A. clavatus, A. flavus, A. terreus, A. oryzae, A. versicolor, A. glaucus, A. wentii, A. tamarii y A. parasiticus), Rhizopus sp. (R. stolonifer, R. oryzae, R. microsporus, R. nigricans), Scopulariopsis sp. (S. candida, S. fusca), Rhizomucor sp., Mucor racemosus, Absidia corymbifera, Syncephalastrum sp., Scedosporium sp., Sepedonium sp., Memnoniella sp. y Penicillium sp. Los actinomicetos fueron cercanos a Actinomadura sp. (cepas ACM1 y ACM2), Streptomyces sp. (cepas ACS1, ACS2, ACS3, ACS4, ACS5 y ACS6), S. avermistitis, S. griseus, Nocardiopsis sp. (cepas ACN1 y ACN2), Nocardiodes sp., Kineosporia sp., Pseudonocardia thermophila, Pseudonocardia sp., Nonomuraea sp., Actinobispora sp., Actinokineospora sp., Actinosynnema sp. y Dactylosporangium vinareum. Al igual que en esta investigación, en diferentes procesos de compostaje se han aislado en la etapa termófila géneros bacterianos pertenecientes a los filos Firmiculites (Principalmente Bacillus sp.) y Actinobacteria; mientras que en la fase de enfriamiento y maduración bacterias pertenecientes a los filos Proteobacteria y Actinobacteria (Ashraf et al., 2007; Vaz-Moreira et al., 2008; Novinscak et al., 2009). Producción de inóculos microbianos mediante fermentación sumergida A las 48 horas se obtuvo un recuento bacteriano de 5 x 109 UFC mL-1 y a los cinco días de 4 x 108 UFC mL-1 y 2,9 x 108 UFC mL-1, para hongos y actinomicetos respectivamente. Estas concentraciones están dentro de las adecuadas para ser utilizadas en el compostaje y es así que un inoculo microbiano compuesto por microorganismos aislados del compostaje de residuos municipales y preparado a una concentración final de 1 x 108 UFC mL-1 aceleró el proceso de degradación de estos residuos en comparación con un control sin inocular (Cariello et al., 2007). Evaluación de los inóculos microbianos en procesos de compostaje Los tratamientos inoculados escogidos presentaron disminuciones significativas en el tiempo de degradación alcanzando en menor tiempo la maduración, con porcentajes de reducción entre un 23 y 35 % comparado con los tratamientos sin inocular. Los tratamientos inoculados con menor duración (P=0.00018) fueron T2i y T5i (figura 3). Varios estudios han encontrado aceleración en el proceso de compostaje de residuos sólidos municipales utilizando inóculos microbianos, reduciendo en algunos casos a la mitad el tiempo total del proceso comparado con pilas sin inocular (Ichida et al., 2001; Cariello et al., 2007). Comparando las concentraciones promedio de nitrógeno en los compost sin inoculación microbiana (T2=1.4%, T4=1.2% y T5=1.4%) y a los que se les agregó microorganismos (T2i=1.0%, T4i=1.0% y T5i=1.1%) se observa disminución de este nutriente en las inoculadas, posiblemente

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debido al incremento de humedad que presentaron las pilas inoculadas ya que se ha reportado aumento en la perdida de amonio cuando los porcentajes iníciales de humedad son altos (Trautmann y Krasny, 1997; Petric et al., 2009). Sin embargo, no se hallaron diferencias estadísticamente significativas (P=0.5787) entre los tratamientos inoculados y sin microorganismos. En una investigación de compostaje utilizando residuos de elodea, cebolla y gallinaza, el tratamiento con microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos con una humedad alrededor de 40% durante todo el proceso mostró mayor concentración de nitrógeno que el control no inoculado (Martínez-Nieto et al., 2011b). Figura 3. Duración del proceso de compostaje de los tratamientos escogidos con y sin inoculación, montados bajo condiciones de invernadero en el municipio de Fúquene. P=0.00018. Los datos representan los promedios de las tres replicas. Las letras indican los niveles de la prueba de rango múltiple de Duncan, donde letras iguales indican promedios estadísticamente iguales. El primer nivel está representado por la letra a Los valores de pH de los tratamientos inoculados fueron 6.9, 7.4 y 7.9 para T2i, T4i y T5i respectivamente, lo que indica que presentaron una disminución hacia la neutralidad comparados con los no inoculados (tabla 3). Fernández y Castellá (2010) recomiendan que el pH del compost se mantenga cercano a la neutralidad ya que valores mayores o menores pueden resultar muy alcalinos o ácidos para algunos cultivos. Los otros parámetros de calidad exigidos por la norma colombiana se cumplieron (ICONTEC, 2004) y presentaron valores similares con los tratamientos no inoculados.

d a c, d b c a, b

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Ensayo in vivo para determinar capacidad estimuladora de crecimiento vegetal de los abonos producidos por inoculación microbiana Los análisis de varianza no mostraron diferencias significativas entre tratamientos con relación al área (P=0.105) y biomasa foliar (P=0.468), formación (P=0.752) y peso de los bulbos (P=0.334), contenido foliar de potasio (P=0.281) y magnesio (P=0.351); mientras que si se presentaron diferencias significativas con relación al contenido de los otros nutrientes en las plantas (tabla 4). Tabla 4. Parámetros vegetales evaluados a los diferentes abonos en el ensayo in vivo con plantas de rabanito

Análisis Unidad Tratamientos Compost T2i Compost T4i Compost T5i Suelo +

gallinaza 33% Área foliar (P=0.105)

cm2 66.03 66.13 51.81 63.95

Biomasa foliar (P=0.539)

g 10.11 8.11 7.99 11.74

Formación bulbo (P=0.752)

% 78 67 56 78

Peso bulbo (P=0.334)

g 6.14 2.57 3.96 6.08

Nutrientes foliares Nitrógeno (P= 0.003)

% 3.38 A

2.96 b

2.72 b, c

2.39 c

Fósforo (P=0,033)

% 0.43 a 0.26 c 0.4 a, b

0.31 b, c

Potasio (P=0.281)

% 1.09 1.09 1.16 0.88

Calcio (P=0.003)

% 1.47 A

1.06 b, c

0.9 c

1.28 a, b

Magnesio (P=0.351)

% 0.28 0.18 0.20 0.22

Azufre (P=0.009)

% 1.16 A

0.67 b

0.76 b

0.53 b

Manganeso (P=0.002)

mg kg-1 109 A

68 b

41 c

81 b

Zinc (P=0.0002)

mg kg-1 67 A

34 b

60 a

37.5 b

Cobre (P= 4 X 10-6)

mg kg-1 28.8 A

6 c

9.4 c

16 b

Hierro (P=0.0004)

mg kg-1 254 A

154 b, c

187 b

160 b, c

Boro (P=3 X10-6)

mg kg-1 54.5 A

27.4 b

31.1 b

16.9 c

P<0.05. Los datos representan los promedios de las tres replicas. Las letras indican los niveles de la prueba de rango múltiple de Duncan, donde letras iguales indican promedios estadísticamente iguales. El primer nivel está representado por la letra a.

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Los contenidos de nitrógeno, azufre, manganeso, cobre, hierro y boro fueron mayores en las plantas abonadas con compost proveniente del tratamiento 2 inoculado (T2i), siendo el mejor tratamiento de acuerdo con la prueba de rango múltiple de Duncan (tabla 4). Con relación al fósforo y zinc, las plantas sembradas en compost T2i y T5i fueron los mejores tratamientos (tabla 4). Es interesante observar que aunque no se presentan diferencias significativas en el peso de los bulbos de rabanito entre los tratamientos y el control (gallinaza al 33%), si en el contenido de nutrientes en las plantas, lo que indica una mayor asimilación de estos elementos químicos por cada 100 g de biomasa vegetal. Al analizar el flujo de nitrógeno entre los sustratos y las plantas, se observa un mayor porcentaje de asimilación en el tratamiento con compost T2i (14.2 %) con menor perdida de nitrógeno del suelo (6 %); mientras que el suelo con gallinaza al 33 % mostró la segunda asimilación de este elemento pero la mayor pérdida de este elemento (24.6 %) (Tabla 5). Estos resultados dan una aproximación del porcentaje de nitrógeno mineralizado asimilado por las plantas y adquieren importancia en la medida que un suelo más sano y fértil es aquel donde el mayor porcentaje de nitrógeno mineralizado de la materia orgánica es absorbido por las plantas (Orozco-Jaramillo y Martínez-Nieto, 2009). Tabla 5. Porcentajes promedio de asimilación y pérdida del nitrógeno a partir de los contenidos de nitrógeno edáfico y foliar en el ensayo in vivo

Tratamiento Biomasa foliar (g)

Nitrógeno Total (g) Asimilación %

Permanencia en suelo %

Perdida %

Sustrato Foliar Inicial Final

Compost T2i 10.11 2.41 1.93 0.342 14.2 79.8 6.0 Compost T4i 8.11 2.56 1.96 0.240 9.4 76.6 14.0

Compost T5i 7.94 2.86 2.23 0.216 7.6 77.7 14.7

Suelo + gallinaza 33%

11.74 2.26 1.43 0.281 12.4 63.0 24.6

Al contrario de esta investigación, Ozores-Haptom y Asmad (2010) encontraron resultados negativos en el crecimiento de hortalizas cuando el medio fue compost 100 %, principalmente si este tenía un alto contenido de sales solubles o si era un compost todavía inestable. Por otro lado, Bayani (2011) observo incrementos en el desarrollo vegetal de plantas de frijol verde chino (Vigna radiata L. Wilckzek) y nabo (Brassica napus L.), al agregar compost inoculado con Azotobacter spp. y Trichoderma harzianum en comparación con las plantas que crecieron en

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compost no inoculado. Se debe seguir investigando para hallar las cantidades ideales de compost que se deben agregar para estimular el crecimiento del rábano y otras hortalizas de importancia comercial, con el fin de disminuir costos de fertilización. Conclusiones Los microorganismos aislados y evaluados como inoculantes microbianos reducen el tiempo de degradación de las plantas acuáticas jacinto de agua y elodea brasilera. Además los compost obtenidos de la inoculación de estos microorganismos promueven la asimilación de nutrientes por las plantas siendo una alternativa eficiente para el manejo de macrófitas acuáticas invasoras de la Laguna de Fúquene mediante compostaje y en la obtención de un producto de buena calidad nutricional y biológica promisorio para la agricultura. Referencias bibliográficas Abaunza, C.A., García, G., Martínez-Nieto, P. y Pinto, C.O. (2008) Incorporación de prácticas agroecológicas en los

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRATAMENTO DA ÁGUA DE PRODUÇÃO DE PETRÓLEO ATRAVÉS DE PROCESSOS COMBINADOS

Érica Tatiane Rodrigues Mendonça 1

Joelma Morais Ferreira 1

* Maurício Alves da Motta Sobrinho 1

TREATMENT OF OIL WATER PRODUCTION THROUGH COMBINED PROCESSES Recibido el 18 de octubre de 2012; Aceptado el 27 de marzo de 2012 Abstract Petroleum exploration is an essential activity to modern society, however its supply for world demand has been harmful to environment, mainly due the oil produced water. Produced water is the effluent associated to oil and gas production during their extraction from the well and it is considered to be the wastewater that has the hugest volume of all extraction and production processes. Therefore, this wastewater needs to pass through treatments before its final disposal to follow either legal requirements for disposal in the environment (CONAMA 430/2011) or technical requirements for water injection in oil wells. As an alternative to the treatments for produced water, this research used flotation and sorption processes. The sorption process uses a natural sorbent (Eichhornia crassipes), also known as Baronesa. This study is based on two factorial planning 2³ with center point. One factorial planning was used to study how the variables temperature, time and stirring influences on COD in the flotation process. The other factorial planning was used to study how the variables time, mass of sorbent and stirring influences on COD in the sorption process. Then, a statistical evaluation of the results obtained from regression models, analysis of variance, Pareto charts and response surfaces was made. Using the flotation process, the best results were a reduction of about 75% in COD and 51% in TOG and using the sorption process, the best results were a reduction of more than 50% in COD and about 58% in TOG. Key Words: flotation, adsorption, petroleum exploration.

1 Departamento de Engenharia Química. Universidade Federal de Pernambuco, Brasil *Autor corresponsal: Lab. Interdisciplinar de Meio Ambiente - Departamento de Engenharia Química. Universidade Federal de Pernambuco. R. Prof. Arthur de Sá, s/n. Cidade Universitária – Recife – PE. CEP 50.740-521. Brasil. Email: [email protected]

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Resumo A exploração do petróleo é uma atividade essencial para a sociedade moderna, porém o suprimento de sua demanda mundial tem causado sérios danos ambientais, principalmente devido à água de produção, um efluente associado ao óleo e gás produzidos durante as atividades de extração do petróleo e que é considerado o rejeito de maior volume em todo o processo de exploração e produção de petróleo. Assim, esse rejeito necessita de tratamentos antes de sua disposição final, para atender a requisitos legais para descarte no meio ambiente (CONAMA) ou a requisitos técnicos para injeção em poços de petróleo. Como alternativa ao tratamento da água de produção, a presente pesquisa recorreu aos processos de flotação e sorção usando a planta aquática Eichhornia crassipes, conhecida como Baronesa. O estudo realizado se baseou em dois planejamentos fatoriais 23 com ponto central, sendo um para o estudo da influência das variáveis tempo, temperatura e agitação sobre a DQO no processo de flotação, e o outro para o estudo das variáveis tempo, massa de sorvente e agitação sobre a DQO no processo de sorção. Em seguida, fez-se uma avaliação estatística dos resultados obtidos através de modelos de regressão, análises de variância, gráficos de Pareto e superfícies de resposta. Nos melhores resultados para o processo de flotação, obteve-se uma redução de DQO de aproximadamente 75% e redução do TOG de aproximadamente 51%. Já para o processo de sorção, com os melhores resultados obteve-se uma redução na DQO superior a 50% e redução de TOG de aproximadamente 58%. Palavras chave: flotação, adsorção, exploração de petróleo. Introdução A exploração do petróleo é uma atividade essencial para a sociedade moderna, porém, o suprimento de sua demanda mundial tem causado danos ao meio ambiente. Dentre estes destaca-se o impacto provocado pela água de produção, efluente associado ao óleo e gás produzidos durante as atividades de extração do petróleo e que é obtido em grande quantidade. Duarte et al. (2004) afirmam que a água de produção é o principal efluente gerado dentro da atividade petrolífera, no qual grandes volumes de águas salinas são produzidas juntamente com o petróleo. Já Henderson et al. (1999) citam que durante a vida econômico de um poço, o volume desta água pode chegar a exceder dez vezes o volume do óleo produzido. Damasceno et al. (2007) citam que os efluentes das indústrias petrolíferas, ao serem lançados em corpos d’água, provocam desequilíbrio no ambiente, por transportarem compostos de difícil degradação. A composição da água de produção de petróleo é muito complexa e, dependendo da sua origem, pode conter uma grande variedade de substâncias químicas, as quais requerem tratamentos antes de sua disposição final ou descarte no meio ambiente, de modo a atender aos requisitos legais (CONAMA 357/2005, 393/2007 e 430/2011) ou aos requisitos técnicos para injeção em poços de petróleo (GOMES, 2009). Segundo Bezerra (2004), as águas de produção devem ser tratadas de modo a se extrair a máxima quantidade de óleo possível e diminuir a concentração dos demais constituintes, para atender, segundo Gomes (2009), aos requisitos de disposição do efluente, sejam esses legais

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(impostos pela legislação específica que protege o meio ambiente, no caso o CONAMA) ou operacionais (definidos pelas características do reservatório onde se pretende injetar a água no processo de recuperação). Para tanto, o efluente pode receber variados tratamentos, mas que se resumem basicamente a quatro tipos: físicos, físico-químicos (mais convencionais), fotoquímicos ou biológicos, ou ainda uma combinação entre eles, pois, segundo Curbelo (2002), o tratamento das águas contaminadas com petróleo não se limita a uma única operação unitária. Em geral, constitui um conjunto dessas operações que são estabelecidas de acordo com a concentração inicial de óleo e a concentração final desejada. Segundo Silva (2008), a principal vantagem do processo de flotação é a sua eficiência associada a um baixo custo de operação em relação aos outros métodos de separação e, por isso, atualmente ele é aplicado nos mais diversos tipos de separação. Já Tavares (2009), cita que apesar do processo de sorção ser alvo de diversas pesquisas, o tratamento de águas e efluentes por ele ainda não é largamente empregado nas indústrias, devido ao elevado custo dos materiais encontrados comercialmente (como resinas de troca iônica, resinas quelantes e carvão ativado). A fitorremediação tem recebido atenção crescente depois da descoberta de plantas hiperacumuladoras que são capazes de acumular, translocar e concentrar elevadas quantidades de certos elementos tóxicos. Plantas, tanto terrestres quanto aquáticas, são usadas para remediar contaminantes de solos e de águas residuais. Um certo número de espécies de plantas aquáticas (aguapé, espinafre-d'água, samambaias) têm sido estudado para a remoção de contaminantes tóxicos, como Zn, Cd, Cu, Pb, Cr, Hg, Fe, As entre outros (FAVAS et al., 2012). Materiais e Métodos A primeira etapa do trabalho consistiu na coleta da E. crassipes (baronesa) no açude de Apipucos (próximo ao vertedouro), localizado na cidade de Recife-PE (Figura 1a). Em seguida foi iniciado o pré-tratamento da biomassa, consistindo das etapas de lavagem (Figura 1b), separação das partes, secagem (Figura 1c), moagem e peneiramento do material (Figura 1d).

Figura 1. Coleta da barones no açude de Apipucos (Recife-PE) (a), baronesa coletada no açude (b), baronesa seca (c) e baronesa triturada e classificada (d)

a b c d

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Este pré-tratamento foi para remoção de contaminantes oriundos do local onde a baronesa foi coletada e para aumento da área superficial. Foram separadas as raízes, os caules e as folhas da baronesa, porém prosseguiu-se com o tratamento apenas do caule e das folhas, de acordo com Carvalho (2005). O material seco foi cortado, triturado em um moinho de facas da FRITSCH modelo PULVERISETTE 14 e classificado em peneiras da série de Tyler. O efluente usado no trabalho foi colhido no do poço 7-SER10D – RNS da Petrobras, que faz parte da exploração do campo petrolífero de Serra (contido no Município de Macau-RN), presente na Bacia Potiguar. Esse é um poço exploratório de produção de óleo e produz desde 2003. A caracterização básica do efluente bruto consistiu na determinação de pH, condutividade, turbidez, cloretos, sólidos totais dissolvidos (STD), sulfetos, teor de óleos e graxas (TOG) e demanda química de oxigênio (DQO). Todos os métodos utilizados para a determinação destes parâmetros foram seguidos de acordo com Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2003). Como a eficiência do processo de flotação depende de vários fatores, nessa etapa da pesquisa foi realizado um estudo para verificar a influência das variáveis: Tempo (t), Temperatura (T) e velocidade de agitação (A), aplicando a técnica de planejamento experimental fatorial 23 mais repetições no ponto central. Tais variáveis foram consideradas as variáveis de entrada na elaboração da matriz de planejamento experimental. Os níveis escolhidos para as variáveis de entrada encontram-se na Tabela 1. A variável resposta analisada foi a porcentagem de redução da DQO. Tabela 1. Níveis das variáveis de entrada do planejamento fatorial completo 23 para o processo de flotação

Variáveis Nível (-1)

Ponto central (0)

Nível (+1)

Tempo (h) 0.5 1.5 2.5 Temperatura (°C) 27 36 45

Velocidade de agitação (rpm) 300 675 1050 Os ensaios de flotação em batelada foram realizados adicionando-se 300 mL do efluente (Água de Produção) bruto a béqueres de 600 mL, mantendo-os com uma aeração constante de 1.76 L/h fornecida por compressores de ar durante o período de tempo determinado, sob a agitação e temperatura estabelecidas para cada ensaio. Um agitador magnético com chapa aquecedora (Quimis Q261) foi o responsável pela agitação e aquecimento das amostras durante a flotação.

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Em posse dos resultados do experimento de flotação, escolheu-se o ensaio que forneceu menor DQO final (maior porcentagem de redução da DQO) para ser o efluente a ser tratado pelo processo de sorção com a baronesa. Para tanto, precisou-se tratar um maior volume da água de produção (3.0 L) para avaliar o remoção do TOG. Já para o processo de sorção usando a E. crassipes como adsorvente, foi analisada a influência das seguintes variáveis: tempo (t), massa do material adsorvente (M) e velocidade de agitação (A), também aplicando a técnica de planejamento experimental fatorial completo 23 mais ponto central, cuja variação dos níveis para cada variável está apresentada na Tabela 2. Assim como no primeiro planejamento, todos os ensaios foram realizados em duplicatas. Tabela 2. Níveis das variáveis de entrada do planejamento fatorial completo 23 para o processo de adsorção com a baronesa

Variáveis Nível (-1)

Ponto central (0)

Nível (+1)

Tempo (h) 0.5 1.5 2.5 Quantidade de sorvente (g) 0.5 1.5 2.5

Velocidade de agitação (rpm) 200 300 400 Para realização dos experimentos, adicionou-se a devida massa de baronesa (prevista pelo planejamento experimental para cada ensaio) a erlenmeyers de 125 mL. Em seguida adicionou-se 25 mL da água de produção pré-tratada pela flotação. A mistura ficou sob agitação numa mesa agitadora Quimis modelo Q-225M durante o período de tempo determinado e sob a agitação necessária. Após o término de cada um destes ensaios, determinou-se a DQO final e também a redução percentual desse parâmetro. Finalmente verificou-se o ensaio com melhores resultados e reproduziu-o, de modo a analisar o TOG final. Foi realizado o tratamento estatístico dos dados com o auxílio do software Statistica for Windows versão 5.0, calculando-se efeitos principais e de interação e construindo as superfícies de resposta. Resultados Caracterização do Efluente Na Tabela 3 encontram-se os resultados dos parâmetros analisados na etapa de caracterização do efluente bruto. Alguns dos valores encontrados diferiram bastante dos que constam na literatura (CAMPOS et al., 2001; VIEIRA et al., 2003) porém isso se deve possivelmente ao fato da amostra analisada nesta pesquisa não ser uma água de formação e sim o resultado de sua mistura com fluido de injeção (a fim de manter a pressão da zona produtora e,

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consequentemente, a produção de óleo devido à maturidade do poço). Pois, o fluido de injeção recebe várias substâncias químicas, tais como, anticorrosivos, anti-incrustantes, desemulsificantes, aditivos que consomem oxigênio, bactericidas entre outras substâncias que podem alterar as propriedades da água de formação. Tabela 3. Resultados da caracterização do efluente bruto

Parâmetro Valor médio de três análises

pH 8.14 Condutividade (mS/cm) 2.84

Turbidez (NTU) 855 Cloretos (mg/L) 4.438

STD (mg/L) 2130 Sulfetos (mg/L) 11

TOG (mg/L) 29 DQO (mg O2/L) 414

O pH da água de produção, por exemplo, encontrado por Campos et al. (2001) foi de 6.8 e o pH encontrado por Vieira et al. (2003) foi 6.7, tais valores indicam uma leve acidez, diferindo do medido (Tabela 3), que apresentou valor superior, indicando que a água de produção analisada possui propriedades básicas. Os parâmetros TOG e DQO apresentaram valores menores que os encontrados na literatura, como Campos et al. (2001) e Vieira et al. (2003) que encontraram valores de TOG de 220 mg/L e 79 mg/L e DQO de 2100 mg/L e 790 mg/L respectivamente. Essa diferença provavelmente foi devido ao tratamento primário que o fluido recebeu no separador trifásico. Já os valores obtidos de condutividade, turbidez, TDS e concentração de cloretos e de sulfetos não mostraram diferença significativa aos já referenciados na literatura. Planejamento Experimental Fatorial da Flotação O resultado obtido pelo planejamento experimental fatorial para o tratamento da água de produção por flotação indicou que os experimentos para as quais se manteve as variáveis tempo e agitação em seus níveis superiores (tempo de 2.5h e agitação de 1050 rpm) foram os que apresentaram maior redução da DQO 75%. Pode-se observar também que a temperatura pouco influenciou nos resultados (na faixa estudada), uma vez que ela foi a única variável alterada nos experimentos 1 e 3 e, ainda assim, obteve-se resultados similares. O modelo empírico obtido pelo método dos mínimos quadrados para os resultados dos experimentos está descrito na Equação 1, cujos parâmetros são estatisticamente significativos a 95% de confiança

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DQO = 202.37 – 51.36 t – 9.27 T – 41,54 A + 21.88 t T – 18.03 t A – 15.92 T A Equação (1)

para a qual: t=tempo; T=temperatura e A=velocidade de agitação Analisando-se a Equação 1, pode-se concluir que, com relação aos efeitos principais, as variáveis tempo, temperatura e agitação influenciam positivamente na remoção da DQO, ou seja, quanto maiores os valores dessas variáveis, menor é o valor final da DQO e, portanto, maior é a sua redução obtida no experimento. Vale ressaltar que o modelo de regressão é um modelo local, ou seja, modelo aplicável apenas à faixa experimental estudada, limitando extrapolações. Através da análise de variância (ANOVA) para o modelo de redução de DQO, pôde-se verificar que o F calculado (17.54) foi bem maior que o valor tabelado de F6,11, que foi de 3.09 a 95% de confiança. Sendo assim, a hipótese nula é rejeitada e conclui-se que a equação de regressão é estatisticamente significativa, segundo Barros Neto et al. (2003). A porcentagem de variação explicada pela regressão foi 90.54%, enquanto que a porcentagem máxima de variação explicada pelo modelo foi 99.85%. Tal resultado é satisfatório, mas deixa uma parcela de resíduos de 9.31%, que se devem à falta de ajuste ou a erros experimentais. O gráfico de Pareto (Figura 2a), mostra de forma clara e rápida a estimativa dos efeitos principais para as variáveis tempo, temperatura e agitação e efeitos de interação. Neste gráfico, as variáveis cujos retângulos estão à direita da linha pontilhada vermelha são as que apresentam efeitos significativos a 95% de confiança. Facilmente se observa que a variável de maior influência sobre a redução da DQO foi o tempo e secundariamente a agitação, enquanto que a temperatura pouco influenciou, confirmando a análise anteriormente apresentada.

Figura 2. Diagrama de Pareto representando a estimativa dos efeitos provocados pelas variáveis tempo, temperatura e agitação e suas interações no processo de flotação estudado (a) e Gráfico de superfície de resposta mostrando a DQO em função das variáveis agitação e tempo no processo de flotação (b)

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A Figura 2b mostra a superfície de resposta descrita pela Equação 4, na qual a DQO é representada em função do tempo e da agitação. Analisando esta figura, pode-se notar que as maiores eficiências (redução da DQO) são obtidas quando a faixa experimental é deslocada para maiores valores de agitação e tempo (o que já está indicado pelos sinais dos coeficientes destas variáveis na Equação 4. Após a conclusão de que o ensaio com todas as variáveis em seu nível superior foi o que apresentou maior eficiência na redução da DQO, reproduziu-se esse experimento sob as mesmas condições, porém para uma quantidade maior de efluente. O valor final da DQO após esse processo de flotação sob agitação de 1050 rpm e temperatura de 45°C durante 2.5 horas foi de 97.28 mg de O2/L, e o de TOG foi de 14.4 mg/L, indicando uma redução na DQO de aproximadamente 76% e no TOG de aproximadamente 51%. Analisando apenas o TOG, essa água já poderia ser descartada em corpos receptores, para isso a água de produção deve conter no máximo 20.0 mg/L de óleos e graxas (Resoluções 357/2005 e 430/2011 do CONAMA). Planejamento da Adsorção Em relação ao planejamento fatorial do processo adsortivo da água de produção oriunda do processo de flotação pelo caule da baronesa triturada, observou-se que as maiores eficiências na redução da DQO (valores superiores a 50%) foram obtidas quando se utilizou todas as variáveis em seus níveis superiores. Além disso, percebeu-se que a massa da baronesa usada no processo influencia de maneira significativa no valor final da DQO obtido, pois, ao comparar os resultados dos experimentos nos quais a única diferença é a massa da baronesa usada, a redução da DQO caiu de mais de 50% nos experimentos com maior massa, enquanto que nos experimentos com menor massa, as reduções de DQO obtidas foram em torno de 10%. Novamente com o auxílio do software Statistica for Windows versão 5.0, foi realizado o tratamento estatístico dos resultados obtidos no planejamento experimental fatorial 2³ para o processo de sorção usando a E. crassipes como sorvente para otimização do tratamento de água de produção. O modelo empírico obtido pela regressão para os resultados dos experimentos é descrito pela Equação 2, cujos parâmetros são estatisticamente significativos a 95% de confiança. DQO = 72.71 – 0.686 t – 18.61 M – 3.98 A – 1.79 t M + 2.54 t A + 2.02 M A Equação (2) na qual: t=tempo; T=temperatura e A=velocidade de agitação Analisando os sinais da Equação 2, pode-se concluir que, com relação aos efeitos principais, as variáveis tempo, agitação e massa influenciam positivamente na remoção da DQO, pois, quanto maiores os valores dessas variáveis, menor é o valor final da DQO e, portanto, maior é a sua

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redução obtida. Também é possível verificar que o tempo pouco influencia, já que o seu coeficiente na Equação 2 é muito baixo, como variável isolada. Novamente é importante ressaltar que o modelo de regressão representado pela Equação 2 é um modelo aplicável apenas à faixa experimental estudada. A análise de variância (ANOVA) mostrou que o modelo é estatisticamente significativo e preditivo de acordo com Barros Neto et al. (2003) pois a razão entre Teste F Calculado (58.49) e o Tabelado (3.09) foi superior a 5. A porcentagem de variação explicada pela regressão foi 97.50%, enquanto que a porcentagem máxima de variação explicada foi de 99.86%. Para o tratamento com a Baronesa, o gráfico de Pareto (no nível de 95% de confiança) é mostrado na Figura 3a, através da qual pode-se verificar a enorme influência da massa sobre o valor final da DQO. Ainda no gráfico da Figura 3a, pode-se observar a influência pouco significativa do tempo, provavelmente devido à saturação da baronesa com os materiais sorvidos, assim mesmo para grandes tempos de contato entre a baronesa e o efluente, não se aumentaria significativamente a eficiência do processo, pois, a partir de um determinado momento a baronesa não consegue mais sorver as impurezas presentes na água. Segundo o gráfico da Figura 3a, a agitação também influencia no processo, além das interações em pares entre todas as variáveis. Já a Figura 3b, mostra a superfície de resposta, na qual é mostrada a redução da DQO em função da agitação e da massa de baronesa utilizada. Novamente verifica-se a grande influência da massa da E. crasipes, seguida da agitação, cujo aumento favorece a redução da DQO.

Figura 3. Diagrama de Pareto representando a estimativa dos efeitos provocados pelas variáveis tempo, massa de baronesa e agitação e suas interações no processo de sorção estudado (a) e Gráfico de superfície de resposta mostrando a DQO em função das variáveis massa de Baronesa e agitação no processo de sorção(b)

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O valor final da DQO após esse processo de sorção sob agitação de 400 rpm, usando 2.5 g de baronesa e deixando efluente e sorvente em contato por 2.5 h foi de 47 mg de O2/L, e o de TOG foi de 6.08 mg/L, indicando uma redução de aproximadamente 51% na DQO e de 58% no TOG. Apesar da significativa redução no TOG da água de produção, ela ainda não se apresenta em boas condições para ser usada como fluido de injeção. Redução Total da DQO e do TOG A eficiência máxima total, ou seja, considerando os melhores resultados nos processos de flotação e sorção em conjunto, no tratamento de água de produção de petróleo obtida no trabalho foi de mais de 88% na redução da DQO e de aproximadamente 80% na redução de TOG. Tais resultados se mostraram bastante satisfatórios, porém, como analisado no item anterior, ainda se pode investigar melhores condições de operação a fim de obter um valor final de TOG que enquadre o efluente tratado na classificação como um bom fluido de injeção. Conclusões Com o tratamento por flotação, a DQO do efluente sofreu uma redução superior a 75% nas melhores condições experimentais, para as quais se manteve as variáveis tempo e agitação em seus níveis superiores (tempo de 2.5h e agitação de 1050 rpm). Além disso, obteve-se uma redução de 51% no TOG. Pôde-se constatar também reduções superiores a 51% na DQO e de 58% no TOG, quando se realizou os experimentos de sorção em suas melhores condições experimentais. A avaliação estatística dos modelos empíricos adotados para a redução da DQO para ambos os processos mostrou que as equações de regressão são estatisticamente significativas e os modelos estão bem ajustados aos dados experimentais, a 95% de confiança, na faixa analisada. Além disso, obteve-se no trabalho uma redução total de mais de 88% na DQO e de aproximadamente 51% no TOG, com valor final de 47 mg de O2/L para DQO, e de 6.08 mg/L para TOG. Indicando que a água pode ser descartada segundo as normas do CONAMA 357/2005, 393/2007 e 430/2011, porém ainda não é classificada como um bom material para ser usado como fluido de injeção. Estudos posteriores analisarão melhores condições de realização dos experimentos, a fim de obter melhores resultados na redução do TOG. Agradecimentos. Os autores agradecem ao apoio recebido do PRH-28 (ANP-MCT), CNPq, FACEPE,a PETROBRÀS pelo fornecimento da água de produção, ao Lab. de Engenharia Ambiental pelas determinações do TOG e ao Lab. de Tec. Mineral do Depto. de Eng. de Minas da UFPE pela moagem e classificação das baronesas.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. EVALUACIÓN DEL EFECTO DE LOS BIOSÓLIDOS SOBRE EL CULTIVO DE LA LECHUGA (Lactuca sativa L.)

María Teresa Ortiz González 1

* José Víctor Tamariz Flores 2

María Eugenia Lazcano Herrero 1

Rosalía del Carmen Castelán Vega 2

EVALUATION OF THE EFFECT OF BIOSOLIDS ON THE LETTUCE CROP (Lactuca sativa L.) Recibido el 27 de octubre de 2012; Aceptado el 27 de marzo de 2013 Abstract This paper presents a study of the distribution of heavy metals (Fe, Cd, Ni, Pb, Cr, Zn y Cu) in lettuce plants (Lactuca sativa L.) grown in sandy soil amended with different rates of biosolid at nursery in order to evaluate the effect of biosolid on yield and quality of the crop. The content of assimilable metals with different rates of biosolid was analyzed with DTPA and its content in leaf, stem and root of lettuce was determined by the method of acid digestion (nitric acid/hydrogen peroxide) to the 60 days of development. The results showed that the amount of heavy metals by the biosolid incorporated under experimental conditions did not represent any risk to the successful development of lettuce and metal content en different parts of the plant did not exceed the tolerance threshold that could cause toxic effects for human consumption. In conclusion, this study indicates that higher rates of biosolid will improve the physicochemical characteristics of the soil, though not necessarily favor the yield of the selected crop. In general the application of biosolid not affects the quality of the plant and does not cause environmental problems. Key words: biosolid, heavy metals, lettuce, treatments.

1 Instituto Tecnológico de Puebla, México 2Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas–ICUAP de la Benemérita Universidad Autónoma, México *Autor corresponsal: Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas–ICUAP de la Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, 14 Sur 6301, Col. San Manuel, C.P. 72570, Puebla. Email: [email protected]

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Resumen Se presenta un estudio de la distribución de metales pesados (Fe, Cd, Ni, Pb, Cr, Zn y Cu) en plantas de lechuga (Lactuca sativa L.) cultivadas en un suelo arenoso que fue enmendado con diferentes dosis de biosólido a nivel de vivero con el fin de evaluar su efecto en el cultivo en función de rendimiento y calidad. El contenido de metales asimilables con diferentes dosis de biosólido fueron analizados con el método DTPA y su contenido en hojas, tallo y raíz de la lechuga se determinaron mediante el método de digestión ácida (Ácido Nítrico/Peróxido de Hidrógeno) a los 60 días de desarrollo de la planta. Los resultados obtenidos indicaron que la cantidad de metales pesados aportados por el biosólido no representan en condiciones experimentales ningún riesgo para el buen desarrollo de la lechuga y que el contenido de metales en las diferentes partes de la planta no superó el umbral de tolerancia que pudiera causar efectos tóxicos para consumo humano. En conclusión, en este trabajo se expone que a mayor dosis de biosólido se mejoran las características fisicoquímicas del suelo, sin embargo no necesariamente se favorece el rendimiento del cultivo seleccionado. En general la aplicación del biosólido no afecta la calidad de la planta, ni causa problemas ambientales. Palabras clave: biosólido, metales pesados, lechuga, tratamentos. Introducción Hoy en día, la necesidad de minimizar residuos así como su disposición adecuada y segura es de importancia para la disminución del impacto ambiental. Esto ha conducido a la búsqueda de alternativas permitan obtener residuos menos peligrosos y más estables para su correcta disposición o reaprovechamiento con el fin de contribuir al desarrollo sustentable. Ante estas circunstancias surge la necesidad de aprovechar los biosólidos como un recurso para incrementar la fertilidad de los suelos, debido a que son materiales orgánicos ricos en nutrimentos y que ofrecen una oportunidad para proveer de nitrógeno a los cultivos y suministrar otros nutrimentos como: fósforo, hierro, zinc y cobre para la planta (Frezquezet al., 1999). Sin embargo, dicha aplicación presenta algunos aspectos negativos, como la presencia de metales pesados y microorganismos patógenos. El contenido de metales pesados representa la principal limitación para su uso agrícola (Bidwell y Dowdy 1986, Brams y Anthony 1988, Delgado et al., 2000), por lo que resulta necesario vigilar las cantidades mínimas de estos tanto en el suelo como en los tejidos vegetales. En México el manejo y disposición final de los biosólidos empieza a ser atendido, son pocas las ciudades que se les da un uso benéfico, tal es el caso de la ciudad de Puebla donde actualmente se han aplicado a terrenos agrícolas para la producción del maíz en localidades como San Francisco Totimehuacán, San Baltazar Tetela, Santa María Malacatepec, San Andrés Azumiatla y la Paz Tlaxcolpan, en donde se ha visto que dicha aplicación ha traído beneficios en la fertilidad de los suelos y en la producción del maíz. Sin embargo aún falta por explorar otros tipos de cultivos de interés regional como es el caso de la lechuga (Lactuca sativa L.) que permitan la aplicación de los biosólidos sin que cause impactos negativos al ambiente y a la salud pública.

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Metodología Muestreo El biosólido utilizado en este estudio proviene de la planta tratadora de agua residual Atoyac Sur de la Ciudad de Puebla, el cual es aplicado en la comunidad de San Andrés Azumiatla que es una zona de temporal ubicada al Sur de la ciudad. De esta comunidad se muestreó suelo, cuya característica corresponde a un suelo con baja fertilidad para uso agrícola. Las muestras de biosólido y suelo fueron secadas a temperatura ambiente y a la sombra, y tamizadas en malla de acero inoxidable del número 10. Se almacenaron adecuadamente para realizar análisis fisicoquímicos como lo establece la NOM-004-SEMARNAT-2002. En la tabla 1, se muestran algunas características fisicoquímicas del biosólido y del suelo. Tabla 1. Resultados de los análisis fisicoquímicos del biosólido y suelo

Parámetro Biosólido Suelo pH 1:2 [suelo: agua] 7.3 7.22 Conductividad eléctrica [dS/m] 1.9 0.51 Materia Orgánica [%] 13.04 5.65 Nitrógeno [ppm] 781 105 Fósforo [ppm] 33.22 41 Sodio (Na) [Cmol/kg suelo] 35.478 3.826 Potasio (K) [Cmol/Kg suelo] 50.534 0.307 Magnesio (Mg) [Cmol/kg suelo] 75.025 0.237 Calcio (Ca) [Cmol/kg suelo] 16.360 9.00

Tratamientos Para la aplicación de biosólido al suelo, se tomó el criterio de Límite de Carga Anual de Contaminante (USEPA 1995), tomando como base de cálculo la cantidad máxima de biosólido que se viene aplicando al suelo del municipio San Andrés Azumiatla (140 ton/ha) para cultivo de maíz, por lo que se prepararon tres diferentes dosis en la mezcla suelo/biosólido más una que está conformada sólo por suelo, con las siguientes relaciones en macetas de prueba. Ver tabla 2. Tabla 2. Composición de los tratamientos

Tratamiento Relación Suelo (Kg)

Biosólido (Kg)

No. de Plántulas por

maceta Repeticiones

To 1:0 3 S/B 2 3 T1 3:1 2.25 0.75 2 3 T2 1:1 1.5 1.5 2 3 T3 1:3 0.75 2.25 2 3

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Para cada tratamiento se sembraron 2 plántulas de lechuga Lactuca sativa L. de la variedad CoolGuard en macetas con capacidad de 3 kg y se realizaron repeticiones por triplicado de cada tratamiento. El experimento se estableció en el periodo marzo-mayo 2011, en un vivero tipo rústico (traspatio) que es de nivel tecnológico bajo según la clasificación de Rijkb P. (2001). La manera en que se colocaron los tratamientos para el cultivo fue de acuerdo al Diseño de Bloques Completos al Azar. La forma de riego para estas plantas fue cada tercer día con un volumen aproximado de 600 ml, por cada maceta y cada semana se monitorearon variables como vigor, altura de la planta y apariencia de las hojas. Al final del experimento se obtuvo el peso final de cada planta. Las metodologías para la caracterización fisicoquímica en los tratamientos y en el biosólido fueronen base a las Normas Oficiales Mexicanas NOM-021-SEMARNAT-2000 y la NOM-004-SEMARNAT-2002. Los parámetros analizados fueron: pH, Conductividad Eléctrica, Materia Orgánica. La extracción de metales se realizó por el método DTPA (ácido del dietilen-triamino-pentaacetico) (Lindsay y Norvel 1978). El contenido de metales en la lechuga se determinóen hojas, tallo y raíz mediante el método EPA 3051 digestión ácida (Ácido Nítrico/Peróxido de Hidrógeno). La determinación de los metales se realizó por Espectrometría de Absorción Atómica (Varian-SpectraAA-55B). Análisis estadísticos Se realizó el análisis estadístico de los datos obtenidos utilizando el análisis de varianza de un solo factor (ANOVA) y la correspondiente comparación de medias empleando la prueba de Dunnet para una probabilidad de 5% (α=0.05). Resultados y discusión Los resultados obtenidos ponen en manifiesto que los biosólidos no rebasan los límites máximos permisibles de los metales según la NOM-004-SEMARNAT-2002, y que corresponden a un biosólido de buena calidad. Como se puede observar en el tabla 3, las concentraciones obtenidas para los metales más tóxicos como lo es el Cd y el Pb son menores comparadas con los límites establecidos para biosólidos por la norma oficial mexicana y por las legislaciones de los EUA (USEPA, 1995). Dichos resultados son similares a los reportados por González, (2006) quien también trabajó con lodos con características semejantes, por lo tanto se puede decir que estos biosólidos pueden ser aplicados a suelos con el fin de mejorar sus propiedades y elevar el contenido de nutrientes.

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Tabla 3. Caracterización de biosólidos en función al contenido de metales pesados

Metal Valor

mg/kg de Biosólido

Límite para su aplicación en suelos

NOM-004-SEMARNAT-2002

USEPA 503

Comunidad Europea

Excelente Bueno L.G C.E pH<7 pH>7

Mn 280 NA NA NA NA NA NA Fe 8400 NA NA NA NA NA NA Cd 2 39 85 85 39 20 40 Ni 167 420 420 420 420 300 400 Pb 70 300 840 840 300 750 1200 Cr 1 1 200 3 000 NA NA 1000 1750 Zn 1800 2 800 7 500 7500 2800 2500 4000 Cu 176 1 500 4 300 4300 1500 1000 1750

NA: No aplica, L.G.: Límite General, C.E: Calidad Excelente De acuerdo con la caracterización fisicoquímica de los tratamientos con diferentes dosis de biosólidos se puede apreciar en el la tabla 4 que el pH no cambió con la adición de éstos. La conductividad eléctrica se vio ligeramente afectada debido al contenido de sales presentes en los biosólidos. Tabla 4. Propiedades fisicoquímicas en diferentes tratamientos

Parámetro To T1 T2 T3 Límites y Especificaciones por la NOM-021-SEMARNAT-

2000 pH 1:2/ suelo: agua 7.22 7.15 7.21 7.17 Suelos neutros

Conductividad eléctrica [dS/m]

0.51 0.85 0.66 0.97 Efectos despreciables de salinidad

Materia Orgánica [%] 5.64 7.26 8.88 12.91 4.1-6 Bajo, 6.1-10.9 Medio y 11-16 Alto

Nitrógeno [ppm] 41.67 140 105 268.33 > 60 muy alto Fósforo disponible [mg/kg] 12.84 24.78 27.58 31.64 > 11 alto

Manganeso [ppm] 10 3.5 4.88 4.1 >1 Adecuado Hierro [ppm] 13.88 86.6 62.2 145.8 > 4.5 Adecuado

Cadmio [ppm] 0.08 1.48 1.7 1.4 3-5 Peligroso Níquel [ppm] 3.88 5.22 4.38 11.14 100 Peligroso Plomo [ppm] 6.84 15.58 15.56 7.4 100-300 Peligroso Cromo [ppm] 0.02 0.18 0.16 0.14 NA

Zinc [ppm] 21.4 141 186 196.4 >1 Adecuado Cobre [ppm] 2.34 11.14 9.48 3.52 > 0.2 Adecuado

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0

10

20

30

40

50

60

70

80

15 dias 30 días 45 días 60 días

Altu

racm

To

T1

T2

T3

Se puede observar en la tabla No. 4 que el contenido de elementos tóxicos en el suelo se encuentra en niveles bajos de acuerdo con los valores sugeridos por la Norma Oficial Mexicana. Se aprecia que todos los tratamientos con biosólido tuvieron un aumento notorio en los micronutrientes (Fe, Zn, Mn y Cu), destacando el zinc como el micronutriente predominante en todos los tratamientos, haciéndose más evidente para los tratamientos T2 y T3. Estos resultados son similares a los de Postisecet al., (2010) quienes evaluaron el contenido de materia orgánica, macro y micronutrimentos en el suelo. Después de aplicar biosólidos estabilizados, ellos encontraron que el orden de acumulación de micronutrientes fue de Zn>Fe>Mn>Cu y que a mayor dosis de biosólidos incrementa la concentración de nitrógeno y fósforo aprovechable en el suelo. La alta biodisponibilidad del zinc, probablemente se deba a su presencia en forma de carbonatos y a la tendencia de este metal a ser adsorbido en las partículas de arcilla presentes en el biosólido (Alloway, 1990). Con respecto a la cantidad de materia orgánica, así como de nitrógeno y fósforo disponible se incrementó en comparación con el contenido inicial, esto es también más notorio en los tratamientos T2 y T3 por tener más concentración de biosólido (tabla 4). En cuanto al rendimiento en el cultivo de lechuga con las diferentes dosis de biosólido se observó que el tratamiento T2 tuvo un efecto significativo en el desarrollo (altura) y en la producción de biomasa vegetal (peso) (Tabla 5, Figura 1). Tabla 5. Significancia del rendimiento del cultivo de lechuga en función de la altura y peso en seco

Tratamiento Altura Peso To NS NS T1 NS NS T2 S S T3 NS S

Los resultados corresponden a la comparación de diferencia de medias en valor absoluto Vs el valor calculado “D” de la prueba de Dunnet con un α=0.05

Figura 1. Dinámica de crecimiento y peso en seco de la lechuga en los diferentes tratamientos

0.00

50.00

100.00

150.00

200.00

To T1 T2 T3

Peso

(g)

Tratamientos

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Con respecto al contenido de metales pesados en hojas, tallo y raíz de la planta se obtuvo que el hierro fue el metal cuya concentración predominó para todos los tratamientos, estos resultados son similares a los publicados por Carrasco et al., (2005) quienes evaluaron la biodisponibilidad de manganeso, hierro, cobre y zinc en el cultivo de la lechuga tratada con biosólidos. A través del análisis de ANOVA y la aplicación de la prueba de rango múltiple de Dunnet se pudo valorar la significancia de bioacomulación de los metales en hojas, tallo y raíz de la lechuga, cuyos resultados se pueden apreciar en las tablas: 6, 7 y 8. De acuerdo con los resultados obtenidos se puede decir que en las hojas de la lechuga para todos los tratamientos no se detectaron lo metales Ni, Cd, Pb y Cr. Con respecto a la concentración de Fe, Mn y Zn, el tratamiento T2 fue significativo. Estos resultados son similares a los publicados por Carrasco et., al (2005) quienes evaluaron la biodisponibilidad de Mn, Fe, Cu y Zn en el cultivo de la lechuga tratada con biosólidos. Por otra parte, Mendoza et al., (2004) demuestran que el efecto del biosólido cuando se aplica en tasas agronómicas altas, afecta el rendimiento de la lechuga y sus hojas se ven dañadas por la acumulación de Cu, Cd, Ni, Pb y Zn, lo cual no ocurrió en este experimento muy probablemente debido a que no se encontraron Cd, Ni, Cr y Pb. Ver tabla 6 y figura 2. Tabla 6. Significancia de la concentración de metales pesados encontrados en las hojas de lechuga

Tratamiento Fe Mn Zn To NS NS NS T1 NS S NS T2 S S S T3 NS NS NS

Los resultados corresponden a la comparación de diferencia de medias en valor absoluto con el valor “D” que se obtuvo en la prueba de Dunnet con un α = 0.05.

Por otro lado, en el tallo de la lechuga también se descarta la presencia de Pb y Ni para todos los tratamientos, sin embargo sí se encontró Cd en el tratamiento T3 siendo éste el más significativo para dicho metal al igual que para los demás elementos hallados como el Fe, Cu, Mn y Zn; para el tratamiento T2 también fue significativo para éstos elementos a excepción del Zn y del Cd, y T1 para el Fe y Cu .Ver tabla 7 y Figura 2. El efecto de la aplicación de biosólidos aumentó la cantidad de MOS por lo cual los procesos de quelatación de los metales en suelos es mayor, disminuyendo la cantidad disponible de estos metales para los cultivos. En cuanto al contenido de metales encontrados en la raíz de la lechuga se aprecia que en esta parte de la planta se tuvo más acumulación. El tratamiento T3 fue el más significante con lo referente al contenido de Cd, Fe, Cu, Mn y Zn y el tratamiento T2 solo lo fue para el Cu y Zn. Ver tabla 8.

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Figura 2. Metales encontrados en lechuga Tabla 7. Significancia de la concentración de metales pesados encontrados en el tallo de lechuga

Tratamiento Cd Fe Cu Mn Zn To NS NS NS NS NS T1 NS S S NS NS T2 NS S S S S T3 S S S S NS


Tabla 8. Significancia de la concentración de metales pesados encontrados en la raíz de lechuga

Tratamiento Cd Fe Cu Mn Zn To NS NS NS NS NS T1 NS NS NS NS NS T2 NS NS S NS S T3 S S S S S


Otros estudios sobre el efecto de biosólidos a la agricultura (Benitezet al., 2001, Black et al., 2011, Chenet al., 2008) indican que altas concentraciones de zinc y cobre se acumulan más en la raíz de la planta cuando se tiene mayor contenido de biosólidos, dando como consecuencia bajos rendimientos en los cultivos. Sin embargo, en este estudio, a pesar que el hierro fue el elemento mayoritario en la parte vegetativa (hojas, tallo y raíz) para los tratamientos, no sobrepasa el valor de toxicidad en plantas de cultivo (>500 mg Kg-1) (Kabata- Pendias y Pendias 1992). Normalmente, los elementos que se consideran esenciales para el crecimiento de la planta presentan mayor tendencia a la movilidad hacia la parte del fruto u hojas, y los metales

0

500

1000

To T1 T2 T3

Concentración en hojas (ppm)

Zn

Mn

Fe 0100

200

300

To T1 T2 T3

Concentración en tallo (ppm)

Zn

Mn

Fe

Cd

Cu

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no esenciales y/o tóxicos se suelen acumular en las raíces (Rodríguez et al., 2008). Aunado a lo anterior se puede decirse que la lechuga es un buen acumulador de elementos traza principalmente de hierro, magnesio, cobre y zinc, y que su rendimiento no se vio afectado con los tratamientos (Céliset al., 2006). Conclusiones Los tratamientos muestran que los biosólidos mejoran las propiedades de materia orgánica, nutrientes (P y N) y micronutrientes (K, Na, Mg, Ca, Zn), a mayor contenido de biosólido aumentan éstos. El rendimiento del cultivo seleccionado aumenta con la dosis, pero el tratamiento T2 (1:1 Suelo, Biosólido) es mejor que el tratamiento T3 (1:3 Suelo, Biosólido), por lo que no necesariamente el rendimiento se favorece con grandes cantidades de nutrientes como lo presentó el tratamiento T3. Con respecto a la bioacomulación de metales pesados en la lechuga, para todos los tratamientos se encontró que no hay acumulación de níquel y plomo en todo el tejido de la planta, además de estos elementos traza mencionados, se descarta la presencia de cadmio, cobre y cromo en las hojas y cromo en el tallo por lo cual resulta favorable la aplicación de los biosólidos para este cultivo. Referencias bibliiográficas Benitez E., Romero E., Gómez M., Gallardo F., y Nogales R. (2001). Biosolids and biosolids-ash as sources of heavy

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. INDICADORES SOCIO-AMBIENTAIS COMO INSTRUMENTO DE GESTÃO NA COLETA SELETIVA DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS

*Darci Barnech Campani 1

Dieter Wartchow 2

Guilherme Gastal de Castro Ramos 3

SOCIO-ENVIRONMENTAL INDICATORS AS A TOOL IN THE MANGEMENT OF SELECTIVE COLLETION OF MUNICIPAL SOLID WASTE Recibido el 27 de junio de 2012; Aceptado el 28 de marzo de 2013 Abstract The Selective Collection Project is within the Shared Environmental Program of the municipality of São Leopoldo and consists of the differentiated collection of recyclable waste produced in homes, businesses, schools, local governments and others institutions, generating jobs and income for families working in the program and reducing environmental impacts. It was noted the lack of effective ways to control and management tools that would help the team coordinator of the project. So, we started monitoring the selective collection and the development of indicators of which deals with this work. In a first phase was a literature review on indicators. It was then necessary to undertake the organization of data sources, including the creation of routine data collection, such as the creation and collection of monthly reports of the materials sold of each association, including aspects of these social workers' associations and tabulation of data from a survey of satisfaction among the population. All these actions help us to have a clearer diagnosis of the situation of selective collection and will be the source of important information for the power of the indicators. Keywords: Indicators, Selective Collection, Social and Environmental. 1Departamento de Engenharia Mecânica, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Brasil 2 Departamento de Obras Hidráulicas, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Brasil 3 Graduação em Engenharia Ambiental, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Brasil *Autor corresponsal:Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Assessoria de Gestão Ambiental, Gabinete do Reitor. Av. LuisEnglert, s/n, sala 6, CEP 90.040-060, Porto Alegre, RS, Brasil. Email: [email protected]

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Resumo O Projeto Coleta Seletiva Compartilhada está dentro do Programa Socioambiental da Prefeitura Municipal de São Leopoldo e consiste na coleta diferenciada dos resíduos recicláveis produzidos nas residências, nas empresas, nas escolas, nos órgãos do governo municipal e em outras instituições, gerando trabalho e renda às famílias que atuam no programa e a redução dos impactos ambientais. Notou-se a carência de formas efetivas de controle e de ferramentas de gestão que auxiliassem a equipe coordenadora do projeto. Assim, iniciamos o acompanhamento da coleta seletiva e o desenvolvimento de indicadores dos quais trata este trabalho. Em uma primeira fase foi realizada uma revisão bibliográfica sobre indicadores. Foi então necessário realizar a organização das fontes de dados, o que inclui a criação de rotinas de coleta dos dados, como por exemplo, a criação e cobrança de relatórios mensais dos materiais vendidos de cada associação, o levantamento de aspectos sociais dos trabalhadores dessas associações e a tabulação dos dados de uma pesquisa de satisfação junto à população. Todas estas ações nos ajudam a ter um diagnóstico mais claro da situação da coleta seletiva e será a fonte de muitas informações importantes para a alimentação dos indicadores. Palavras Chaves: Coleta Seletiva, Indicadores, Socioambientais. Introdução O Projeto Coleta Seletiva Compartilhada está dentro do Programa Socioambiental da Prefeitura Municipal de São Leopoldo e consiste na coleta diferenciada dos resíduos recicláveis produzidos nas residências, nas empresas, nas escolas, nos órgãos do governo municipal e em outras instituições, gerando trabalho e renda às famílias que atuam no programa e a redução dos impactos ambientais. Objetivos

Geral. Desenvolver e testar Indicadores Sócio-Ambientais como ferramentas de gestão para as municipalidades poderem tomar decisões, corrigindo os rumos de projetos de Coleta Seletiva já implantados ou em processo de implantação.

Específicos. Organizar a obtenção de dados sócio-ambientais, relativos a comunidades envolvidas, em processos de coleta seletiva;Gerar Indicadores que permitam o desenvolvimento de programas que a consolidem;Acompanhar o desenvolvimento da coleta seletiva através de indicadores.Permitir o acúmulo de dados históricos da coleta seletiva, permitindo comparações futuras.

Metodologia Os indicadores foram gerenciados com base em dados do município de São Leopoldo, durante o período de realização das pesquisas realizadas, com os devidos levantamentos de dados e que deverá permitir aos gestores públicos e à população interessada (catadores e população em geral) definir qual a importância e melhorias possíveis tanto na geração dos mesmos, como na

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sua formulação. Esta fase foi conduzida através de reuniões, com os representantes da Prefeitura, com as Associações de Catadores e com o Conselho Municipal de Meio Ambiente. Propostas de Indicadores para a Coleta Seletiva Seguindo a metodologia proposta por Polaz (2009), foram procurados os gestores municipais para a avaliação dos quesitos importantes para a avaliação do Programa de Coleta Seletiva. Posteriormente, em reunião com os gestores se aprofundou quais os itens seriam monitorados, concluindo-se por aspectos relativos à eficiência financeira do projeto, do desempenho ambiental, da satisfação do serviço de parte da população e da sua efetividade. Com estas definições foram elaboradas as propostas de indicadores, com as respectivas fórmulas matemáticas, que foram levadas à reunião com o Conselho Municipal de Meio Ambiente, para reunião com as Associações de Catadores e em Seminário Municipal na Câmara de Vereadores Municipal. Com a lista consagrada de indicadores, iniciou-se a obtenção de dados junto à Prefeitura Municipal e às Unidades de Reciclagem, referentes aos pesos dos materiais e aos valores praticados na comercialização dos mesmos, e também dos praticados pela empresa terceirizada, bem como foi realizada uma pesquisa de opinião sobre a avaliação do serviço e uma pesquisa para a coleta dos dados sócio-econômicos da população de catadores. Formulação Matemática dos Indicadores

Indicador Econômico:

IE = {Custos mensal da coleta seletiva + custos mensal para a destinação do rejeito das Unidades de Triagem} – {(Economia mensal gerada pelo não envio para o aterro (quantidade de material destinado às Unidades x valor pago para coleta, transporte e destinação final) + (Receita mensal das Unidades de Triagem)}

O resultado esperado seria de atingir valores positivos principalmente pela implementação da coleta seletiva em toda a cidade.

Indicador Social: Utilizando os dados colhidos no levantamento socioeconômico junto às associações, no que diz respeito ao nível de formação dos catadores e de seus filhos. O indicador mede o nível educacional dos catadores, através de sua escolarização e de seus dependentes.

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A partir de duas tabelas nas quais se baseia o indicador. A primeira diz respeito ao nível de ensino atingido pelo trabalhador e eventuais dependentes maiores de 19 anos. A segunda é referente aos dependentes do trabalhador avaliado e seu desempenho escolar. Tabela 1. Valor atribuído pelo nível de escolaridade do trabalhador ou dependente com 19 anos ou mais

Nível de ensino Valor: Ensino fundamental até 3ª série 1 Ensino fundamental até 5ª série 2 Ensino fundamental até 8ª série 3

Ensino médio incompleto 4 Ensino médio completo 5

Cursando ensino superior ou outros 6 OBS.: Se o trabalhador estiver estudando o valor recebe + 1.

Tabela 2. Valor atribuído aos dependentes dos trabalhadores

Situação escolar Valor: Seriação ideal e concluiu a 5ª série. 6

Seriação ideal, mas ainda não concluiu a 5ª série. 5 Até 2 anos atrasado. 4 Até 3 anos atrasado. 3 Até 4 anos atrasado. 2

5 ou mais anos atrasado, ou fora da escola. 1 Para padronizar o que deve ser considerado como seriação ideal foi elaborada uma terceira tabela: Tabela 3. Seriação indicada como a ideal por idade

Idade Série 7 1ª série 8 2ª série 9 3ª série

10 4ª série 12 5ª série 13 6ª série 14 7ª série 15 8ª série 16 1º ano 17 2º ano 18 3º ano

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IS= {(soma dos trabalhadores * respectivos valores) / total de trabalhadores} * {(soma dos dependentes * respectivos valores) / total de dependentes}

Este indicador chega a um valor máximo de 36, o que seria a situação ótima, se todos os catadores estivessem cursando o nível superior e que seus dependentes estivessem na seriação ideal. Como forma de avaliação deste indicador teremos os avanços no valor final calculado, que deverá ser sempre maior que o anterior.

Indicador Gerencial: Este indicador mostra a geração de resíduos recicláveis per capta nos diferentes setores da cidade. Para alimentação deste indicador foi necessária a pesagem do caminhão contendo o resíduo reciclável de apenas um setor da coleta seletiva por vez e a estimativa do número de habitantes do setor em questão. Quando aplicado aos diferentes setores, permite a comparação do desempenho da coletiva seletiva nas diferentes regiões. O cálculo do indicador envolve um fator 4,35 que é o número médio de semanas de um mês do ano.

I G = Quantidade pesada por coleta* número de coletas semanais no setor * 4,35/habitantes do setor avaliado

Este indicador deverá crescer até atingir o mesmo valor que o obtido como fração reciclável no diagnóstico quali-quantitativo dos resíduos gerados na cidade.

Indicador Ambiental: Este indicador visa estimar a economia de energia resultante da reciclagem, levando-se em conta a diferença de energia consumida na produção do material a partir da matéria prima bruta e da produção utilizando material reciclado. Tabela 4. Recuperação específica da fonte primária de energia associada à reciclagem de diversos produtos

Produto Reciclável Necessidade energética

do processo primário (kcal/kg)

Necessidade energética do processo que utiliza o produto

reciclado (kcal/kg)

Recuperação energética específica

(kcal/kg) Material ferroso 10.300 5.100 5.200

Cobre 6.600 1.100 5.500 Alumínio 47.000 1.400 45.600

Vidro 3.100 1.400 1.700 Papel 3.700 1.100 2.600

Polietileno 4.500 500 4.000 Fonte – Mandeli, S.(1990)

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IA= (quantidade de metais ferrosos * 5.200) + (quantidade de cobre * 5.500) + (quantidade de alumínio * 45.600) + (quantidade de vidro * 1.700) + (quantidade de papel * .,600) + (quantidade de polímeros* 4.000)

Este indicador gerencialmente crescerá mais se os materiais que permitem uma maior recuperação energética crescerem na coleta, consequentemente para o gestor agir sobre este indicador bastaria atuar sobre a quantidade, mas terá mais êxito se acoplar a isto ações que garantam o não desvio do processo de coleta seletivo daqueles materiais que representem maior economia energética, o que normalmente também reflete em retorno econômico.

Indicador de Qualidade da Informação sobre a Prestação do Serviço: Este nos fornecerá a visão da população sobre o programa de coleta seletiva, para isso utilizaremos algumas questões da pesquisa de satisfação realizada. - 4: A implantação da coleta seletiva em seu bairro está sendo: (ruim, boa ou muito boa) - 6: O período de recolhimento dos resíduos em sua residência é: (Ruim, bom ou Muito bom) - 8: Você acha que a divulgação da Coleta Seletiva no seu bairro foi: (Ruim, Boa ou Muito boa) - 9: Você se sente suficientemente esclarecido(a) sobre a Coleta Seletiva? (Sim ou Não) - 12: Você sabe para onde é levado o resíduo sólido recolhido pelo catador? (Sim ou Não) Especificamente pela análise do questionário aplicado e das possibilidades da avaliação das respostas observadas, já salientaríamos que nas questões 4, 6 e 8 também deveria existir a alternativa RAZOÁVEL, pois apenas as alternativas Muito Boa, Boa e Ruim, não permitem uma perfeita transcrição da avaliação dos munícipes, como a nota final é relativa, a alteração poderá ser feita sem que cause a inviabilidade de aproveitamento desta primeira pesquisa realizada. Salientamos, ainda, que para os que não tenham aderido à coleta seletiva seja atribuída a avaliação Ruim, pois se equivale em termos de resultado final, o não fazer e o entender como ruim, pois em grande parte não fazem, pois acham que algo está ruim. A grande questão a ser respondida por este indicador é qual elemento pode levar em maior grau a colocar em risco o sucesso da coleta seletiva, onde entendemos que a própria avaliação do serviço é o que mais se destaca, dando peso 5 a este item. Seguido da avaliação quanto à divulgação da mesma, pois se ela for deficitária, levará o cidadão a ignorar a sua existência, sendo o segundo maior fator de possibilidade de não êxito, recebendo um peso 4. Entendendo que a avaliação quanto à disponibilidade do serviço e o conhecimento quanto aos procedimentos devam ter o mesmo peso, no caso 3. Sendo que a questão quanto ao local para o qual é destinado o material pode ser importante fator de conscientização, mas de menor importância para o sucesso da mesma, propomos peso 1. A nota final seria uma regra de três no qual a nota máxima seria a 10. (Para as respostas em si serão dadas as notas 4 para muito bom,

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3 para bom, 2 para razoável e 1 para ruim, nas perguntas 9 e 12), nota 2 para o sim e 1 para o não.

IQ= soma das notas já ponderadas das questões 4, 6, 8, 9 e 12 Nota da Questão 4=5{(4x%MB)+(3x%B)+(2x%Ra)+(1x%Ruim)}, máximo=20 Nota da Questão 6=3{(4x%MB)+(3x%B)+(2x%Ra)+(1x%Ruim)}, máximo=12 Nota da Questão 8=4{(4x%MB)+(3x%B)+(2x%Ra)+(1x%Ruim)}, máximo=16 Nota da Questão 9=3{(2x%Sim)+(1x%Não)} , máximo= 6 Nota da Questão12=1{(2x%Sim)+(1x%Não)} , máximo= 2 Máximo de aprovação=56 Nota Final regra de três onde a nota máxima seria 10, atingido quando a pesquisa obtivesse 56 pontos O gerenciamento deste indicador será dado pela meta de se atingir a nota 10, sendo as ações decorrentes, priorizadas conforme o peso específico de cada uma das questões realizadas. Resultados e discussões Indicador econômico: Tabela 5. Valores dos Indicadores Econômicos

Mês Valor (R$) janeiro-09 -11.060,29

fevereiro-09 -14.624,06 março-09 -16.222,18 abril-09 -18.604,97 maio-09 -13.891,62 junho-09 -59.823,52 julho-09 -54.421,18

agosto-09 -54.887,03 setembro-09 -50.067,88

Esse aumento do déficit do indicador econômico é justificado em boa parte pelo aumento de estagiários do setor, o que em última análise é um ponto positivo para o programa, mas um fator negativo que também contribuiu para a piora deste indicador foi a diminuição gradual da receita das associações, graças à crise econômica pela qual passou a sociedade, desde dezembro do ano passado até abril deste ano.

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Também este aumento do déficit do indicador econômico é justificado pela alteração do método de coleta seletiva, que passou a ser realizada com auxílio de caminhões terceirizados ao invés da coleta porta a porta. Esta mudança que ocorreu na metade do ano de 2009 elevou a capacidade de coleta de resíduos do programa, mas é claro, também aumentou em muito os custos do mesmo, pois todo o custo da equipe de coleta passou a ser arcado pela Prefeitura Municipal. Esta alteração foi realizada pela dificuldade de manutenção do Programa na estrutura de só os catadores realizarem a coleta dos resíduos, pois o Programa necessitava ser expandido para toda a cidade e além da organização dos catadores não conseguir assimilar a demanda, também o nível de organização requerido passou a demandar uma disponibilidade em dias feriados, o que inviabilizou totalmente a execução totalmente nos moldes anteriores. Um fator positivo socialmente é a incorporação dos custos previdenciários de forma mais clara, pelo tipo de relação empregatícia entre os operadores da coleta seletiva e a empresa contratada, que não existia no caso da coleta realizada pelos catadores. Indicador Social: Tabela 6. Valores dos Indicadores Sociais

set/08 jul/09 Uniciclar 13,18 10,02 Vitória 9,81 9,78

Conquista 7,02 9,90 Média 10,00 9,90

Com a ferramenta explicada anteriormente, aplicada aos trabalhadores de três associações com dados de 2008, obteve-se um Índice de Escolarização igual a 10, e de 9,9 no ano seguinte, 2009, sendo que o máximo que pode ser alcançado é 36. Já era esperado um valor baixo para este índice tendo em vista as condições precárias de vida da população avaliada. Não aconteceu no período entre nenhum importante avanço em termos de programas de escolarização dos trabalhadores, por isso não eram esperadas mudanças significativas neste indicador. Acredita-se que as alterações nos valores do indicador são decorrentes da grande taxa de mudança dos trabalhadores das associações. Indicador Gerencial: Estes dados foram obtidos juntos ao serviço de coleta da Prefeitura, sob a forma de quantitativos coletados por coleta e por setor, estando expressos, na Tabela 7, apenas as médias gerais do município para os meses de dezembro de 2009 e janeiro e fevereiro de 2010.

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Tabela 7. Quantitativos dos Materiais Coletados Seletivamente

Mês População Total Coletado (Kg) Média (Kg/hab) Dez/2009 213.146 86.935 0,41 Jan/2010 213.146 64.902 0,30 Fev/2010 213.146 55.410 0,26

Indicador Ambiental: Com a aplicação da fórmula proposta para a obtenção do Indicador Ambiental, aos dados obtidos das Associações, obtivemos os valores que constam na tabela 8. Tabela 8. Quantidade de Energia Economizada (kcal)

Mês Ass. Carroceiros Conquista Vitória Uniciclar Total jan/09 32.344.200 110.253.000 38.050.000 48.049.000 228.696.200 fev/09 26.337.600 115.113.800 44.132.000 42.047.100 227.630.500 mar/09 5.341.736 107.597.900 45.130.800 35.270.800 193.341.236 abr/09 18.456.400 85.447.000 41.268.400 145.211.704 290.383.504 mai/09 16.702.800 113.480.350 79.655.200 209.878.284 419.716.634 jun/09 29.297.200 105.695.300 18.250.500 58.202.900 211.445.900 jul/09 30.304.400 131.813.800 58.331.200 56.239.000 276.688.400

ago/09 20.466.600 126.301.400 33.276.400 40.221.880 220.266.280 set/09 26.018.600 137.954.500 80.569.000 74.459.400 319.001.500 Total 2.387.170.154

No ano de 2009 até abril foi obtida uma economia mensal média de 265.241.128 kcal, ou 398.475,4 kWh. Assumindo-se que o petróleo tem poder calorífico igual a 10.200 kcal/kg, pode-se estimar que foi poupada energia equivalente a 26 toneladas de petróleo por mês. Indicador de Qualidade da Informação sobre a Prestação do Serviço Com os dados resultantes da pesquisa aplicada à população de São Leopoldo, obtiveram-se as notas e a média ponderada final, conforme a tabela 9. Tabela 9. Indicadores Obtidos quanto à Qualidade da prestação de serviços

Questão 4 Questão 6 Questão 8 Questão 9 Questão 12 Total Nota Máxima Possível 20 12 16 6 2 56

Nota 16,55 9,27 12,60 5,72 1,44 45,59 Valor Ponderado Final 8,14

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Com o resultado de 8,14, com um programa que ainda não atingia toda a cidade, pode ser considerada muito boa, mas ainda deve ser comparada com as próximas avaliações a serem realizadas. Conclusões Depois de nove meses de acompanhamento dos indicadores propostos, pode-se afirmar que eles têm desempenhado um importante papel na avaliação do programa por parte de seus gestores. Quanto aos valores atingidos pelos indicadores, o caso do indicador econômico é um pouco preocupantes, não tanto pelos valores brutos, mas principalmente pela tendência negativa que apresenta. Buscando a origem dos resultados negativos encontramos a queda na receita das associações, essa por sua vez tem duas explicações: primeiro, a queda nos valores pagos pelos materiais recicláveis, notada desde o final do ano de 2008 e segundo, a queda na quantidade de material vendido pelas associações que caiu de 77 para 55 toneladas desde dezembro passado até abril de 2009. Gerencialmente este dado leva a que a Prefeitura tenha que aprofundar esta discussão e gerar políticas públicas que viabilizem uma maior ação na cadeia produtiva, de tal forma a proteger mais os catadores de crises econômicas eventuais, pois estas podem colocar toda a estrutura do programa em perigo, principalmente se pensarmos na necessidade de uma maior fixação da população atingida pelo Programa, visando o seu constante aperfeiçoamento. Uma das medidas tomadas para a contenção destes problemas é a mudança de sistema de coleta, que passará a ser mecanizada, espera-se que dessa forma aumente a quantidade de resíduo coletado e diminuindo a carga de trabalho dos catadores, que até agora além da triagem, ainda faziam a coleta, o que demandava muito tempo, para um rendimento em termos de material total triado muito menor. Os valores relativos ao Indicador Social corroboram esta preocupação, pois em apenas dois levantamentos, encontrou-se uma diminuição no fator educacional, indicando rotatividade e principalmente a falta de uma política educacional diferenciada para esta população, pois que sendo uma população trabalhadora, se não tiver acesso a recursos como os cursos especiais de ensino para jovens e adultos, nunca poderão ter acesso à formação formal no sistema educacional oficial, perpetuando-se uma situação de fragilidade social. Também o devido acompanhamento da geração de descendentes, para evitar a evasão escolar se faz necessária, se a perspectiva for de realmente uma qualificação para as gerações futuras. Os índices operacionais obtidos permitiram acompanhar perfeitamente a ampliação da prestação do serviço e as variações no rendimento atingido, talvez possa ser melhorado o indicador, com a combinação de mais dados como a distância total percorrida para a obtenção do material, o que poderá gerar melhorias no sistema, inclusive por melhorias nos roteiros dos

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caminhões de coleta, ou numa combinação a mais otimizada possível entre o sistema de coleta porta-a-porta com serviços terceirizados, com serviços realizados pelos catadores, ou ainda somando PEVs em áreas publicas devidamente protegidas. Destacando-se o fato da diminuição da produção característica do período de férias, o que deverá ser comprovado com a quantidade da análise dos dados. Em termos ambientais os valores encontrados somam-se a todos os demais relativos a esta temática, apenas corroborando a sua importância e dando uma maior sustentação, pois fortalecem a justificativa de manutenção do Programa, com a procura constante de melhoria do mesmo, pois diretamente estará dando mais retorno ao ambiente. Quanto aos níveis de informações da população e grau de satisfação quanto à prestação do serviço, notadamente está bastante elevado, mas ainda a divulgação, ainda mais em fase de expansão da área de abrangência do projeto, demonstra que a sua constante manutenção é algo muito importante, devendo a pesquisa ser realizada com maior periodicidade, para permitir corrigir qualquer evidência de dificuldade de informação na população. Fato este reforçado, pois na rotina anterior, onde o próprio catador realizava a coleta e aproveitava para fazer a divulgação, com a terceirização da coleta, esta atividade não ocorrerá mais, tendo que ser compensada. De maneira geral, os gestores ou líderes de um programa devem buscar a sua melhoria contínua. Para que se consiga alcançar esta melhoria, um primeiro passo é medir, ou seja, coletar dados e analisá-los criticamente, permitindo uma análise quantitativa da situação, e isto pode ser feito através de indicadores. Depois, de posse destes dados e com indicadores estabelecidos, metas podem ser traçadas. Então, ações são planejadas e executadas para se atingir estas metas. Desta forma, a utilização de indicadores e metas se torna uma importante ferramenta, tanto para o controle, quanto para o replanejamento dos mais diversos programas, incluindo os programas de coleta seletiva. Focando no caso estudado, utilizando os resultados obtidos no indicador econômico, por exemplo, foi possível em um primeiro momento saber que os custos do programa seguiam uma tendência de aumento, de posse dessa informação os gestores devem procurar maneiras de reduzir os custos do programa. Ao aplicar as soluções propostas poderão também avaliar o seu impacto no programa através da análise dos resultados do indicador nos meses seguintes. Para que a utilização desses indicadores, de suas adaptações, ou ainda, de outros que venham a ser criados, seja aproveitada ao máximo e possa contribuir para reais melhorias nos programas de coleta seletiva, é necessário que os dados sejam coletados continuamente, mantenham a padronização na forma de coleta e cálculo e sejam dispostos aos gestores em tempo hábil.

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Quanto à discussão e geração de indicadores para resíduos sólidos no Brasil, é interessante notar, que nas pesquisas desenvolvidas mais recentemente em todo o país (Grimberg, 2007; Polaz 2009; Bringhenti, 2003 e 2009; e Bensen, 2006) não trabalham o SNIS e nem a PNSB como elementos geradores de dados, pois que ambas apresentam dados genéricos e não dirigidos aos gestores municipais, apesar de que até possam trabalhar alguns indicadores em comum. Referências bibliográficas Besen, G. R. (2006) Programas Municipais de Coleta Seletiva em Parceria com Organizações de Catadores na Região

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