quinto minisimposium internacional sobre remoción de...

MEMORIAS/PROCEEDINGS

Quinto Minisimposium Internacional sobre Remoción de Contaminantes de Aguas, Atmósfera y Suelos

Fifh International Minisymposium on Removal of Contaminants from Wastewaters, Atmosphere, and

Soils

CIUDAD DE MÉXICO/MEXICO CITY

Noviembre 5-8, 2008/November 5-8, 2008

Universidad de Recursos Naturales y Ciencias Aplicadas, Viena, Departamento

de Agua, Atmósfera y Ambiente

Universidad Veracruzana, Instituto de Ciencias Básicas

Universidad de Guanajuato, Facultad de Química

Universidad Juárez Autónoma de Tabasco, División Académica de

Ciencias Biológicas

Universidad Michoacana de San Nicolás de

Hidalgo, Facultad de Ingeniería Química

Benemérita Universidad Autónoma de

Puebla, DAGAM

Universidad Nacional

Autónoma de México

UNAM, Facultad de Química, Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de

Química Ambiental

Red Nacional de Investigadores en

Ciencias Ambientales

QUINTO MINISIMPOSIUM INTERNACIONAL FIFTH INTERNATIONAL MINISYMPOSIUM ON SOBRE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES DE REMOVAL OF CONTAMINANTS FROM AGUAS, ATMÓSFERA Y SUELOS WASTEWATERS, ATMOSPHERE, AND SOILS

Ciudad de México / Mexico City Nov. 5-8, 2008

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QUINTO MINISIMPOSUM INTERNACIONAL SOBRE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES DE AGUAS, ATMÓSFERA Y SUELOS FIFTH INTERNATIONAL MINISYMPOSIUM ON REMOVAL OF CONTAMINANTS FROM WASTEWATERS, ATMOSPHERE, AND SOILS ISBN 970-32-4112-3 UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO NATIONAL AUTONOMOUS UNIVERSITY OF MEXICO Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental (Anterior Programa de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental) Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry (Former Program for Environmental Chemical Engineering and Chemistry) Facultad de Química / Faculty of Chemistry 04510 México D.F. Responsable de la edición / Editorial Resposible Mrs. Prof. Dr.-Ing. / Profa. Dra. en Ing. María del Carmen Durán-de-Bazúa Editoras / Editors Prof. Dr.-Ing. María del Carmen Durán-de-Bazúa M. en A. I. QFB Landy Irene Ramírez-Burgos Comité de apoyo / Supporting Committee M.en C., Q.A. Rolando Salvador García-Gómez Prof. Dr. Alfonso Durán-Moreno Dra. Marisela Bernal-González La presentación y contenido de los trabajos publicados son responsabilidad de los autores / Presentation and contents of presented papers are the sole resposibility of authors



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CONTENIDO / CONTENTS Autoridades / Authorities 4 Comité organizador / Organizing Committee 5 Comité de apoyo / Support Committee 6 Agradecimientos / Acknowledgements 7 Presentación / Presentation 8 Presidium de la Ceremonia de Inauguración / Opening Ceremony Presidium 11 Programa de las Mesas Redondas / Round Tables Program 12 Resúmenes de las presentaciones / Presentations Abstracts 23 Índice de autores / Authors index 239



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Autoridades/Authorities

Universidad Nacional Autónoma de México National Autonomous University of Mexico

Dr. José Narro Robles Rector

Facultad de Estudios Superiores Cuautitlán Faculty of Higher Studies Cuautitlán

Dra. Suemi Rodríguez-Romo Directora Director

Facultad de Química Faculty of Chemistry

Dr. Eduardo Bárzana-García Director

Universidad de Guanajuato, Facultad de Química University of Guanajuato, Faculty of Chemistry

Dr. J. Jesús García Soto Director

Red Nacional de Investigadores en Ciencias Ambientales National Network of Environmental Sciences Researchers

M.C. Beatriz Espinosa Aquino Representante de la RN de ICA en el Estado de Puebla Representative in Puebla State of the NR of ECR

Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo Michoacán University of San Nicolás de Hidalgo

M. en Admón. Delia Moreno-Juárez Directora de la Facultad de Ingeniería Química de la UMSNH Director of the Faculty of Chemical Engineering, UMSNH

Universidad de Agricultura, Recursos Forestales, Recursos Naturales Renovables de Viena Universität Bodenkultur Wien

Exmo. Sr. Dr. Werner Druml Embajador de Austria en México Ambassador of Austria in Mexico

Universidad Juárez Autónoma de Tabasco Juárez Autonomous University of Tabasco

Dr. Wilfrido Miguel Contreras Sánchez Director, División Académica de Ciencias Biológicas Academic Division of Biologoical Sciences

Universidad Veracruzana Veracruzan University

Dr. César Ignacio Beristáin-Guevara Director, Instituto de Ciencias Básicas Región Xalapa Institute of Basic Sciences, Xalapa Region

Benemérita Universidad Autónoma de Puebla Benemeritous Autonomous University of Puebla

Mtro. Enrique Agüera Ibáñez Rector

Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry

Profa. Dra. en Ing. María-del-Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa Responsable Responsible person



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Comité Organizador / Organizing Committee Universidad de Guanajuato Facultad de Química University of Guanajuato Faculty of Chemistry

Dra. Irene Cano Profesora Profesor

Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, Facultad de Ingeniería Química Michoacán University of San Nicolás de Hidalgo, Faculty of Chemical Engineering

Dr. J. Ricardo Rangel-Segura Jefe de la División de Estudios de Posgrado, Head of the Graduate Division

Universidad de Agricultura, Recursos Forestales, Recursos Naturales Renovables de Viena Universität Bodenkultur Wien

Dr. Raimund Haberl Profesor Professor

Universidad Veracruzana Veracruzan University

Dr. Julio Alberto Solís-Fuentes Profesor Professor

Benemérita Universidad Autónoma de Puebla Benemerituous Autonomous University of Puebla

M. en C. Beatriz Espinosa-Aquino Profesora Professor

Facultad de Estudios Superiores Cuautitlán, UNAM Faculty of Higher Studies Cuautitlán of the National Autonomous University of Mexico

M. en C. Laura Bertha Reyes-SánchezProfesora Professor

Centro de Ciencias de la Atmósfera, UNAM Center for Atmospheric Sciences, UNAM

Dr. Telma G. Castro-Romero Profesora-Investigadora Profesor-Researcher

Instituto Tecnológico y de Estudios Superiores Monterrey Monterrey Technological Institute of Higher Studies

Dipl.-Ing. Isabel Kreiner Profesora Professor

Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry

Profa. Dra. en Ing. María-del-Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa M. en A.I. Landy Irene Ramírez-Burgos Sra. Irene Guadalupe González-Palacios Secretariado Secretariat



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Comité de apoyo / Support Committee Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química AmbientalLaboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry

M. en C. Rolando Salvador García-Gómez M. en C. Marisela Bernal-González Dr. Alfonso Durán-Moreno Cand. Dra. María del Refugio González-Sandoval Sr. Benjamín Ramírez-Castillo Sra. Otilia Cruz-Marín IQ Vianey Ruiz-López Cand. Dra. Amalia Panizza-de-León

Facultad de Química, UNAM Ing. Carlos Galdeano-Bienzobas Sr. Filiberto Chávez-Vargas C.P. Antonio Montes-Morán Sr. Gerardo Martínez-Hernández Sr. Carlos Gil-López

Programa de Maestría y Doctorado en Ciencias Químicas, UNAM

Profa. Dra. Josefina de Gyves QFB Josefina Tenopala Sra. Leticia Rosas-Esquivel Sra. Rosa María Viñas-Solano



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Agradecimientos / Acknowledgements El Comité Organizador agradece a la Q. María Luisa Arias, Secretaria Técnica de Intercambio Académico para Facultades y Escuelas de la Secretaría General de la UNAM por su decidido apoyo. Gracias a su asistencia académica las actividades de intercambio del Mini-Simposium y del curso internacional fueron posibles, tanto para nuestros visitantes nacionales como extranjeros

The Organizing Committee acknowledges Mrs. Dipl.-Chem. María Luisa Arias, Technical Secretary Academic of the UNAM Exchange Office for Faculties and Schools, for her valuable support. Thanks to her academic assistance the exchange activities for the Symposium and the international course were possible both for our national and foreign participants

Asimismo, el Comité Organizador agradece a la Facultad de Química de la UNAM su valioso apoyo logístico para la realización de los eventos pre-Simposium y el Simposium, en especial al Sr. Don Filiberto Chávez, quien siempre entusiasta, nos apoyó en todas las tareas asociadas con el envío de correspondencia, en la transportación de los conferencistas, etc.

The Organizing Committee acknowledges the valuable support of the UNAM Faculty of Chemistry personnel. They made possible all the logistics of the academic events. We wish particularly acknowledge Mr. Filiberto Chávez, who with his usual enthusiasm supported all the tasks associated with correspondence, conferencists transportation, etc.

Los Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental agradecen a la Semarnat, a PEMEX, al IMP, a la CNA, a la Cámara Nacional de las Industrias Azucarera y Alcoholera, a Universidades y otras entidades nacionales y del extranjero de educación, gubernamental y de servicio que con su apoyo hicieron posible la creación y operación exitosa del Programa antecedente de los Laboratorios, así como la realización de este evento y de todos los eventos académicos organizados a lo largo de estos casi 20 años de labor académica ininterrumpida y que han permitido enriquecer la formación de numerosas generaciones de profesionales en la protección del ambiente

The Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry acknowledges the Semarnat, Pemex, IMP, CNA, the National Chamber of the Sugarcane and Ethanol Industries, the Mexican and foreign Universities and other education, governmental, and services entities that with their support made possible the creation and successful operation of the Program, precursor of the Laboratories, as well as the realization of this event and from all the previous events organized during these almost 20 years of continuous academic work that have allowed the formation and enrichment of numerous professionals dedicated to environmental protection

El Comité Organizador del Minisimposium

The Mini-Symposium Organizing Committee



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PRESENTACIÓN / PRESENTATION Ésta es la quinta ocasión que los investigadores mexicanos que, desde 1989, forman parte del Programa de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental de la Facultad de Química de la UNAM, en México, cancelado en 2007, y que ahora se encuentran en los Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental de la Facultad de Química de la UNAM, llevan a cabo este Minisimposium, cuyo objetivo es el de intercambiar ideas y avances de la química ambiental y de las aplicaciones de la ingeniería química ambiental en todos los ámbitos donde se tiene impacto de los contaminantes generados por el hombre en la biosfera (aire, agua, suelo y seres vivos)

This is the fifth time that Mexican researchers, who since 1989 have belonged to the Program for Environmental Chemical Engineering and Chemistry of the UNAM Faculty (School) of Chemistry, in Mexico, cancelled in 2007, and that now are located in the Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry of the UNAM Faculty (School) of Chemistry, have organized this Minisymposium with the objective of exchanging ideas and scientific and technological advances in both environmental chemistry and environmental chemical engineering in all the aspects that impact man and the biosphere (air, water, soil, and living organisms)

El primero se realizó el 23 de junio de 1993 y reunió a los investigadores del Instituto de Ingeniería de la UNAM y a aquéllos que participaban en el PIQAyQA, invitando a personalidades de algunos países extranjeros a impartir conferencias magistrales. En el segundo, realizado el 17 de noviembre de 1995, se tuvo una participación más amplia, que incluyó a investigadores de todo el mundo

The first one was carried out in June 1993 and gathered researchers from the UNAM Institute of Engineering and those that were part of the PECEC, inviting personalities from some foreign countries to give magistral conferences. In the second one, carried out in November 1995, there was a wider participation, including researchers from all over the world

En la tercera versión del Mini-Simposium, se tomó la división en cuatro mesas de los Seminarios que ha organizado el personal del PIQAyQA antes de su creación oficial (desde 1985), una dirigida a los avances recientes de la química atmosférica en las megaciudades, especialmente, la de México en el marco del Programa MILAGRO; la segunda relacionada al estudio de la química del agua y sus aplicaciones para conservar este valioso recurso a través de su tratamiento; la tercera, dirigida a hacia el estudio de la contaminación de los suelos, principalmente por derivados de

In the third version, the scheme of four Round Tables taken from the Seminars organized by PECEC personnel even before the official creation (since 1985), was retaken. One was directed towards the recent advances on atmospheric chemistry in megacities, such as Mexico City within the frame of the MILAGRO Program; the second one was related to water chemistry and its applications to preserve this valuable resource through its treatment, and further reuse; the third one deals with the study of soil pollution, mainly by compounds derived from the chemical and



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la industria química y petrolera con énfasis en los sistemas de remediación y la cuarta, dedicada a la estabilización de sustancias y residuos peligrosos, con énfasis en el reaprovechamiento de los materiales valiosos presentes en ellos

petroleum industries, emphasizing the use of remediation systems; and the fourth one was dedicated to the stabilization of hazardous substances and residues, with emphasis on the recycling of valuable materials present in them

La cuarta versión del Mini-Simposium estuvo dirigida a enriquecer la formación de los profesionales interesados en la problemática ambiental, así como a fortalecer la interacción entre investigadores y académicos de entidades gubernamentales, de educación superior públicas y privadas y colegas del sector productivo, quienes tuvieron la oportunidad de interrelacionarse con sus colegas de México y el extranjero y de estrechar vínculos académicos y profesionales

The fourth version of the Mini-Symposium was directed to enrich the formation of the professionals interested in the environmental problems, as well as to strengthen the interaction among researchers and academic staff from governmental, higher education, and research entities, public and private ones, and colleagues from the productive sector, who had the opportunity to interact with their colleagues in Mexico and abroad and to establish academic or professional links

Ahora, la nueva visión del Mini-Simposium está dirigida a consolidar el trabajo académico de casi 20 años de este grupo de investigadores, estudiantes, académicos, profesionales y miembros de la sociedad civil interesados en la problemática ambiental, incluyendo a la energía como un factor de riesgo y también de beneficio para el ambiente reafirmando la interacción entre investigadores y académicos de entidades gubernamentales, de educación superior públicas y privadas y del sector productivo, a través de la recientemente creada RED NACIONAL DE INVESTIGADORES EN CIENCIAS AMBIENTALES, teniendo la oportunidad de interrelacionarse con colegas de otros países estrechando las relaciones académicas y profesionales. Las contribuciones para las mesas redondas están presentadas en estas memorias, ya sea en forma de resúmenes “in extenso” o de resúmenes cortos y algunas se presentan de manera bilingüe, español-inglés, o en uno de los dos idiomas, dependiendo de los autores

Now, the new vision of the Mini-Symposium is directed to consolidate the academic tasks of almost 20 years of these researchers, students, academic staff, professionals, and members of the civil society interested in the environmental problems, including energy as a risk factor but also as a beneficial factor for the environment reassessing the interaction among researchers and academic staff from governmental, higher education, and research entities, public and private ones, and colleagues from the productive sector, through the recently created NATIONAL NETWORK OF RESEARCHERS IN ENVIRONMENTAL SCIENCES, having the opportunity to interact with their colleagues from abroad strengthening academic and professional links. The contributions for the round tables are presented in these proceedings either in the form of “in extenso” abstracts or in short abstracts, and some of them are presented in a bilingual form (Spanish-English), or only in one of them, depending upon the authors

Finalmente, manteniendo la misión del Programa de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental y que ahora la de los Laboratorios, que busca hermanar las tareas

Finally, maintaining the mission of the Program for Environmental Chemical Engineering and Chemistry, and now the one for the Laboratories, that is to keep fraternal



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de colegas en todos los confines de nuestra nave espacial, el Planeta Tierra, para buscar una mejor calidad de vida para todos los que la habitamos, esperamos que su asistencia y participación a este Quinto Minisimposium les haya permitido estrechar vínculos con colegas y restableciendo o creando amistades académicas valiosas y, al mismo tiempo, ver cristalizados sus esfuerzos en pro de nuestro ambiente

links among the colleagues in all countries of our special ship, the Planet Earth, to look for better quality life for all creatures living in it, and we hope that your attendance and participation in this Fifth Mini-Symposium permitted all of you to strengthen your relationships either with former colleagues or creating new academic friendships, and at the same time, looking for better environmental conditions

Ciudad de México / Mexico City, Noviembre / November, 2008

Profa. Dra. en Ing. Carmen Durán-de-Bazúa

M. en A.I. Landy Irene Ramírez-Burgos

Secretariado del Quinto Minisimposium Internacional / Secretariat, Fifth International Minisimposium



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PROGRAMA / PROGRAM

MIÉRCOLES 05/11/08 WEDNESDAY 05/11/08 18:00-19:00 Registro de participantes 19:00-19:45 Ceremonia de Inauguración en el Auditorio E de la Facultad de Química (Ciudad Universitaria, México, D.F.) 19:45-21:00 Refrigerio de bienvenida

18:00-19:00 Participants Registration 19:00-19:45 Opening Ceremony at the Auditorium "E", Faculty of Chemistry, University City, Mexico City. 19:45 -21:00 Welcome refreshments

PRESIDIUM DE LA CEREMONIA DE INAUGURACIÓN

OPENING CEREMONY PRESIDIUM Prof. Dr. Jorge Raúl Cerna-Cortez, Secretario de Investigación y Estudios de Posgrado de la Facultad de Ciencias Químicas, en representación del Rector de la Benemérita Universidad Autónoma de Puebla / Secretary of Research and Graduate Studies of the Faculty of Chemical Sciences, in representation of the Rector of the Benemeritous Autonomous University of Puebla Mrs. Prof. Dr. / Dra. Irene Cano-Rodríguez, en representación del Rector de la Universidad de Guanajuato / in representation of the Rector of the University of Guanajuato Mrs. M.S. / M. en C. Beatriz Espinosa-Aquino, Representante de la Red Nacional de Investigadores en Ciencias Ambientales / in representation of the National Network of Researchers in Environmental Sciences Prof. M.E.S. Wencio Magaña-Magaña, en representación del rector de la Universidad Juárez Autónoma de Tabasco / in representation of the Rector of the Juárez Autonomous University of Tabasco Prof. Dr. J. Ricardo Rangel-Segura, Jefe de la División de Estudios de Posgrado de la Facultad de Ingeniería Química, en representación de la Rectora de la Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo / Head of the Graduate División of the Faculty of Chemical Engineering, in representation of the Rector of the Michoacán University of San Nicolás de Hidalgo Mrs. Prof. M.S. Laura Bertha Reyes-Sánchez, en representación de la Directora de la Facultad de Estudios Superiores Cuautitlán de la UNAM / in representation of the Director of the Faculty of Higher Studies Cuautitlán, National Autonomous University of Mexico Mrs. Prof. Dr.-Ing. / Dra. Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa, Responsable de los Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química, UNAM / Responsible Person of the Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry, Faculty of Chemistry, National Autonomous University of Mexico



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PROGRAMA / PROGRAM

MIÉRCOLES / WEDNESDAY 05/11/08 19:00 Introductory words / Palabras de bienvenida. Mrs. Prof. Dr.-Ing. / Dra. Carmen Durán-

Domínguez-de-Bazúa, Responsable de los Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química, UNAM / Responsible Person of the Laboratories for Environmental Chemical Engineering and Chemistry, Faculty of Chemistry, National Autonomous University of Mexico

19:10 National Network challenges / Retos para la Red Nacional. Mrs. M.S. / M. en C. Beatriz

Espinosa-Aquino, Representante de la Red Nacional de Investigadores en Ciencias Ambientales / in representation of the National Network of Researchers in Environmental Sciences

19:20 Importance of the Educational Environmental Programs / Importancia de los Programas

Educativos Ambientales. Prof. M.E.S. Wencio Magaña-Magaña, en representación del rector de la Universidad Juárez Autónoma de Tabasco / in representation of the Rector of the Juárez Autonomous University of Tabasco

19:30 Chemical engineering and the environment / La ingeniería química en el ambiente. Prof. Dr.

J. Ricardo Rangel-Segura, Jefe de la División de Estudios de Posgrado de la Facultad de Ingeniería Química, en representación de la Rectora de la Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo / Head of the Graduate División of the Faculty of Chemical Engineering, in representation of the Rector of the Michoacán University of San Nicolás de Hidalgo

19:40 Chemical sciences and environment / Las ciencias químicas y el ambiente. Prof. Dr. Jorge

Raúl Cerna-Cortez, Secretario de Investigación y Estudios de Posgrado de la Facultad de Ciencias Químicas de la Benemérita Universidad Autónoma de Puebla / Secretary of Research and Graduate Studies of the Faculty of Chemical Sciences of the Benemeritous Autonomous University of Puebla

19:50 Declaratoria inaugural del Minisimposium / Official opening of the Minisymposium. Mrs.

Prof. M.S. Laura Bertha Reyes-Sánchez, en representación de las autoridades de la UNAM / in representation of the National Autonomous University of Mexico authorities

20:00 Tour to the ECEC Laboratories / Visita a los Laboratorios de IQAyQA Refreshments / Refrigerios



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JUEVES / THURSDAY 06/11/08 ATMÓSFERA / ATMOSPHERE Moderadora / Chairwoman: Mrs. Prof. Dr. / Profa. Dra. María Amparo Martínez-Arroyo (CCA-UNAM) 8:00-9:00 Registro de participantes / Participants registration 9:00-9:30 Aron D. Jazcilevich. AT-101. Calidad del Aire en el Valle de México:

Meteorología, emisiones y fotoquímica / Air Quality in the Valley of Mexico: Meteorology, emissions and photochemistry

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9:30-10:00 Dara Salcedo. AT-103. Plomo y otros metales en aerosoles atmosféricos de la Ciudad de México / Lead and other metals in the Mexico City’s atmospheric aerosols

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10:00-10:30 Sandra I. Ramírez, Telma Castro, Nancy Calzada D. AT-102. Identificación de compuestos orgánicos por termodesorción-cromatografía de gases-espectrometría de masas en aerosoles colectados en T1 (Tecamac, Edo. de México) durante la campaña MILAGRO / Identification of organic compounds by thermodesorption - gas chromatography-mass spectrometry in aerosols collected at T1 (Tecamac, Edo. México) during the MILAGRO campaign

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10:30-11:00 Arturo Campos-Ramos, Antonio Aragón-Piña, Xavier Querol, Andrés Alastuey. AT-104. Impacto en la calidad del aire por la actividad minera: caracterización fisicoquímica de partículas suspendidas [PM10] en el distrito minero Santa María de la Paz, San Luís Potosí, México / Impact on air quality due to mining activity: physicochemical characterization of suspended particles [PM10] at the mining district Santa Maria de la Paz, San Luis Potosi, Mexico

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11:00-11:15 Receso para café / Coffee break 11:15-11:45 Francisco Estrada, Carlos Gay, Cecilia Conde, Benjamín Martínez. AT-

105. Cambio climático en México / Climate change in Mexico

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11:45-13:00 Conclusiones de la mesa redonda de expertos / Experts round table conclusions

13:00-14:00 Receso para la comida / Lunch break



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ENERGÍA Y AMBIENTE / ENERGY AND THE ENVIRONMENT Moderadora / Chairwoman: Mrs. Prof. M.S. / Profa. M. en C. Beatriz Espinosa-Aquino (DAGAM-BUAP) 14:00-14:30 Enrique R. Bazúa-Rueda. E-101. El binomio energía ambiente / The

energy-environment binomial

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14:30-15:00 José Guillermo Pérez-Luna. E-102. Generador termoeléctrico

empleando energía solar concentrada / Thermoelectrical generator using concentrated solar energy

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15:00-15:30 Leonardo Tenorio-Fernández, Angélica Rodríguez-Pozos, Ruth Pedroza-

Islas, Martha Gabriela Gaxiola-Cortés Carlos Rosas-Vázquez, Pedro Gallardo-Espinosa, Carmen Durán-de-Bazúa. E-103. Ahorro de energía mediante la extrusión de un alimento balanceado a partir de harina proveniente del pez diablo (Plecostomus punctatus) / Energy savings using extrusion for feedlots production from Plecostomus punctatus (devil fish) meals

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15:30-16:00 Rolando S. García-Gómez, Carmen Durán-de-Bazúa. E-104. Uso eficiente

de la energía para la obtención de pigmentos carotenoides a partir de desechos de la industria camaronera / Efficient energy use for carotenoid pigments extraction from shrimp industry wastes

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16:00-16:15 Conclusiones de la mesa redonda de expertos / Experts round table

conclusions 16:15-16:30 Receso para café/ Coffee break



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SUELO Y AGUAS SUBTERRÁNEAS/ SOIL AND GROUND WATER Moderadora / Chairwoman: Mrs. Prof. M.S. / Profa. M. en C. Laura Bertha Reyes-Sánchez (FESC-UNAM) 16:30-16:45 Laura Bertha Reyes-Sánchez. Presentación / Presentation 16:45-17:30 Ma. Teresa Alarcón-Herrera. Biogeoquímica de los elementos traza /

Biogeochemistry of trace elements

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17:30-18:30 Mesa Redonda de Expertos: Discusión sobre la situación actual de los

suelos de México / Experts round table: Discussion on the present situation of Mexican soils

Ma. Teresa Alarcón-Herrera. S-101. Biogeoquímica de los elementos traza, importancia e impacto ambiental / Trace elements biogeochemistry, importance and environmental impact

80

Adalberto Benavides-Mendoza, Homero Ramírez, Valentín Robledo-Torres, Alberto Sandoval-Rangel. S-102. Uso y transformación de lodos industriales textiles y aguas congénitas en zonas áridas y semiáridas de México / Use and transformation of industrial textil sludges and water in desertic and semidesertic areas of Mexico

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Guillermo Carrillo-Castañedaa, Juana Juárez-Muñozb, D. Tijerina-Castroa. S-103. Método para aislar microorganismos del género Pseudomonas de alta capacidad de producción de sideróforos en presencia de cobre en el medio / Method for isolating microorganisms of the Pseudomonas genus with a high capacity to produce siderophores when copper is present

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18:30-18:45 Receso para café/ Coffee break

18:45-19:30 Conclusiones de la Mesa Redonda de Expertos / Experts Round Table

conclusions



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VIERNES / FRIDAY 07/11/08 AGUA Y AGUAS RESIDUALES / WATER AND WASTEWATERS Moderadora / Chairwoman: Mrs. Prof. Dipl.-Ing. / Profa. Dipl.-Ing. Isabel Kreiner (ITESM-Estado de México) 8:00-8:30 Registro de participantes / Participants registration 8:30-9:30 Presentación de carteles de todas las áreas / Posters presentation of all

subjects AT-106 Sandra Leticia García-Arreola1, Alejandro Rodríguez-Valdés2, Miguel

González-Santaló3, Antonio Diego-Marín3, Carmen Durán-de-Bazúa1. Reducción de la concentración de SO3 en efluentes gaseosos de plantas termoeléctricas usando Mg(OH)2 / SO3 Concentration reduction in power plants gas effluents using Mg(OH)2. 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química, 2Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, 3Instituto de Investigaciones Eléctricas

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AT-107 Henry Wöhrnschimmel1, Claudia Márquez1, Vinicio Macías2, Felipe Angeles1, Alfredo Avila3, Salvador Blanco1, Ernesto Caetano4, Guillermo Galindo5, Ignacio Galindo6, Gerardo Gold7, Eduardo Herrera8, Carlos Cario9, Carlos Welsh9, Teresa Ortuño1, Alberto Tellez1, Beatriz Cárdenas1. Diseño y operación de la red mexicana de monitoreo de dioxinas y furanos en aire ambiente / Design and operation of the Mexican monitoring net of dioxines and furanes in air. 1Instituto Nacional de Ecología, 2Universidad Autónoma de Baja California, 3Universidad Autónoma de San Luís Potosí, 4Centro de Ciencias de la Atmósfera, UNAM, 5Universidad Autónoma de Sinaloa, 6Universidad de Colima, 7Centro de Investigación y de Estudios Avanzados, Mérida, 8Centro de Investigación en Materiales Avanzados, Chihuahua, 9Universidad Veracruzana

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E-105 Idalmis Acosta-Pérez, María Sotolongo-Sánchez, Sandra Mejías-Herrera. Tutela jurisdiccional ante el compromiso empresarial por un medio ambiente laboral acústicamente sostenible y un desempeño eficiente del capital humano / Normativiy concerning enterpreneurial responsibility for a working environment with sustainable acoustic levels and an efficient human development. Universidad Central de Las Villas, Cuba

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E-106 Ilya Espitia-Cabreraa, H. D. Orozco-Hernándezb, M. E. Contreras-Garcíab. P. Bartolo-Pérezc. Caracterización de nanoestructuras en películas de circonio estabilizada mono y multi capa usando xps, xrd y afm / Nanostructure characterization in single and multi layer yttria stabilized zirconia films using xps, xrd and afm I. aFacultad de Ingeniería Química, bInstituto de Investigaciones Metalúrgicas, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, Morelia, Michoacán, cDepartamento de Física Aplicada, Centro de Investigaciones y Estudios Avanzados, Instituto Politécnico Nacional

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E-107 Amri Bello-Cabrera, José Alberto Cruz-Juárez, José Carlos Álvarez-Ignacio, Iván René Rincón-Acelas, Carmen Durán-de-Bazúa. Estabilización de tres reactores anaerobios termofílicos que transforman residuos carbonosos en metano / Stabilization of three anaerobic thermophilic reactors that convert organic pollutants into methane. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

75

S-103 Yameli Aguilar,1,2 Francisco Bautista1,2. Los suelos de zonas de karst como reactores para el tratamiento del agua residual de alta carga orgánica / The soils of the karst zone as reactors for the treatment of high organic load wastewaters. 1Departamento de Ecología, Campus de Ciencias Biológicas y Agropecuarias, Universidad Autónoma de Yucatán, Mérida, Yucatán. 2 Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental, Universidad Nacional Autónoma de México

86

S-104 Zarhelia Carlo-Rojasa, W.Y. Leeab. Evaluación de contaminación de los suelos en áreas fronterizas usando biomarcadores y nuevas técnicas analíticas / Evaluation of soil pollutants in borderline areas using biotargets and new analytical technics. aEnvironmental Sciences and Engineering Program, University of Texas at El Paso, Texas, bChemistry Department, University of Texas at El Paso, Texas

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S-106 Laura Bertha Reyes-Sánchez, René Miranda-Ruvalcaba, Gabriel Arroyo. Repercusión de la variación de las propiedades químicas de un vertisol pélico sobre su productividad / Repercusions on the chemicals properties variation for a pelic vertisol on its productivity. Departamentos de Ingeniería Agrícola y Química. Facultad de Estudios Profesionales Cuautitlán. Universidad Nacional Autónoma de México

100

AG-106 Irina Salgado, Armando Martínez, María Elena Carballo, Mario Cruz, Aurelio Boza, Odalys Collazo, Manuel Álvarez. Evaluación de la potencialidad de una cepa bacteriana para la eliminación de zinc y cadmio de soluciones acuosas / Evaluation of a bacterial strain potentiality for zinc and cadmium elimination of watery solutions. Grupo de Tratamiento de Aguas. Facultad de Biología. Universidad de La Habana, Cuba

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AG-107 Laura Rocío Espinosa-Cervantes1, Julio Alberto Solís-Fuentes2, Landy

Irene Ramírez-Burgos1, Carmen Durán-de-Bazúa1. Problemas de contaminación en el proceso de la caña de azúcar. Parte 2: Comparación de métodos de clarificación de jugos de caña a nivel de laboratorio / Sugarcane processing pollution problems. Parte 2: Comparison of clarification for sugarcane juice at laboratory level. 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México. 2Instituto de Ciencias Básicas, Universidad Veracruzana. Región Xalapa, Xalapa, Veracruz, México

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AG-108 Juan Luis Ríos-Vázquez, José Alberto Guido-Martínez, María del Refugio González-Sandoval, Luis Ojeda-Berra, Salvador Alejandro Sánchez-Tovar, Carmen Durán-de-Bazúa. Arranque de un reactor tipo RALLFA para el tratamiento del agua de un efluente de la industria minera / Start-up of an up-flow anaerobic sludge blanket reactor (UASB ) for the treatment of wastewaters from a mining process. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

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SyRP-107 Amalia Panizza-de-León1*, Marisela Bernal1 ,Ciro Márquez1,2, Carmen Durán-de-Bazúa1. Evaluación de Coleus como acumuladora de aluminio / Evaluation of Coleus as aluminium sequestering organism. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. 2Departamento de Ingeniería Química Metalúrgica. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

201

SyRP-108 Amalia Panizza-de-León, Carmen Durán-de-Bazúa. Evaluación de los efectos fitotóxicos del aluminio / Evaluation of phytotoxic effects of Al. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

205

SyRP-109 Magaly Ramírez-Hernández, Mauricio Franco-Castillo, Rolando Salvador García-Gómez, Carmen Durán-de-Bazúa. Reaprovechamiento integral de residuos agroindustriales: Cáscara y pulpa de cacao / Agroindustrial residues recycling: Cacao shells and pulp reuse. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

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SyRP-110 Ana María Mendoza-Márquez, Óscar Arias-Torres, Ronny A. Flores-Ortega, Rolando Salvador García-Gómez, Carmen Durán-de-Bazúa. Substitución de polímeros sintéticos por quitinas naturales de residuos / Synthetic polymers substitution using natural chitin from residues. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

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SyRP-111 Frida H. Belmont Flores, Carmen Durán-de-Bazúa, Amalia Panizza-de-León, Ciro Márquez-Herrera. Aluminio en refrescos: El Al3+ en el desarrollo vegetal / Softdrinks and aluminium: Al3+ in plants development. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

223

9:30-10:00 Marisela Bernal. AG-101. Cinética de degradación de las triazinas / Kinetics of triazines degradation. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

106

10:00-10:30 Ilangovan Kuppusamy. AG-102. La nanotecnología y el ambiente / Nanotechnology and environment. Instituto Tecnológico y de Estudios Superiores de Monterrey, Estado de México / Carmen Durán-de-Bazúa. AG-102bis. Los edulcorantes artificiales como contaminantes del agua potable / artificial sweeteners as pollutants for drinking water. Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

114

10:30-10:45 Receso para café/ Coffee break 10:45-11:15 Patricia Miretzky, Carolina Muñoz-Torres, Alejandro Carrillo-Chávez.

AG-103. Uso de un biosorbente de bajo costo (Eleocharis acicularis) para la remoción de F- de aguas contaminadas / Use of a low cost biosorbent (Eleocharis acicularis) for removal of F- from wastewaters. Centro de Geociencias, Campus Juriquilla. Universidad Nacional Autónoma de México

117

11:15-11:45 Liliana Lizárraga-Mendiola, María del Refugio González-Sandoval, Carmen Durán-de-Bazúa. AG-104. Afectación a la calidad del agua superficial en una zona minera del Estado de México / Affectation to the water quality in a mining zone of the state of Mexico. Área Académica de Ingeniería Civil, Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo

121

11:45-12:15 Vianey Ruiz-López, María del Refugio González-Sandoval, Carmen Durán-de-Bazúa. AG-105. Remoción de metales mediante sistemas biológicos que simulan un humedal artificial / Metals renoval in a lab system simulating an artificial wetland Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

122

12:15:12:30 Conclusiones de la mesa redonda de expertos / Experts round table conclusions

12:30-13:30 Receso para la comida / Lunch break



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VIERNES / FRIDAY 07/11/08 SUSTANCIAS Y RESIDUOS PELIGROSOS / HAZARDOUS SUBSTANCES AND RESIDUES Moderadora / Chairwoman: Mrs. Prof. Dr. / Profa. Dra. Irene Cano-Rodríguez (Facultad de Química, Universidad de Guanajuato) 13:30-13:45 Irene Cano-Rodríguez. Presentación de la Mesa Redonda de Expertos

en Jales Mineros / Presentation of the Round Table of Experts in Mining Tailings

13:45-14:15 Beatriz E. Rubio-C., Irene Cano-Rodríguez, Guadalupe de la Rosa, Alberto

F. Aguilera-A. SyRP-101. Movilidad del As desde jales de minería hacia cuerpos superficiales de agua / Arsenic mobility from mining tailings towards surface water bodies. Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato

162

14:15-14:45 María del Refugio González-Sandoval1, Liliana Lizárraga-Mendiola, Luis A. Pacheco-Gutiérrez1, Ofelia Morton-Bermea2, José Antonio Barrera-Godínez3, Mikhail Ostrooumov-Fink4, Salvador Alejandro Sánchez-Tovar5, Carmen Durán-de-Bazúa1. SyRP-102. Cambios estacionales en la composición del agua de una presa de jales / Seasonal changes in the water composition of a mining tailings dam. 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química., 2Laboratorio de ICP-MS, Instituto de Geofísica, 3Departamento de Ingeniería Química Metalúrgica, Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México 4Instituto de Investigaciones Metalúrgicas, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, 5TICSA, México

168

14:45-15:15 Guadalupe De la Rosaa, O. Cano-Resendiza, B. Robinsonb G. Cruza, Irene Cano-Rodrígueza, R. Fuentesa. SyRP-103. Fito-remediación en jales mineros / Phytoremediation of mining tailings. a Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato

176

5:15-15:45 Guadalupe Delgado-G., Beatriz E. Rubio-C., Irene Cano-Rodríguez, Guadalupe de la Rosa, Alberto F. Aguilera-A. SyRP-104. Biolixiviación de metales de jales mineros / Metals bioleaching from mining tailings.

182



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Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato

15:45-16:00 Receso para café/ Coffee break 16:00-16:30 G. Martínez1, R. Rangel1, S. A. García-Flores1, F. Castillón-Barraza1,

Mikhail Ostrooumov2. SyRP-105. Eliminación de metales pesados de aguas municipales residuales mediante una arcilla modificada o activada / Heavy metals removal from wastewater by using activated or tailored clay. 1Departamento de Posgrado, Facultad de Ingeniería Química, 2Instituto de Investigaciones Metalúrgicas, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, Morelia, Michoacán

189

16:30-17:00 M. L. Ramírez, I. Cano-Rodríguez, A. F. Aguilera, J. Ramírez, G. Cruz, G. de la Rosa. SyRP-106. El uso de la biomasa de Agave tequilana Weber Azul para la eliminación de cromo(III) en soluciones acuosas / Use of biomass from chromium(III) adsorption capacity from aqueous solution by the biomass of Agave tequilana Weber Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato

194

17:00-18:00 Ramón Reverté, Rafael Muñoz, Carmen Durán-de-Bazúa. Ceremonia de Presentación del Libro “Introducción a la química ambiental” / Ceremony of the book “Introduction to environmental chemistry”

18:00-18:30 Ceremonia de Premiación de los cuatro mejores carteles del

Minisimposium / Award Ceremony for the four best posters SÁBADO / SATURDAY 08/11/08 EVENTOS CULTURALES / CULTURAL EVENTS Moderador / Chairman: M.S. / M. en C. Rolando Salvador García-Gómez (Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México) 18:00-20:00 Programa cultural en la Zona Cultural Universitaria: Teatro Juan Ruiz de

Alarcón: Eduardo II / Cultural Program in the University Cultural Zone: Theater Juan Ruiz de Alarcón: Edward II



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DOMINGO / SUNDAY 09/11/08 EVENTOS CULTURALES / CULTURAL EVENTS Moderador / Chairman: M.S. / M. en C. Rolando Salvador García-Gómez (Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México) 12:00-14:00 Programa cultural en la Zona Cultural Universitaria: Sala Nezahualcóyotl:

Orquesta Filarmónica de la Universidad Nacional Autónoma de México. Programa Núm. 5 / Cultural Program in the University Cultural Zone: Nezahualcóyotl Hall: Philarmonic Orchestra of the National Autonomous University of Mexico. Program No. 5



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In extenso abstracts

Resúmenes in extenso



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ATMOSPHERE

ATMÓSFERA



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AT-101 CALIDAD DEL AIRE EN EL VALLE DE MÉXICO: METEOROLOGÍA, EMISIONES Y FOTOQUÍMICA /

AIR QUALITY IN THE VALLEY OF MEXICO: METEOROLOGY, EMISSIONS AND PHOTOCHEMISTRY

Aron D. Jazcilevich

Centro de Ciencias de la Atmósfera Universidad Nacional Autónoma de México

Circuito Exterior de Cd. Universitaria, Coyocán, Mex. D.F. 04510

[email protected] Modelos de meteorología y calidad del aire juegan un papel central para entender el fenómeno de la contaminación atmosférica en el Valle de México, además de ser herramientas importantes en el control de la contaminación y procesos en la toma de decisiones. Se presentan algunas experiencias que se tienen al respecto en el Centro de Ciencias de la Atmósfera de la UNAM. Importantes fenómenos atmosféricos que se llevan a cabo en el Valle pueden ser estudiados usando un modelo de meteorología como el MM5:

• Transporte de contaminantes entre los valles que circundan el Valle de México.

• Formación de confluencias sobre la Ciudad de México, explicando la distribución de concentraciones superficiales

• Posibilidad de fumigación vertical sobre porciones del Valle

Aunque los modelos meteorológicos han jugado un papel muy importante en estudios a nivel regional, no fueron diseñados para ambientes urbanos. Para resolver este problema, en conjunto con el Instituto de Geografía y la Universidad de San José California, estamos implementando el modelo urban-MM5 para la Ciudad de México. En lo que respecta a modelos de calidad del aire, el modelo Multiscale Climate and Chemistry Model (MCCM), en colaboración con el IMK-IFU, ha sido de gran utilidad para nuestros estudios. Este incluye emisiones antropogénicas y naturales, que son de gran importancia y que contienen grandes incertidumbres. Para aminorar este problema, desarrollamos un sistema para estimar las emisiones vehiculares con gran resolución espacial y temporal. También, en colaboración con el Departamento de Agricultura de los EEUU, se conjuntan a MMCCM el modelo de erosión Wind Erosion Prediction System (WEPS) para obtener las emisiones de partículas naturales por acción del viento. Un a vez que se obtienen las emisiones y meteorología, el transporte y reacciones de contaminantes son estimadas, por lo que se pueden hacer estudios de caso debido a cambios de uso de suelo, introducción de nuevas tecnologías automotrices y nuevos combustibles para el transporte.



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AT-102 PLOMO Y OTROS METALES EN AEROSOLES

ATMOSFÉRICOS DE LA CIUDAD DE MÉXICO / LEAD AND OTHER METALS IN THE MEXICO CITY’S

ATMOSPHERIC AEROSOLS

Dara Salcedo Centro de Investigaciones Químicas, Universidad Autónoma del Estado de Morelos

Av. Universidad #1001 Col. Chamilpa, 62209 Cuernavaca, Morelos MEXICO

[email protected]

El plomo es un metal altamente tóxico, por lo que es considerado un contaminante criterio en la

atmósfera. Dicho metal se encuentra en las partículas atmosféricas debido a que los compuestos que

forma son generalmente sólidos a temperatura ambiente. La concentración de Pb en la Ciudad de

México disminuyó drásticamente a partir de los años 90 cuando se redujeron, y eventualmente se

eliminaron, los aditivos de plomo en la gasolina. Sin embargo, aún existen fuentes de emisión de

plomo a la atmósfera, las cuales son principalmente industriales. En este trabajo se presentarán

resultados de la medición de plomo y otros metales en PM1 durante la campaña MCMA-2006.

Además, se discutirá el uso de la medición de las relaciones isotópicas de Pb como un método para

caracterizar y cuantificar fuentes de partículas a la atmósfera.



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AT-103 IDENTIFICACIÓN DE COMPUESTOS ORGÁNICOS POR

TERMODESORCIÓN - CROMATOGRAFÍA DE GASES -ESPECTROMETRÍA DE MASAS EN AEROSOLES

COLECTADOS EN T1 (TECÁMAC, EDO. DE MÉXICO) DURANTE LA CAMPAÑA MILAGRO / IDENTIFICATION OF

ORGANIC COMPOUNDS BY THERMODESORPTION-GAS CHROMATOGRAPHY-MASS SPECTROMETRY IN AEROSOLS

COLLECTED AT T1 (TECAMAC, EDO. MÉXICO) DURING THE MILAGRO CAMPAIGN

Sandra I. Ramírez1, Telma Castro2, Nancy Calzada-D.1

1Centro de Investigaciones Químicas, Universidad Autónoma del Estado de Morelos. Av.

Universidad #1001 Col. Chamilpa, 62209 Cuernavaca, Morelos MEXICO

[email protected]

2Centro de Ciencias de la Atmósfera, Universidad Nacional Autónoma de México. Circuito Exterior S/N Ciudad Universitaria, Del. Coyoacán 04510 D. F. MÉXICO

[email protected]

Introduction More than half of the world population is now living in urban areas leading to the expansion of urban centers, especially in developing countries, with the consequent turning of cities into megacities: urban areas with population of over 10 million inhabitants. Many of these emerging urban areas experience uncontrolled sprawl and their increasing industrialization and motorization have resulted in a higher demand for energy, a greater use of fossil fuels, and more emission of pollutants into the atmosphere, all these being the cause of environmental problems [1]. Air pollution is one of the most important environmental challenges of this century, particularly in the developing world. The geographic redistribution of pollutants, the evolution of their chemical, physical, and optical properties, and the mechanisms for their eventual removal from the atmosphere are very complex and obviously important, yet only partly understood at the present time [2]. The MILAGRO (Megacity Initiative: Local And Global Research Observations) campaign was the first international, multiagency collaborative project conceptualized to evaluate the regional impacts of the Mexico City air pollution plume as a means of understanding urban impacts on the global climate imposed by a megacity. The campaign was sponsored by US and Mexican agencies and involved the participation of more than 150 institutions from Mexico, the United States and Europe and over 450 investigators and technicians from over 30 different nationalities [2]. The Mexico City Metropolitan Area (MCMA) was selected as the initial case study for MILAGRO campaign for several reasons: it is one of the world’s largest megacities and North America’s most populous city; it lies in an elevated basin at 2,240 m above sea level, surrounded on three sides by mountain ridges with a broad opening to the north and a narrower gap to the south-southwest; its urbanized area covers about 1,500 km2 with 20 million inhabitants occupying its metropolitan area; over 40,000



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industries and 4 million vehicles consume more than 40 million liters of fuel per day and produce thousands of tons of pollutants. The high altitude and mild climate facilitates ozone production all year and contributes to the formation of secondary particulate matter. Air pollution is generally worse in the winter, when rain is less common and thermal inversions are more frequent [3]. And above all, because of the need for more extensive experimental from field measurements to update and improve the MCMA emission inventory and the current knowledge of the chemistry, dispersion and transport processes of the pollutants emitted to the MCMA atmosphere. The MILAGRO campaign took place during March 2006 and its initial phase was devoted to conduct measurements of pollutants. The measurements included a wide range of instruments at ground sites, on aircraft, and satellites. Three supersites, spaced about 30 km apart to examine the pollutant plume evolution, were set up at the Instituto Mexicano del Petróleo (IMP, T0), Universidad Tecnológica de Tecamac in the State of México (T1), and Rancho La Bisnaga in the State of Hidalgo (T2). The designation T0, T1 and T2 refer to transport of the urban plume to different points in space and time. Additional platforms in or near Mexico City included mobile vans containing scientific laboratories and mobile and stationary upward looking lasers (LIDAR). Seven instrumented research aircraft participated in the campaign providing information about the atmosphere over a larger region, and at various altitudes. Satellite based instruments peered down into the atmosphere providing even larger geographical coverage [2]. Objective The chemical and physical characterization of gaseous and particulate pollutants exported from Mexico City was among the main scientific objectives of the MILAGRO campaign performed during March 2006. It was important not only to apply fully-tested techniques for the identification of the organic component of collected atmospheric aerosols, but also to find new methodologies or optimized ways to perform the identification of the organic compounds present in the particulate material collected. In this proposal, we were interested in identifying, using the coupled techniques of thermodesorption-gas chromatography-mass spectrometry, the organic fraction bounded to atmospheric particles collected at the supersite T1, located at the Universidad Tecnológica de Tecamac in the State of Mexico. Methodology Ambient air samples were collected between 1 and 31 March 2006 at the supersite T1. Atmospheric particles were collected on aluminum filters using a ten-stage MOUDI. Sampling time was of twelve hours. A total of 580 filters were collected. Each filter was cut into two equal parts, one half was used for a gravimetric analysis (not informed in this study) while the other half was used for the thermal desorption-gas chromatography-mass spectrometry analysis. Prior to the sampling and once the sampling was done, filters were stabilized using standard procedures. All the filters were stored in a freezer until they were analyzed. Prior to the chromatographic analysis, each one of halves devoted to the search of organic compounds was folded and individually inserted into a glass thermal desorption chamber (18 mm ID, 83 mm length). The air inside the chamber was eliminated with the aid of a rotatory pump until a pressure of ~2 x 10-2 mbar was reached. This action was performed to ensure that during the desorption process all the gas-phase compounds to be release were derived only from the particulate matter. The samples were desorbed for 60 minutes at 200°C. A stainless steel transfer line and a pneumatic automatic six-port valve were used to introduce the desorbed compounds into the chromatograph column after the desorption procedure was performed. Both the sampling valve and the transfer line were kept at 200°C. The chromatographic separation



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was based on a modified version of the TO-15 EPA method [4]. An HP-PLOTQ column (30 m, 0.32 mm, 20 µm) was used. UHP Helium (PRAXAIR, México) at a flow of 1.2 mL/min served as the mobile phase and a split ratio of 10:1 was used. The inlet temperature was 250°C. The temperature program was: initial temperature 150°C, hold for 3 min, 150-250°C at 10°C/min, hold 20 minutes. Ionization mode of the mass spectrometer was electron impact. The ion source and CG/MS interfase temperatures were 200°C, and 300°C respectively. The MS was run in the single ion monitoring (SIM) mode using the ratios mass to charge (m/z) of 40, 44, 57, 71 in the range from 10 to 300 amu. Compounds were identified based on their retention times, and carefully identifying their target and qualifier ions (NIST library, v.2002). Identified compounds were quantified using a calibration graph built with a certified gas-phase hydrocarbon mixture that contained all the isomers for C-2 to C-4 and two halogenated compounds. Results Among the organic compounds bounded to the atmospheric particles collected at T1 during the MILAGRO campaign we identified three saturated hydrocarbons, one aromatic hydrocarbon, four aldehydes, three ketones, and one halogenated hydrocarbon. A typical chromatogram is shown in Fig.1.

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000

9 10 11 12 13 14 15 16

Res

pons

e

Retention time (min)

But

ane

Chl

oro

met

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ne

Pro

pana

l

But

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Hex

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But

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l-2-p

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Pro

pano

ne2-m

ethy

lbut

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Met

hylb

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Figure 1. SIM chromatogram (m/z = 40, 44, 57, 71) of the eleven organic compounds identified by thermodesorption-gas chromatography-mass spectrometry in the particulate matter sampled at T1 (Universidad Tecnológica de Tecamac) during the MILAGRO campaign performed on March 2006.

We also estimated the mixing ratio of the identified compounds and their proportions against the inorganic content. Details of the analytical separations and full results will be presented at the conference. Conclusions A new methodology based on the coupled techniques of thermodesorption-gas chromatography-mass spectrometry to extract the organic fraction from particulate matter is presented. This new



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methodology minimizes sample manipulation and avoids solvent extraction steps. The methodology has probe to be a promising innovation in the analysis of the organic content of atmospheric aerosol. Among the identified compounds, there are species that can be associated with the use of carbon-based fuels, biomass burning, and other anthropogenic activities of inhabitants of the MCMA. Acknowledgments CONACyT Project 2004-01-116. Manufacture of the TDC: Mr. J. J. Hernández (CIQ, UAEM). Materials and manufacture of heating block: Ing A. Rodríguez (CCA-UNAM). Digital temperature control: Ing. J. A. Escalante (CCA-UNAM). References [1] Molina, M. J.; Molina, L. T. J. Air & Waste Manage. Assoc., 54 (2004) 644-680. [2] Molina, L. T.; Madronich, S.; Gaffney, J. S.; Singh, H. B. IGAC Newsletter, 38 (2008) 2-15. [3] Molina, L. T.; Molina, M. J. Air Quality in the Mexico Megacity: An Integrated Assessment; Kluwer Academic Publishers: Dordrecht, The Netherlands (2002). [4] EPA; EPA, USA: 1999.



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AT-104 IMPACTO EN LA CALIDAD DEL AIRE POR LA ACTIVIDAD

MINERA: CARACTERIZACIÓN FISICOQUIMICA DE PATICULAS SUSPENDIDAS [PM10] EN EL DISTRITO MINERO

SANTA MARÍA DE LA PAZ, SAN LUIS POTOSÍ, MÉXICO / IMPACT ON AIR QUALITY DUE TO MINING ACTIVITY:

PHYSICOCHEMICAL CHARACTERIZATION OF SUSPENDED PARTICLES [PM10] AT THE MINING DISTRICT SANTA MARIA DE

LA PAZ, SAN LUIS POTOSI, MEXICO

Arturo Campos-Ramosa, Antonio Aragón-Piñaa, Xavier Querolb, Andrés Alastueyb

a Instituto de Metalurgia, Universidad Autónoma de San Luis Potosí Avenida Sierra Leona # 550, Col. Lomas Segunda Sección. C.P. 78180. San Luis Potosí, México

b Instituto de Ciencias de la Tierra ‘‘Jaume Almera’’, CSIC, C/Lluis Solé i Sabarís s/n, 08028, Barcelona España.

[email protected]

Resumen El objetivo del presente trabajo fue evaluar y caracterizar los componentes del material particulado atmosférico (PM10) presentes en el distrito minero de Santa Maria de la Paz (San Luis Potosí, México). Se obtuvieron concentraciones promedio tanto para la época seca (264 µg/m3) como para la época húmeda (54 µg/m3). El principal componente del PM10 corresponde al material crustal el cual representa el 66 % de la masa de PM10, y que de acuerdo a los resultados DRX corresponden a fases minerales de calcita, cuarzo y yeso, provenientes de la resuspensión de mineral del suelo y de la dispersión de partículas de residuos mineros. En cambio, los elementos pesados representan el 1.5 % de la masa de PM10, donde los elementos mayoritarios corresponden a As (41 ng/m3), Cu (326 ng/m3) y Fe (5,300 ng/m3), los cuales con SEM-EDS se relacionaron a partículas de sulfuros minerales como arsenopirita, calcopirita y pirita, respectivamente. Por otra parte, las características del sitio (región semiárida) y las condiciones meteorológicas extremas (temperatura, precipitación y episodios sinópticos), son factores importantes que deben ser considerados para cualquier propuesta de metodología de restauración en el sitio, por lo que una alternativa para disminuir los niveles de los componentes del PM10, es el establecer cubiertas y/o barreras vegetales en residuos mineros y suelos semidesnudos. Abstract The objective of the present work was to evaluate and characterize the components of the atmospheric particulate matter (PM10) presents in the mining district of Santa Maria de La Paz (San Luis Potosí, Mexico). Average concentrations were obtained for the dry (264 µg/m3) and humid (54 µg/m3) periods. The main component of the PM10 corresponds to the crustal material which represents 66% of the mass of PM10, and according to DRX results correspond to mineral phases of calcite, quartz and gypsum, which were originated from re-suspended particles and dispersion of mining waste particles. However, the heavy elements represent 1.5% of the mass of PM10, the majority elements correspond to As (41 ng/m3), Cu (326 ng/m3) and Fe (5.300 ng/m3), these ones



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through SEM-EDS analysis were related to sulphate mineral particles like arsenopirite, chalcopyrite and pyrite, respectively. On the other hand, the characteristics of the site (semiarid region) and extreme meteorological condition (temperature, precipitation and synoptic episodes) are important factors that should be considered in order of proposing methodologies restoration in the site, so an outgoing alternative to diminish the levels of the components in PM10 is to establish vegetal covers and/or barriers in mining tailings and half-naked grounds. Palabras clave: PM10, minería, especiación, SEM-EDS Introducción Las condiciones de expansión mundial han favorecido últimamente un crecimiento en la producción de minerales metálicos y no metálicos. México se ha caracterizado por ser una potencia estando dentro de los 10 primeros lugares a nivel mundial en la producción de metales como bismuto, plata, arsénico, plomo, cadmio, zinc y oro; y no metales, como fluorita, celestita y barita (Secretaría de Economía, 2006). Es notable que la alta producción se deba a las zonas mineras localizadas en extensas áreas del territorio nacional principalmente en el norte del país. Por lo que a consecuencia de ésto, la continua explotación minera y los procesos para la recuperación de los metales con valor económico, han generado enormes cantidades de residuos mineros (presas de jales), los cuales son simplemente depositados en forma inestable sin recibir tratamiento alguno, lo que ha favorecido enormemente la dispersión eólica de material particulado. El estado de San Luis Potosí ha llegado a convertirse en un sector minero de gran importancia a nivel nacional, ocupado el primer lugar en la producción de arsénico, fluorita y fosforita; segundo en cobre, estaño y zinc; quinto en plata y sexto en oro (Secretaría de Economía, 2006). Lo anterior, ha favorecido al establecimiento de pequeñas comunidades que al paso del tiempo han ido creciendo cerca de los sectores mineros, y en consecuencia han sido impactadas ambientalmente, y por tanto, en la salud de la población. Asimismo, estas poblaciones se ven mas afectadas, ya que en su mayoría se localizan en regiones semiáridas, donde la resuspensión de material mineral se favorece, generando altos niveles de partículas en la atmósfera. Generalmente se dispone de nula o muy escasa información en lo que concierne a la evaluación de la calidad del aire de estos sitios mineros, por lo cual resulta de gran interés el conocer a fondo las características fisicoquímicas de los componentes del las partículas suspendidas, para posteriormente asociarlo a los efectos ambientales y de salud que se presentan en este tipo de regiones; como es el caso, del distrito minero de Santa María de la Paz (San Luis Potosí, México). El distrito minero de Santa María de la Paz se localiza en el municipio de Villa de la Paz a 5 km de la comunidad de Matehuala, ubicada al norte del Estado de San Luis Potosí en la Zona del Altiplano Mexicano. Predomina el clima seco-semicálido, con una precipitación anual pluvial de 450 mm y una temperatura media anual de 19°C (INEGI, 2005). En el distrito minero se localiza un yacimiento de sulfuro polimetálico tipo skarn de plomo, cobre y zinc, el cual ha sido explotado por mas de 200 años (Castro-Larragoitia y col., 1997). Esto ha provocado la generación de grandes volúmenes de residuos mineros expuestos al ambiente, y debido al transporte eólico y pluvial, se han generado altos niveles de concentración de arsénico y plomo en los alrededores del sitio, encontrándose niveles máximos en suelo de 17384 mg kg-1 As, 7200 mg kg-1 Cu, 3450 mg kg-1 Pb, 6270 mg kg-1 Zn (Razo-Soto, 2002). Asimismo, se ha encontrado en niños que habitan en este sitio, altas concentraciones de plomo en sangre (11.6 µg/m3/dL) y de arsénico en orina (136 µg/g creatinina) (Yáñez y col., 2003).



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Metodología La estación monitoria o de “monitoreo” (VP) fue instalada en un jardín de niños ubicado en la zona urbana en el municipio de Villa de la Paz (23.40° N y 100.41° W), la cual se localiza a una distancia aproximada de 150 m de las principales presas de jales. El periodo de muestreo fue de Abril del 2006 a Marzo del 2007, colectando un total de 104 muestras con un equipo de alto volumen PM10 (Andersen) obteniendo 2 muestras por semana con un tiempo de muestreo de 24 h y capacidad de flujo de aire promedio de 1.3 m3/min. Se utilizaron filtros de fibra de cuarzo. Los filtros fueron acondicionados antes y después de cada muestreo a condiciones estables de temperatura y humedad relativa (23 ± 3 ºC y 40 ± 5 R.H. respectivamente). Las concentraciones de PM10 se obtuvieron por diferencia de peso usando los procedimientos estándares (NOM-035-SEMARNAT-1993). Para el análisis global del polvo atmosférico se dividió el filtro en diferentes partes siguiendo la metodología de Querol et al. (2001), las soluciones de la digestión ácida fue analizada por ICP-AES e ICP-MS para el análisis de elementos mayoritarios y trazas respectivamente. Las concentraciones de SO4

-2, NO3- y Cl- de los lixiviados de los filtros se analizaron mediante Cromatografía Iónica y las

de NH4+ mediante colorimetría FIA. Los niveles de carbono total, se determinaron con un analizador

elemental CHNS. Se empleó la técnica de difracción de rayos X (DRX) para caracterizar las fases cristalinas mayoritarias contenidas en los polvos atmosféricos, para lo cual se reunieron cantidades suficientes (0.5 g) con pequeñas porciones de muestras recolectadas durante el periodo de muestreo. Se empleó un difractómetro de polvos marca Rigaku modelo D MAX-2200. En el análisis individual del PM10 se determinó la morfología y composición química de las partículas mediante un microscopio electrónico de barrido (SEM) Phillips modelo XL30 y microanálisis por energía dispersa (EDS) EDAX modelo DX4 acoplado al SEM, con un límite de detección por elemento menor al 0.1 %. Se seleccionaron aleatoriamente 35 muestras de acuerdo a la distribución de PM10 presente en el año de muestreo, considerando como prioridad las muestras que se encontraron por arriba del límite máximo permisible establecido por Organización Mundial de la Salud (WHO, 2005). Para el estudio SEM-EDS, las partículas fueron montadas directamente del filtro a un portamuestra, por medio de una película conductora adherente por ambas caras, en donde las partículas quedaron retenidas, posteriormente se recubrió el portamuestra con una capa de carbón conductor en un equipo SPI-Module Carbon Coater. Por otra parte, se utilizaron mapas de aerosoles del Laboratorio de Investigaciones Meteorológicas de la Marina de los Estados Unidos (NRL/Monterrey Aerosol Page), estos mapas se utilizaron para determinar el transporte de material particulado e identificar episodios de altas concentraciones de partículas provenientes principalmente del norte de la República Mexicana. Resultados y discusión Distribución de PM10 Durante el periodo de muestreo se obtuvo un promedio de PM10 de 101 µg/m3, observando que el 64% de las muestras se encontraron por arriba del límite establecido por la WHO. Cabe mencionar que en la época húmeda (junio a octubre) el promedio fue de 54 µg/m3, en donde ocurren eventos de precipitación pluvial que tienden a disminuir considerablemente los concentraciones diarias de partículas, No obstante para la época seca (febrero a mayo) el promedio de PM10 fue de 264 µg/m3, obteniendo eventos con concentraciones máximas de 462 µg/m3, los cuales se generan principalmente debido a la influencia de corriente de vientos a escala local en dirección S-N, que favorecen la dispersión de partículas finas de la superficie de las presas de jales. Asimismo, se observaron eventos a escala sinóptica donde existe la influencia de masas de aire provenientes del norte del país, las cuales favorecen el transporte y resuspensión de partículas provocando un efecto



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de disminución de visibilidad en la región, obteniendo concentraciones en la estación VP por arriba de 200 µg/m3. Análisis global de PM10 Utilizando la metodología de Querol y colaboradores (2001) se logró analizar el 84% de la masa del PM10, el resto de la masa es considera indeterminada probablemente por la presencia de humedad en el filtro. Los componentes del PM10 que se determinaron fueron el material mineral o crustal (∑ Al2O3, SiO2, Ca, Fe, Mg, K), aerosoles inorgánicos secundarios (AIS), (SO4

2-, NO3-, NH4

+), aerosol marino (Na, Cl, SO4

2-marino), carbono orgánico y elemental (CO+CE) y metales (elementos trazas).

Para el análisis global se consideraron un total de 44 muestras, colectadas durante la época seca (octubre 2006 a marzo 2007). Se realizó una comparación con las concentraciones promedio de los componentes del PM10 obtenidos en este estudio y los obtenidos por Querol y colaboradores (2007) en la Ciudad de México, con la finalidad de evaluar más a fondo el impacto del sitio minero en relación a una de las ciudades mas contaminadas del país, y se observó que la influencia del sector minero contribuye a una mayor abundancia de elementos mayoritarios como Ca 10.8 µg/m3 y Fe 5.3 µg/m3, y de elementos trazas como: As 41 ng/m3; Sr 28 ng/m3; Mn 105 y Cu 326 ng/m3; Sin embargo en la ciudad de México se obtuvo una mayor contribución de CO+CE y AIS, además de elementos traza como Zn, Pb V, los cuales se relacionan a la mayor influencia de transito vehicular y del sector industrial. Cabe mencionar que se obtuvieron concentraciones elevadas de elementos traza en la estación VP (As, 211 ng/m3; Pb, 68 ng/m3; Cr, 14 ng/m3; Zn, 280 ng/m3; Sr, 202 ng/m3; Ni, 8 ng/m3; Cd, 4 ng/m3; Mn, 610 ng/m3; V, 28 ng/m3; Cu, 1452 ng/m3 y Ti, 343 ng/m3) principalmente cuando se observaron vientos con mayor intensidad provenientes del sur de la región. Por otra parte, se observó una mayor contribución de material crustal (63 %) en el PM10, la cual se relaciona a un mayor aporte de material de resuspensión por procesos convectivos y a la influencia de material mineral proveniente de la presa de jales. Asimismo se observó una influencia del 9.5% de AIS y 6.2% de CO+CE, el origen de ambos componentes podría deberse al transporte de masas de aire (SW) provenientes del municipio de Matehuala, en donde existe una mayor influencia del sector industrial y tránsito vehicular. Por otra parte la contribución de metales fue del 1.5% donde se observó una gran contribución principalmente de Cu y As. Sin embargo la contribución de aerosol marino es menor al 1% con una concentración promedio del 0.2 µg/m3, su presencia se relaciona al transporte a nivel mesoescala ya que se observó una mayor contribución cuando se presentaron masas del aire provenientes del golfo de México. Análisis individual de partículas PM10 Durante la caracterización de partículas por SEM-EDS se analizaron un total de 4200 partículas, las cuales fueron clasificadas en 7 grupos principales, de acuerdo a su composición química y morfología. Cabe mencionar que se analizaron con especial énfasis aquellas partículas con contenido de elementos pesados que se consideraron de mayor abundancia con respecto al número de partículas analizadas por muestra (120 partículas). De acuerdo a las características fisicoquímicas de las partículas, el 96% corresponden a fases minerales y con morfologías irregulares asociadas a procesos de fuentes antropogénicas, y el 4% se relaciona a aglomerados de partículas ultrafinas de carbono que de acuerdo a su morfología, se relaciona a emisiones vehiculares. El porcentaje de abundancia relativa se calculó en base al número de partículas analizadas por SEM-EDS. El grupo de mayor abundancia relativa corresponde a partículas ricas en Cobre (40%), que de acuerdo a su composición química y morfología se relaciona a fases minerales de calcopirita y partículas de cobre metálico de morfología esferoidal de tamaño ultrafino (<1 µm) provenientes de procesos de alta



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temperatura (Aragón y col., 2006). Las partículas ricas en hierro representan el 20%, las fases principales que se encontraron corresponden a minerales de pirita con clivajes y ángulos bien definidos, y óxidos de hierro de morfología irregular de tamaño fino (<2.5 µm). Por otra parte, las partículas ricas en arsénico representan el 16%, las cuales se dividen principalmente en dos grupos: partículas de mineral de arsenopirita de morfología regular, y arseniatos de plomo con impurezas de Fe y Ca de morfología irregular. Las partículas ricas en plomo representan el 12%, corresponde principalmente a sulfatos plomo de tamaño fino (<2.5 µm), su presencia se relaciona con la alteración de fases de sulfuros de plomo (galena), a consecuencia de las condiciones ambientales en los depósitos de residuos mineros y que posteriormente son transportadas a la atmósfera por la acción eólica, cabe mencionar que también se observaron algunas partículas de sulfato de plomo de morfología irregular asociadas a cloro como elemento traza, las cuales son originadas de procesos de alta temperatura (Aragón y col., 2007). Por otra parte, se observaron en menor proporción partículas ricas en Zn (5%), Bi (3%) y W (2%), las cuales correspondes a las fases minerales de esfalerita, shceelita y bismutinita, respectivamente. Las fases minerales presentan una morfología regular con formas características, clivajes y ángulos bien definidos; en cambio las partículas de morfología irregular, se originan de fuentes antropogénicas principalmente de procesos de alta temperatura, y a partículas con alteraciones morfológicas originadas inicialmente en los depósitos mineros a consecuencia de las condiciones ambientales, que posteriormente son dispersadas en la atmósfera por transporte eólico. Por otra parte, las fases cristalinas de mayor abundancia detectadas por DRX corresponden a calcita (CaCO3), cuarzo (SiO2) y yeso (CaSO4.2H2O) las cuales son transportadas en la atmósfera por efectos de resuspensión del sustrato rocoso. Además se observó la presencia de material amorfo, el cual podría relacionarse a partículas de oxihidróxidos de hierro, los cuales son producto de la alteración de fases primarias sulfurosas como la pirita, pirrotita y arsenopirita en suelo (Lara y col., 2007). Conclusión La dirección de los vientos dominantes, las condiciones geográficas y la intensa actividad minera en el municipio de Santa María de la Paz, favorecen a altos niveles de concentraciones de material particulado PM10 en la región. De acuerdo a la metodología utilizada, el principal componente del PM10 corresponde al material crustal el cual representa el 63% de la masa del PM10, asimismo, se obtuvo una contribución de AIS, CO+CE y metales con el 9.5%, 6.2% y 1.5%, respectivamente. Mediante SEM-EDS se identificaron las principales fases minerales como calcopirita, pirita y arsenopirita, relacionadas a los altos niveles de elementos pesados, asimismo se observaron partículas de fases minerales secundarias que corresponden a arseniatos y sulfatos de plomo, y óxidos de hierro de morfología irregular. Por otra parte, otro factor que influye en los altos niveles de partículas en la región, es la invasión de masas de aire a escala sinóptica provenientes del norte del país, las cuales favorecen la resuspensión y el transporte de material. De acuerdo a las características fisicoquímicas y los niveles de los componentes del PM10 una alternativa para diminuir los niveles de PM10 en la atmósfera sería el establecer cubiertas y/o barreras vegetales en residuos mineros y suelos semidesnudos. Agradecimientos Se agradece al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología de México (CONACYT) por la beca otorgada No. 177848 y al Instituto “Jaime Almera” del CSIC en Barcelona, España por la colaboración en este proyecto.



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AT-105 CAMBIO CLIMÁTICO EN MÉXICO /

CLIMATE CHANGE IN MEXICO

Francisco Estrada, Carlos Gay, Cecilia Conde, Benjamín Martínez Centro de Ciencias de la Atmósfera

Universidad Nacional Autónoma de México Circuito Exterior de Cd. Universitaria, Coyoacán, 04510 México D.F.

[email protected]

En esta presentación se muestran las principales líneas de investigación del grupo de Cambio

Climático del Centro de Ciencias de la Atmósfera (UNAM), así como los avances en el estudio de

los distintos aspectos de cambio climático en México. También se ofrece un panorama general de

cambio climático a nivel global basado en el Cuarto Reporte de Evaluación del Panel

Intergubernamental sobre Cambio Climático (IPCC, por sus siglas en inglés).



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AT-106 REDUCCIÓN DE LA CONCENTRACIÓN DE SO3 EN

EFLUENTES GASEOSOS DE PLANTAS TERMOELÉCTRICAS USANDO Mg(OH)2 /

SO3 CONCENTRATION REDUCTION IN POWER PLANTS GAS EFFLUENTS USING Mg(OH)2

Sandra Leticia García-Arreola1, Alejandro Rodríguez-Valdés2, Miguel González-Santaló3,

Antonio Diego-Marín3, Enrique Bazúa-Rueda, Carmen Durán-de-Bazúa1 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química,

2Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, 3Instituto de Investigaciones Eléctricas

[email protected], [email protected]

Resumen En esta investigación se estudió la relación entre la generación de energía y sus impactos sobre el ambiente. Como en México, el 32% de la energía eléctrica se produce quemando hidrocarburos pesados y los procesos de combustión generan diferentes residuos entre los que se encuentran el CO2, CO, NOx, SOx y las partículas suspendidas (PM). Las emisiones de gases ácidos a la atmósfera producidas por los óxidos de azufre como el SO2 y el SO3 provocan diferentes problemas ambientales. Ambos son SO2 precursores de la lluvia ácida siendo los principales responsables de la opacidad de la pluma de gases provenientes de las centrales termoeléctricas que queman combustibles con altos contenidos de azufre. Las partículas que absorben este vapor adquieren carácter ácido y al liberarse a la atmósfera generan depósitos que afectan el ambiente local, así como a los edificios, automóviles, etc. El SO3 también provoca problemas de corrosión en la zona de baja temperatura de los generadores de vapor. En esta investigación se realizaron pruebas de combustión a nivel piloto quemando combustóleo utilizando como aditivo en los gases de salida hidróxido de magnesio, Mg(OH)2 en suspensión (“leche de magnesia”). Este aditivo neutraliza las emisiones del trióxido de azufre y las transforma en sulfatos de magnesio, antes de que sean emitidas a la atmósfera, disminuyendo los problemas de corrosión que afectan a los equipos y el entorno local de las centrales termoeléctricas. El procedimiento experimental del proceso de evaluación de aditivos para la CFE se hizo en un horno a escala piloto, ubicado en el Instituto de Investigaciones Eléctricas. Se midieron los valores de pH de las soluciones acuosas de partículas en agua destilada y acidez mineral libre de partículas de la ceniza volante que se generó durante la fase experimental, antes y después de la adición de hidróxido de magnesio, así como el contenido de trióxido de azufre y la temperatura de rocío en los gases. Se usaron las metodologías estandarizadas en el IIE, basadas en las normativas internacionales. Los experimentos se basaron en la inyección de 3.2 kg Mg(OH)2/1000 kg combustóleo. Este valor, así como el sitio de inyección, se seleccionaron por medio de una simulación matemática del horno hecha previamente a la realización del protocolo experimental. Los resultados obtenidos de esta investigación indicaron que la adición de Mg(OH)2, a cuatro diferentes excesos de oxígeno (0.5, 1.0, 1.5, 2.0%), logró reducciones en la concentración de trióxido de azufre de 11 a 28 ppm y de 4 a 17 ppm considerando los excesos de O2 de 0.5 a 2.0%. Las temperaturas de rocío también bajaron con la adición del Mg(OH)2, de 140-148 a 130-145°C considerando los mismos excesos de aire. Se compararon estos resultados con los encontrados en la



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literatura, con objeto de recomendar una segunda prueba en la que se emplee una concentración de aditivo que pudiera garantizar la eliminación completa del trióxido de azufre de los gases de salida. Palabras clave: Neutralización, trióxido de azufre, hidróxido de magnesio, combustión, hidrocarburos pesados Conclusiones A partir de los resultados obtenidos en esta investigación, se puede concluir que se alcanzó el objetivo propuesto. El hidróxido de magnesio realmente logra neutralizar el trióxido de azufre (SO3) presente en las emisiones gaseosas generadas por las centrales termoeléctricas que utilizan como fuente de energía combustibles fósiles, en especial combustóleo, haciendo que alcance concentraciones entre 4-17 ppm considerando los excesos de O2 de 0.5 a 2.0% que, con respecto a las concentraciones de la prueba de referencia, se traduce en un porcentaje de remoción del 43% en promedio. También es interesante resaltar que el aditivo empleado cumplió con los requisitos necesarios para ser probado en una prueba de campo en la que se pretende demostrar que es efectivo para la remoción de SO3 cuidando de no rebasar los límites máximos permisibles indicados en la especificación CFE DU100-05 (CFE, 2006c) asegurando de esta manera la protección de los equipos y el medio ambiente. Además, a través de la investigación realizada se pudo especular un poco más sobre el posible papel del vanadio en los mecanismos a través de los cuales se produce el trióxido de azufre (SO3) en los generadores de vapor tomando como punto de partida los avances referenciados en la literatura en esta materia (Dunn y col., 1999; Topsφe y Nielsen, 2006), así como las distintas maneras de controlar y prevenir su formación. Adicionalmente, se logró entender de manera más clara el funcionamiento de las formas de mitigación de las emisiones ácidas provocadas por el SO3 especialmente en el tema de aditivos para la combustión. En el caso de los aditivos a base de hidróxido de magnesio se pudo comprender ampliamente su modo de funcionamiento y los factores que se mencionaron en el Capítulo 2, que ayudan a mejorar su efectividad como aditivo neutralizante de los gases de combustión, especialmente durante las pruebas preliminares para definir la concentración más adecuada a alimentar. Además, a través de estos resultados se pudo demostrar que el hidróxido de magnesio es una solución viable para disminuir el carácter ácido de la ceniza y las partículas sólidas provenientes de la combustión para el caso de combustibles mexicanos, especialmente estos hidrocarburos pesados conocidos genéricamente como combustóleos. Recomendaciones A lo largo del desarrollo de esta investigación surgieron algunas ideas que pueden ser de utilidad para investigaciones posteriores como son:

• Realizar un muestreo de la ceniza volante mezclada con aditivo a base de hidróxido de magnesio a la salida del horno pero antes de la entrada de los precalentadores de aire, para realizar una determinación de pH de la solución acuosa de esas partículas, ya que si se logra obtener un pH mayor a 8 se puede asegurar que no habrá formación de ácido sulfúrico en las zonas de baja temperatura del generador de vapor y de esta manera se protege al equipo de la corrosión y al mismo tiempo se combate el problema de las emisiones ácidas a la atmósfera.

• Es importante resaltar el aspecto económico detrás de la utilización de este aditivo para combustión, ya que permite no utilizar calentadores de aire empleando vapor de agua con lo que se incrementa la eficiencia.



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• Se recomienda realizar una revisión cuidadosa de las normativas que deben cumplir las emisiones gaseosas después de la adición del aditivo en este caso a base de hidróxido de magnesio, en específico las normas para el límite máximo permisible de SO3 en los gases debido a que, en ocasiones, las normativas indicadas fueron diseñadas para plantas de producción de ácido sulfúrico y la concentración permisible de SO3 se encuentra dentro del umbral de incertidumbre de la norma y esto genera cierta desconfianza en las mediciones y los valores reportados (Métodos 8 y 8 A de U.S. EPA).

Respecto de las pruebas realizadas en la planta piloto del Instituto de Investigaciones Eléctricas, se sugiere tomar en cuenta las siguientes medidas:

1. La utilización de equipo de protección auditiva durante todo el tiempo en que se realicen pruebas dentro del edificio donde se ubica el horno experimental.

2. Al realizar las extracciones químicas para llevar a cabo la determinación en el laboratorio de la acidez mineral libre de partículas de las cenizas volantes (recolectadas de la salida de gases del horno) es importante utilizar equipo de protección personal (guantes, lentes de seguridad, bata, etc.) y realizar la evaporación de la acetona bajo una campana de seguridad para minimizar accidentes.

3. Al preparar el aditivo a base de hidróxido de magnesio es importante asegurarse de usar equipo de protección personal y de lavarse bien las manos después de manipularlo debido a que esta sustancia puede irritar la piel.

4. Debe tenerse especial precaución cuando se realizan los muestreos de las partículas o cenizas volantes a la salida del tubo de gases de combustión, que se utilizan para las determinaciones de pH de soluciones acuosas de partículas y acidez mineral libre de partículas, debido a que el portafiltro que queda instalado en el punto de muestreo de gases y partículas al final de tubo que los conduce, se encuentra a muy alta temperatura (Figura 3.1). Deben siempre usarse guantes de asbesto o equivalente.

Reconocimientos Se reconoce el apoyo de una beca de maestría al CONACYT y de un apoyo financiero del Instituto de Investigaciones Eléctricas para la estancia de la primera autora en Palmira, Morelos, México, y para la realización del proyecto. También se agradece especialmente el valioso apoyo de los hermanos Mateos, especialmente del Ing. Luis Carlos Mateos-Wilson y a todo el personal de la empresa Combustión Tecnificada, S. de R. L. de C.V., en el desarrollo de esta investigación.



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AT-107 DISEÑO Y OPERACIÓN DE LA RED MEXICANA DE

MONITOREO DE DIOXINAS Y FURANOS EN AIRE AMBIENTE / DESIGN AND OPERATION OF THE MEXICAN

MONITORING NET OF DIOXINES AND FURANES IN AIR

Henry Wöhrnschimmel1, Claudia Márquez1, Vinicio Macías2, Felipe Angeles1, Alfredo Avila3, Salvador Blanco1, Ernesto Caetano4, Guillermo Galindo5, Ignacio Galindo6, Gerardo Gold7, Eduardo Herrera8, Carlos Cario9, Carlos Welsh9, Teresa Ortuño1, Alberto Tellez1, Beatriz

Cárdenas1

1Instituto Nacional de Ecología 2Universidad Autónoma de Baja California 3Universidad Autónoma de San Luís Potosí

4Centro de Ciencias de la Atmósfera, UNAM 5Universidad Autónoma de Sinaloa

6Universidad de Colima 7Centro de Investigación y de Estudios Avanzados, Mérida

8Centro de Investigación en Materiales Avanzados, Chihuahua 9Universidad Veracruzana

Los dioxinas y furanos son contaminantes orgánicos persistentes no intencionales (COPNIs) que por sus efectos tóxicos en la salud humana y ecosistemas y su persistencia han sido considerados para implementar medidas de gran importancia para su eliminación y reducción. En este trabajo se presenta el diseño y la primera etapa de operación de la Red Mexicana de “Monitoreo” de Dioxinas y Furanos en aire ambiente. La información generada contribuirá a cumplir los compromisos adquiridos bajo el Convenio de Estocolmo para conocer los niveles de estos compuestos en nuestro país. Así mismo, complementará también la información generada por las redes de Estados Unidos y Canadá para conocer la distribución y comportamiento de estos compuestos a una escala regional. La red consta de 7 sitios con niveles de fondo distribuidos en toda la república: San Pedro Mártir (Baja California), La Campana (Chihuahua), Vaquerías (Jalisco), Coquimatlán (Colima), Cofre de Perote (Veracruz), Celestún (Yucatán), Montes Azules (Chiapas) y un sitio de referencia urbana ubicado al sureste de la Zona Metropolitana de la Ciudad de México en Iztapalapa. La selección de estos sitios se basó en un esquema de criterios que incluyeron aspectos como la lejanía a fuentes de emisión, el impacto potencial en la salud humana y a los ecosistemas, así como aspectos relacionados con el transporte de contaminantes a nivel local y regional. La red inició su operación en marzo de 2008. Durante los dos primeros años de operación se obtendrán muestras en cuatro periodos por año para su posterior análisis de dioxinas, furanos, así como PCB coplanares. Las muestras se analizarán en los laboratorios de la US-EPA. Los resultados servirán para conocer la línea base de estos contaminantes en el aire ambiente, y evaluar las medidas que se implementarán para reducir las emisiones y concentraciones ambientales.



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ENERGY AND THE ENVIRONMENT

ENERGÍA Y AMBIENTE



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E-101 EL BINOMIO ENERGÍA AMBIENTE /

THE ENERGY-ENVIRONMENT BINOMIAL

Enrique R. Bazúa-Rueda Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química,

UNAM

[email protected]

Contenido Panorama de la energía en México La contaminación en la ZMVM Calentamiento global de la atmósfera Conclusiones El consumo de energía tiene repercusiones ambientales importantes. Se tiene una interrogante: ¿Es posible continuar nuestro desarrollo como sociedad si se sigue actuando como lo hacemos hoy? Esto es lo que se debe plantear a nivel global y a largo plazo. La cadena de la energía está formada por los siguientes elementos: Fuentes primarias de energía Fuentes secundarias de energía Usuarios de la energía Las FUENTES PRIMARIAS de energía son los recursos disponibles en la naturaleza para abastecer las necesidades de energía que demandan nuestras actividades. Casi siempre las transformamos en otras formas de energía para poder aprovecharlas. Las clasificamos en fuentes renovables y no-renovables. Debemos promover la utilización de las fuentes renovables La cadena de la energía está formada por los siguientes elementos: Fuentes primarias de energía Fuentes secundarias de energía Usuarios de la energía



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Las FUENTES SECUNDARIAS de energía las obtenemos de las fuentes primarias. Son las fuentes directas de energía que aprovechamos para nuestras actividades. Será una energía renovable si proviene de una FUENTE PRIMARIA DE ENERGÍA RENOVABLE. Las FUENTES SECUNDARIAS DE ENERGÍA son: Biomasa Electricidad Productos petrolíferos Hidrógeno La cadena de la energía Se tienen proyecciones del consumo de gasolina en la ZMVM lo que plantea los niveles de contaminación en la ZMVM. Se han hecho estudios sobre la “Evaluación costo beneficio de la mejora en la calidad de los combustibles automotrices en el país” en el Centro Mario Molina (Dic., 2005) El calentamiento global de la atmósfera es un hecho incontrovertible que debe asumirse como una responsabilidad compartida. Deben hacerse estudios de las emisiones a la atmósfera, sus contaminantes y sus principales efectos. Debe hacerse un seguimiento atmosférico del ozono troposférico y establecer las principales acciones para reducir las emisiones (ZMVM).

Biomasa Electricidad Hidrógeno Gasolina Diesel Turbosina Queroseno Combustóleo Gas natural Gas licuado

SSee oobbttiieenneenn ddee llaass ffuueenntteess pprriimmaarriiaass

FFuueenntteess sseeccuunnddaarriiaass ddee

eenneerrggííaa

LLaa uussaammooss ppaarraannuueessttrroo

bbeenneeffiicciioo EEssttáánn

ddiissppoonniibblleess eenn llaa nnaattuurraalleezzaa

Alimentos Aparatos eléctricos Automóviles Camiones Aviones Estufas Calentadores

Radiación solar Biomasa Hidráulica Eólica (Viento) Geotérmica Petróleo y gas Carbón Uranio (Nuclear)

UUssuuaarriiooss ddee llaa eenneerrggííaa FFuueenntteess

pprriimmaarriiaass ddee eenneerrggííaa



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Debe hacerse un seguimiento del número de días que se rebasó el nivel actual de contingencia por ozono (IMECA>240), así como la distribución porcentual de los diferentes contaminantes por tipo de fuente móvil, en la ZMVM (se presentan datos del año 2002, así como el porcentaje de vehículos a gasolina por año-modelo en 2002, una proyección del parque vehicular en circulación para la ZMVM y una proyección de emisiones de hidrocarburos para el período 1990-2020 en la ZMVM). Dentro de las conclusiones de esta presentación destacan las siguientes: 1. Propuestas para mejorar la calidad del aire en la Ciudad de México en 10 años Introducir combustibles con contenido ultra-bajo de azufre (prerrequisito para usar las nuevas

tecnologías que reducen significativamente las emisiones vehiculares). Poner en práctica normas de emisiones más estrictas para todos los automóviles, camiones y

autobuses vendidos en México. Establecer un programa para acelerar la renovación de la flota vehicular (automóviles, autobuses y camiones), y retirar de la circulación a los vehículos más contaminantes. Mejorar el transporte público y reducir el congestionamiento urbano. 2. Clasificación de las tecnologías automotrices, especificaciones de combustibles y emisiones Calendario para la introducción de combustibles con bajo contenido de azufre Reducción de emisiones por la introducción de gasolina y diesel de ultra-bajo azufre Acciones necesarias para lograr un aire limpio 3. Convención Marco para el cambio climático, Naciones Unidas (UNFCCC, 1992) El objetivo principal de la UNFCCC es estabilizar la concentración de los gases de efecto invernadero en la atmósfera, a un nivel que prevenga la interferencia antropogénica dañina con el clima Este nivel debe ser alcanzado en un lapso de tiempo suficiente para que los ecosistemas se adapten a los cambios climáticos, para asegurar que la producción de alimentos no esté en peligro y permitir que el desarrollo económico prosiga de una manera sustentable El Consejo Ambiental de la Unión Europea (Diciembre de 2004) Establecer políticas para implementar el protocolo de Kyoto Meta de un incremento en la temperatura global no mayor a 2°C Estabilizar la concentración de CO2 eq. en un nivel menor a 500 ppm



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Disminuir las emisiones totales de GEI entre 15 y 50% para 2050, comparados con las emisiones de 1990 Incrementar significativamente los esfuerzos de reducción en los países desarrollados, para tomar en cuenta el incremento en emisiones por el desarrollo sustentable de los países en vías de desarrollo Propuestas para el escenario de acción climática: Un precio por tonelada de CO2 equivalente emitido a la atmósfera (EUR 20-65 en 2050) establecerá la ruta hacia un sector energía bajo en carbón (privilegiar las fuentes renovables sobre la quema de combustibles fósiles) Establecer un mercado de bonos de carbón Incrementar la eficiencia en el uso de la energía Aumentar significativamente las inversiones en investigación y desarrollo de tecnologías bajas en emisiones de carbón Si seguimos actuando como lo hacemos hoy, tendremos mayor contaminación en las ciudades y estaremos en riesgo por el cambio climático Necesitamos estar conscientes de que cada vez que consumimos energía contribuimos a las emisiones de gases contaminantes Tenemos que fortalecer la cultura del uso racional de la energía: disminución, ahorro y uso eficiente Tenemos que incrementar la utilización de fuentes renovables de energía que no contribuyan a las emisiones de CO2, y disminuir la dependencia del petróleo Tenemos que incorporar el concepto de sustentabilidad a todos los niveles (educativo, social, económico, político, …) Tenemos que tener una mayor conciencia de los efectos negativos que provocamos cuando realizamos nuestras actividades y actuar para mitigarlos Está en nuestras manos cambiar y contribuir cada uno con nuestro granito de arena



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E-101 GENERADOR TERMOELÉCTRICO EMPLEANDO ENERGÍA

SOLAR CONCENTRADA / THERMOELECTRICAL GENERATOR USING CONCENTRATED

SOLAR ENERGY

José Guillermo Pérez-Luna Benemérita Universidad Autónoma de Puebla

Departamento de Semiconductores, Instituto de Ciencias

[email protected]

La necesidad de energía en todas sus formas es cada vez mayor. Entre las formas más comunes

sobresalen, la energía eléctrica y los combustibles. Tomando en consideración que una buena parte

de la energía eléctrica que se genera, emplea como materia prima el petróleo; se deduce que nuestra

civilización depende ampliamente de las energías no renovables. Esta tendencia es preocupante,

tanto desde el punto de vista del incremento de la demanda de energía, como desde el punto de vista

ecológico. Apremia, por tanto, cultivar la cultura de la previsión. En este aspecto, algunas de las

posibilidades más atractivas se presentan en torno a las energías renovables; como son, la energía

solar, la energía del viento, la biomasa etc. En este trabajo se plantea el desarrollo de un Calentador

Solar Termoeléctrico (CST), para aprovechar la energía que de manera cotidiana recibimos del sol.

Dos son las propiedades básicas del CST; a saber, obtener el calentamiento de agua y,

simultáneamente, generar energía eléctrica. Para obtener un CST se aprovechan las características

de operación que presentan las celdas termoeléctricas, tanto la capacidad de generación de energía

eléctrica, como la disipación de calor, este trabajo conjunta ambas características para obtener un

CST. Con este trabajo se pretende obtener una alternativa atractiva para reducir parcialmente el

consumo de combustibles y de esta manera reducir también el impacto ecológico que genera el

consumo de los mismos.



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E-103 AHORRO DE ENERGÍA MEDIANTE LA EXTRUSIÓN DE UN

ALIMENTO BALANCEADO A PARTIR DE HARINA PROVENIENTE DEL PEZ DIABLO (PLECOSTOMUS

PUNCTATUS) / ENERGY SAVINGS USING EXTRUSION FOR FEEDLOTS

PRODUCTION FROM PLECOSTOMUS PUNCTATUS (DEVIL FISH) MEALS

Leonardo Tenorio-Fernández1, Angélica Rodríguez-Pozos1, Martha Gabriela Gaxiola-Cortés2, Carlos Rosas-Vázquez2, Pedro Gallardo-Espinosa2, Ruth Pedroza-Islas3, Carmen Durán-de-

Bazúa1 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química,

2Unidad Multidisciplinaria de Investigación y Docencia, Facultad de Ciencias, Universidad Nacional Autónoma de México, 3Universidad Iberoamericana

[email protected]

Introducción En la presa Lic. Adolfo López Mateos, “El Infiernillo”, en Michoacán, México, la introducción involuntaria de la especie Plecostomus punctatus, denominada localmente como “Pez Diablo” ha traído como consecuencia la proliferación y la dominancia de esta especie sobre las existentes (1). Para coadyuvar en la solución de este problema, se ha planteado su utilización como base proteínica de alimentos extrudidos para otras especies de mayor valor comercial. El objetivo de esta investigación es obtener un alimento balanceado extrudido a partir de la harina de pescado proveniente de Plecostomus punctatus con características similares a los alimentos comerciales. Métodos Se planteó el arranque y operación de un extrusor de laboratorio construido en México, así como de uno de importación para evaluar su desempeño en la producción de un alimento balanceado que tenga como fuente de proteína, harina de Plecostomus punctatus empleando una formulación para tilapia cultivada en "corrales" acuícolas (2), con algunas modificaciones (harina de trigo por afrechillo de trigo y salvado de trigo por salvado de arroz). El tamaño de partícula de los ingredientes empleados en la elaboración de los alimentos fue menor a 1.2mm en promedio. Una vez seleccionado el extrusor de importación para realizar la fase experimental, se buscaron las condiciones de operación del extrusor para obtener pellets cuya densidad les permitiera flotar en la columna de agua, usando como control alimentos comerciales para tilapia. Se formuló un diseño experimental 23 (3), teniendo tres variables de entrada (una temperatura de extrusión entre 110 y 130°C, una humedad inicial de las dietas entre 36 y 42% b.s. y una velocidad del tornillo del extrusor entre 800 y 900 rpm). La velocidad del tornillo de alimentación se mantuvo constante. Con los resultados obtenidos se planteó un segundo diseño experimental 22 (3), en el que las variables



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fueron las velocidades del tornillo del extrusor (750 y 850 rpm) y la velocidad de alimentación (25 y 35 rpm), manteniendo la temperatura de extrusión y la humedad inicial constantes en 130°C y 40%. Las variables dependientes en los ensayos fue la hidroestabilidad de los pellets, la pérdida de materia sólida en el medio acuoso y el índice de expansión a la salida del extrusor.

Resultados y discusión Las mejores condiciones de operación derivadas de estos experimentos fueron 130°C para la temperatura de extrusión, humedad inicial a 40%, velocidad del tornillo de extrusión 850 rpm y velocidad de alimentación de 25 rpm, con las que se cumple con las características de los alimentos comerciales usados como control: requerimientos proteínicos en los productos extrudidos, con un valor final de proteína de 24.5% (25% para el producto comercial), flotabilidad del 93% de los pellets durante la primera hora (versus 78% para el producto comercial), una pérdida de materia de



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0.79% (versus 0.97% para el producto comercial) y un índice de expansión de 2.1 a la salida del extrusor. Conclusiones El extrusor de bajo costo, tal y como fue diseñado originalmente, aún con las modificaciones hechas en esta investigación, no presenta las características deseables para producir alimentos extrudidos de poca densidad o flotantes para peces. Las especificaciones del proceso de extrusión encontradas en esta investigación para el extrusor de importación otorgan la factibilidad técnica para la elaboración de un alimento balanceado a partir de harina de “Pez Diablo”, Plecostomus punctatus. Reconocimientos El primer autor agradece la beca de posgrado otorgada por el Conacyt. Referencias (1) Martínez, 2005. Alarma proliferación de pez nocivo en la presa El Infiernillo. La Jornada. Mayo 7, 2005. Morelia, México. (2) Gaxiola, G. 2007. Dieta comercial para tilapia. Com. pers. UNAM, Facultad de Ciencias. Sisal, Yuc., México. (3) Montgomery, D. 2006. Diseño y análisis de experimentos. Limusa Wiley Editor, S.A. México, D.F., México. Palabras clave: Alimento balanceado extrudido, Plecostomus punctatus, Pez Diablo



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E-104 USO EFICIENTE DE LA ENERGÍA PARA LA OBTENCIÓN DE

PIGMENTOS CAROTENOIDES A PARTIR DE DESECHOS DE LA INDUSTRIA CAMARONERA / EFFICIENT ENERGY USE FOR CAROTENOID PIGMENTS EXTRACTION FROM SHRIMP

INDUSTRY WASTES

Rolando Salvador García-Gómez, Carmen Durán-de-Bazúa Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química,

UNAM


Resumen La mayoría de los desechos de crustáceos, poseen pigmentos importantes de alto valor comercial tales como las astaxantinas. En el presente estudio, se propuso la extracción de las astaxantinas a partir de cefalotórax de camarón considerando los altos volúmenes de captura de este crustáceo y el problema que representa la disposición de este residuo de la industria acuícola. Para su extracción se empleó un aceite comestible (aceite de soya) con el cual se minimiza el daño al medio ambiente, confiriéndole al producto un uso comercial e industrial de alto nivel. Los cefalotórax de camarón se adquirieron en la zona de pescados y mariscos de la Central de Abastos en la ciudad de México y se trasladaron a los laboratorios 301-303 de Ingeniería Química Ambiental, de la Facultad de Química de la UNAM, en bolsas obscuras y en hielo con el objetivo de evitar la degradación prematura de los pigmentos. Tras realizar las operaciones unitarias de secado, molienda, y tamizado para obtener un tamaño de partícula menor a 0.150 mm, se procedió a realizar la desmineralización de la harina empleando EDTA disódico 0.5 M. para posteriormente proceder a la extracción de los pigmentos con aceite de soya y agitación a una temperatura (80ºC) y con tipos de agitación: (1) Empleando un equipo tipo “vórtex” a su máxima potencia y (2) Sin emplear la agitación previa con el equipo “vórtex” y solamente calentando a 80ºC con la agitación magnética. Los extractos pigmentados se cuantificaron espectrofotométricamente a través de la interpolación de los valores de absorbancia de las muestras, en una curva patrón de astaxantina, a una longitud de onda de 485nm. Con la finalidad de corroborar la existencia de diferencia significativas entre el contenido de pigmento extraído de cada tipo de harina (desmineralizada y sin desmineralizar) los resultados fueron analizados por medio de un análisis de varianza utilizando un nivel de significancia de α=0.5 y 0.1 y analizados por medio del paquete estadístico (Statgraphics plus versión 5.1). Mediante esta técnica de extracción y cuantificación fue posible la obtención de 285.3±0.475 µg de pigmentos/g de Harina entera, mientras que para la harina desmineralizada se obtuvieron 661.7±0.456 µg de pigmentos/g de harina desmineralizada, encontrándose una diferencia significativa al α=0.5 y 0.1 entre los tipos de harina, mientras que para los tipos de agitación no hubo diferencia significativa bajo estos niveles de significancia. Abstract Most of the crustacean residues contain pigments of high commercial value such as the astaxanthin. In the present work, the extraction of catonenoid group pigments from shrimp cephalotorax is proposed, considering its high volumes of capture and the environmental impact that the disposal of these wastes from the aquaculture industry represents.. Food grade oil (soy oil) was used for the



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extraction in order to minimize the impact to the environment and provide a high level product for commercial and industrial use. The shrimp cephalothoraxes obtained from the Mexico City market as call Central de Abastos were transported to the laboratories 301-303 of Environmental Chemical Engineering in the Faculty of Chemistry, UNAM in dark plastic bags with ice to prevent premature pigments degradation. After performing the operation units of drying, grindining and sieving to obtain particles of 0.150 mm or less diameter, the flour was desmineralized using 0.5 M disodic EDTA. Then the pigments were extracted at constant temperature, 80ºC, and the following conditions of stirring: (1) Employing a “vortex” equipment at maximum power for mixing previously and (2) Without previous shaking with the vortex equipment and simply heating to 80ºC and mixing with a magnetic stirrer. The pigments extracted were quantified by spectrophotometry at 485 nm and interpolating the absorbances with a pattern curve of astaxanthin. The analysis of variance of the results at significance levels of α=0.5 y 0.1 using Statgraphics plus version 5.1 statistical software were obtained to verify the existance of significative differences in the amount of pigment extracted with each kind of flour (desmineralized and not desmineralized). By using this extraction and quantification technique it was possible to obtain de 285.3±0.475 µg of pigment/g of not desmineralized flour and de 661.7±0.456 µg of pigments/g of desmineralized flour, finding a significative differences between the two types of flours at α=0.5 y 0.1 but not between the conditions of mixing. Introducción El empleo de tecnologías amigables con el ambiente o más limpias, con procedimientos que minimicen y/o eliminen la generación de desperdicios, productos, subproductos, disolventes y/o reactivos potencialmente dañinos y que disminuyan los impactos ocasionados a los seres vivos y al medio ambiente, se encuentra determinado por los preceptos de la química verde, QV (GC, por su siglas en inglés). Con este nuevo enfoque de visualización, se pretende disminuir y/o prevenir la contaminación global, originada por la industria química y de procesos (Anastas y Williamson, 1998a,b; Nelson, 1998). Bajo estas premisas, el empleo de disolventes orgánicos empleados como medios de reacción en la realización de separaciones y formulaciones químicas, se encuentra bajo revisión y regulación constante por las autoridades ambientales pertinentes debido a los problemas de contaminación y toxicidad al que son asociados en aire, suelo y agua. El empleo de disolventes amigables al medio ambiente, provenientes de materias primas renovables y utilizando el mínimo gasto energético en un menor tiempo de reacción, permite reducir el impacto al ambiente (Anastas y Warner, 2000; Matlack, 2001; Sheldon y col., 2007). Debido a que en general los crustáceos poseen pigmentos importantes de alto valor comercial (Sachindra y col., 2005), en este proyecto se plantea la utilización del cefalotórax de camarón debido a los altos volúmenes de este crustáceo que se captura y cultiva en granjas y a la importancia comercial de sus pigmentos (astaxantinas). Para su extracción se deberían emplear disolventes que minimicen el daño al medio ambiente, confiriéndole al producto un uso comercial e industrial de alto nivel. Objetivos Obtener pigmentos de uso industrial a partir de cefalotórax de camarón, empleando para ello una extracción sólido-líquido que permita recuperar la máxima cantidad de pigmentos/kg de harina seca procesada. Metodología Recolección del cefalotórax Los cefalotórax de camarón se adquirieron en zona de pescados y mariscos de la Central de Abastos de la Ciudad de México y fueron transportados a los laboratorios 301, 302 y 303 de la Facultad de



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Química de la UNAM en bolsas plásticas negras y cubiertos con hielo para evitar al máximo su posible descomposición. Una vez en el laboratorio se procedió con las operaciones unitarias de lavado, secado, molienda, tamizado, desmineralización, almacenamiento a baja temperatura y extracción con aceite de soya. Lavado El lavado se realiza bajo el chorro de agua de la llave para eliminar vísceras, sales y suciedad adheridas. Posteriormente, se deja escurrir 15 minutos a fin de eliminar el exceso de agua. Secado Una vez lavado y escurrido, el cefalotórax es distribuido sobre charolas de aluminio y es secado a 60±2ºC durante 24h. Esta operación permite disminuir la actividad acuosa y, con ello, preserva el producto de la descomposición microbiológica y enzimática. Molienda y tamizado En trabajos previos (Jiménez, 2003) se determinó que la mejor recuperación del pigmento se obtiene al trabajar con tamaños de partícula menores (mallas 60, 80, 100, 0.177-0.25, 0.150-0.177, <0.150 mm, respectivamente), pero para fines prácticos se trabajó con las harinas con tamaños de partícula 15-0.177 �m (malla No. 80). Desmineralizado Con la finalidad de no dañar el pigmento, se emplearon soluciones de EDTA disódico 0.5 M en una relación 1:6 masa:volumen (W/V, en inglés), con agitación constante (200rpm) durante una hora a temperatura ambiente o hasta que baje la espuma formada. Posteriormente, la harina se lava con agua destilada, también a temperatura ambiente, hasta que el agua sale lo más clara posible. Con la finalidad de acelerar el proceso de filtración, la muestra es retenida en un pedazo de tela de algodón blanco que no suelte pelusas, de tamaño equivalente al papel filtro Whatman No. 1, para finalmente proceder a un proceso de secado de la harina desmineralizada a una temperatura de 60°C durante 12 horas. Almacenamiento a baja temperatura (Conservación) Las harinas obtenidas se almacenan a 4ºC, en frascos de vidrio color ámbar, etiquetados y cerrados herméticamente para impedir la degradación de los pigmentos presentes por acción del O2 y la luz. Extracción de pigmentos empleando aceites vegetales Tanto para las harinas enteras como las desmineralizadas, se llevaron a cabo extracciones en una misma temperatura (80ºC) y con tipos de agitación diferentes: (1) Empleando un equipo tipo “vórtex” a su máxima potencia y con perlas de ebullición de 2mm durante 5 minutos previos a la agitación magnética y a su calentamiento, y (2) Sin emplear la agitación previa con el equipo “vórtex” y solamente calentando a 80ºC con la agitación magnética. Para cada condición de tiempo-agitación, 0.1g de harina se colocaron en un matraz Erlenmeyer de 50 mL cubierto con papel aluminio para resguardarlo de la luz, posteriormente se adicionaron 10 mL de aceite de soya (1:100 W/V) y 500 ppm de EthoxiquinMR (500ppm) con la finalidad de conferirle al pigmento un efecto protector, manteniéndose durante 15 minutos en agitación constante (200rpm) al resguardo de la luz y a 80ºC. Posteriormente, las muestras fueron enfriadas a temperatura ambiente y centrifugadas a 4000 rpm durante 15 minutos para separar el aceite pigmentado de la harina. El extracto oleoso se recuperó en una probeta. Todas las muestras se realizaron por triplicado. Como control del proceso de extracción, se adicionó un patrón empleando una solución de astaxantina comercial con una concentración inicial conocida de 0.0125 miligramos/mL de astaxantina que se procesaron igual que las muestras de harina. Caracterización UV-visible El perfil de los extractos obtenidos y del estándar de astaxantina se llevó a cabo por medio de un barrido desde 280nm hasta 700nm de longitud de onda. De estos perfiles se obtuvieron las longitudes de onda para las cuales la absorción es máxima.



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Cuantificación de pigmentos La cuantificación de la astaxantina en aceite de soya se llevó a cabo espectrofotométricamente a través de la interpolación de los valores de absorbancia de las muestras, en una curva patrón de astaxantina, a una longitud de onda de 485nm. Para la preparación de la curva patrón se preparó una solución madre de astaxantina con concentración conocida de 0.0125mg/mL (0.625 mg/50mL), obtenida por medio del pesaje del estándar disuelto en aceite de soya y su calentamiento a 80ºC durante 15 minutos para garantizar la disolución del pigmento, posteriormente, fue enfriado a Temperatura ambiente procediéndose a realizar las diluciones que se mencionan en la Tabla 1 para contar con las concentraciones de (0.001-0.011 mg/mL).

Tabla 1. Volúmenes y concentraciones de la curva patrón de astaxantina Volumen de solución madre (mL)

llevadas a un volumen final de 5mL. Concentración final (mg/mL)

0.4 0.0010.8 0.0021.2 0.0032.0 0.0052.4 0.0062.8 0.0073.2 0.0083.6 0.0094.0 0.0104.4 0.011

Diseño experimental El diseño experimental propuesto fue de tipo factorial involucrando 2 factores: a) el tipo de harinas y b) agitación previa. Se hicieron tres réplicas. El factor tipo de harinas tuvo 5 niveles: Harina entera de cefalotórax, HEC; desmineralizada, HDC; entera adicionada con 0.012 mg pigmento/mL aceite, HEC; desmineralizada adicionada, HDC 0.012 y un control de astaxantina en aceite, EA (Tabla 5). El factor agitación con equipo “vórtex” fue de 2 niveles: 0 y 5 minutos. La variable de respuesta fue la cantidad de pigmento extraído medida como mg de pigmento extraído/mL de aceite de soya. La temperatura se manejó como una variable controlable, la cual se estableció en 80ºC y la agitación fue de 15 minutos para todos los tratamientos. El análisis de varianza utilizando fue bajo un nivel de significancia de α=0.5 y 0.1, para determinar la existencia de diferencias significativas entre el contenido de pigmento extraído de cada tipo de harina. Los resultados obtenidos se analizaron por medio del paquete estadístico (Statgraphics plus versión 5.1).

Tabla 5. Diseño experimental seguido en este experimento

FACTORES Tipos de harina/ Tiempo de agitación “vórtex”

Harina entera de cefalotórax

(HEC)

Harina desmineralizada de cefalotórax

(HDC)

Harina entera de cefalotórax con

0.012 mg de astaxantina/mL

(HEC 0.012)

Harina desmineralizada de cefalotórax

con 0.012 mg de astaxantina/mL

(HDC 0.012)

Estandar de Astaxantina 0.012 mg de

astaxantina/mL (EA)

0 minutos 3R 3R 3R 3R 3R

5 minutos 3R 3R 3R 3R 3R



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Resultados y análisis a) Obtención y caracterización de la harina de cefalotórax de camarón En el Diagrama 1 se resumen los pasos seguidos durante el desarrollo experimental.

b) Realización de las curvas de calibración Como un ensayo preliminar, se determinó la solubilidad completa del pigmento en el aceite de soya manteniendo una temperatura fija a 80ºC, a diferentes tiempos de solubilización. En el Gráfico 1 se aprecia que ocurre a los 15 minutos ya que después de este tiempo la absorbancia se mantiene constante. Por ello, con base en esta curva, se fijó el tiempo de calentamiento del pigmento en el aceite de soya en 15 minutos. La construcción de esta serie de curvas se realizó con un estándar de astaxantina Sigma-Aldrich en aceite de soya, partiendo de una solución madre de una concentración de 0.0125mg del estándar/mL aceite. En el Gráfico 2 se aprecia que la curva generada presenta una linealidad aceptable en un intervalo de 0 a 1.0 unidades de absorbancia con un coeficiente de correlación (r2) de 0.9986.

Gráfico 1. Cinética de disolución del pigmento a 80 ºC durante diferentes tiempos de reacción, o, 5, 10 y 15 y 20 min. El barrido se corrió de 300 a 700 nm con un máximo de λ=485nm y (a) t= 0 min,

(b) t=5 min, (c) t= 10 min, (d) t= 15 min, (e) 20 min c) Efecto de la inclusión del “vórtex” en la extracción de pigmentos De acuerdo con el diseño experimental se manejaron dos factores: El tipo de harina y la inclusión de 5 min en un equipo tipo “vórtex”. En las Tablas 2 y 3 se presentan los resultados obtenidos de este diseño experimental. Inicialmente se había planeado dar los datos experimentales en mg de pigmento extraído/mL de aceite de soya, siguiendo la publicación clásica de Chen y Meyers (1982); sin embargo, revisando la literatura, se encontró que hay diferentes formas de presentación: en µg g-

1 (Armenta-López y col., 2002; Sachindra y col., 2005), en mg/100g (Duarte de Holanda y Netto, 2006) y que, incluso Chen y Meyers (1982) también utilizan la forma de µg g-1

, por lo que los datos aparecerán en µg pigmento g-1, tanto de harina como de aceite. Como puede observarse en las tablas mencionadas, la cantidad de pigmento obtenida de la harina desmineralizada es prácticamente del doble, al ser comparado con el pigmento obtenido de la harina entera, ya que el pigmento se encuentra más disponible para ser extraído al eliminarse los minerales por medio del EDTA de sodio 0.5 M.



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Diagrama 1. Pasos seguidos durante el desarrollo experimental

Gráfico 2. Curva patrón de astaxantina en aceite de soya

Lavado

Molienda

Secado (60 ºC/24 horas)

Tamizado (Malla No. 80: 15-0.177 µm)

Secado (Horno 50 ºC/ 2 horas)

Desmineralización (EDTA 0.5 M)

Extracción de pigmentos

Centrifugación

Sedimento Sobrenadante

Harina despigmentada: Quitina, proteinas, etc Aceite pigmentado

Obtención del cefalotórax



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Tabla 2. Resultados de extracción de pigmentos sin “vórtex”

Tipo de harina

Absorbancia (485nm)

µg de pigmentos/g de HD

µg de pigmentos/g de aceite

HE 0.2956 285.3±0.475 3.075±0.125 HD 0.709 661.7±0.456 7.212±0.398 HE c/e 0.7566 257.7±0.216 2.809±0.257 HD c/e 0.236 692.0±0.91.5 7.546±0.283 Harina entera (HE); Harina desmineralizada (HD); Harina entera con estándar (HE c/e); Harina desmineralizada con estándar (HD c/e)

Tabla 3. Resultados de extracción de pigmentos con 5 min en el “vórtex”

Tipo de harina

Absorbancia (485nm)

µg de pigmentos/g de HD

µg de pigmentos/g de aceite

HE 0.340 322.9±0.52 3.520±0.112 HD 0.717 669.3±1.55 7.295±0.105 HE c/e 0.768 269.3±1.08 2.92±0.051 HD c/e 0.236 691.9±1.19 7.53±0.2174 Harina entera (HE); Harina desmineralizada (HD); Harina entera con estándar (HE c/e); Harina desmineralizada con estándar (HD c/e)

En la Tabla 4 se presentan los datos que corroboran la confiabilidad del estudio experimental puesto que la diferencia o “pérdida” es baja (15 a 16%) considerando las operaciones unitarias involucradas de extracción y centrifugación. En la Tabla 5 puede verse el análisis de varianza realizado para ver el efecto del tipo de harina y el del “vórtex” (0 y 5 min) y, al observar los resultados, puede verse que sí existen diferencias significativas entre los tipos de harinas empleadas (Figuras 1 y 2), mientras que con los 5 min en el “vórtex” no existen diferencias significativas, ya que al realizar el análisis de medias al 95 y al 99% (Figuras 3 y 4), se puede apreciar que a los 0 y 5 minutos se obtiene prácticamente la misma cantidad de pigmentos. Por lo que no es recomendable su uso, ya que hay un mayor gasto energético y en este caso, no se obtiene una diferencia importante en la extracción.

Tabla 4. Comportamiento del estádar adicionado en muestras reales Adición de estándar comercial Sigma-Aldrich a las muestras en estudio

Concentración µg estándar/mL aceite

(a) Valor experimental sin “vórtex” 4.5 (b) Valor experimental con “vórtex” 4.4 (c) Valor teórico (calculado) 5.3 (d) Pérdida de estándar por los procesos con respecto al valor teórico: (c) – (a) o (b) 0.8 a 0.9

Al observar los valores de las Tablas 2 y 3 puede corroborarse que los mejores valores de rendimiento de extracción fueron los de las harinas desmineralizadas con valores de 661.7 y 669.3 µg de pigmentos/g de HD. Como se recordará, la relación manejada durante la etapa experimental fue de 0.1g harinas/10 mL aceite y realizando las conversiones se obtienen estos valores. En la Tabla 6 se presenta una comparación de eficiencias de extracción de pigmentos de la literatura citada con respecto a este experimento. Estos resultados deben tomarse con cautela ya que no son



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equivalentes puesto que tres de ellos dan datos sobre astaxantina, otro de la mezcla de carotenoproteínas y la información de esta investigación, aunque toma a la astaxantina como referencia, en realidad se están midiendo todos los pigmentos coloridos presentes

Tabla 5. Análisis de varianza para las harinas y el uso del “vórtex” Análisis de la varianza para pigmento extraído - Sumas de cuadros de tipo III

Fuente Suma de cuadrados

GL Cuadrado Medio

Coeficiente-F

P-Valor

EFECTOS PRINCIPALES A: Tipo de Harina 20374.9 4 5093.73 1616.87 0.0000 B: “Vórtex” 10.628 1 10.628 3.37 0.0812 INTERACCIONES AB 16.96 4 4.240 1.35 0.2877 RESIDUOS 63.0074 20 3.15 TOTAL (CORREGIDO) 20465.5 29

Tabla 6. Comparación de eficiencias de extracción de pigmentos de la literatura citada con

respecto a este experimento Referencia Concentración, µg de pigmentos/g de HD

Armenta-López y col., 2002 47.92* Duarte-de-Holanda y Netto, 2006 49.0** Saito y Regier, 1971 111.0** Shahidi y Synowiecki, 1991 148.0** Estos experimentos 661.7 y 669.3*** * Carotenoproteínas y no pigmentos o astaxantina solos ** Astaxantina y no pigmentos totales ***En la literatura se menciona que los contenidos de astaxantina en los pigmentos varían desde 40.3% hasta 89.7 cuando se con

sidera el éster de astaxantina (Meyers y Bligh, 1981)

Medias al 95% de confianza

Tipo de harina

µg d

e pi

gmen

to/0

.1 g

de

harin

a

E HDC HDC 0.012 HEC HEC 0.012-1

19

39

59

79

Figura 1. Cantidad de pigmento extraído por tipo de harina (Mínima diferencia significativa para

α=0.05) Conclusiones y recomendaciones La máxima cantidad de pigmento extraído se obtuvo al emplearse harinas previamente desmineralizadas con EDTA de sodio al 0.5 M, ya que el pigmento puede extraerse mejor. Por



59

medio del método propuesto fue posible la obtención de 661.7µg de pigmentos/g de HD (medidos con un estándar de astaxantina).


Tipo de harina

µg d

e pi

gmen

to/0

.1 g

de

harin

a

E HDC HDC 0.012 HEC HEC 0.012-2

18

38

58

78

Figura 2. Cantidad de pigmento extraído por tipo de harina (Mínima diferencia significativa para

α=0.01)


Tiempo de agitación (min)

µg d

e pi

gmen

to/0

.1 g

de

harin

a

0 537

37.5

38

38.5

39

39.5

40

Figura 3. Cantidad de pigmento extraído por tiempo de agitación (Mínima diferencia significativa para α=0.05)


Tiempo de agitación (min)

µg d

e pi

gmen

to/0

.1 g

de

harin

a

0 537

38

39

40

41

Figura 4. Cantidad de pigmento extraído por tiempo de agitación (Mínima diferencia significativa para α=0.01)

Agitación “vórtex” 0 (min)

Agitación “vórtex” 5 (min)



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De acuerdo con el análisis estadístico, sería necesario manejar un mayor tiempo en el “vórtex” y/o algún método alterno con el objetivo de evaluar mejoras en cuanto a los rendimientos de extracción versus costo de esas operaciones unitarias adicionales. Será necesario seguir realizando investigaciones sobre el reaprovechamiento de exoesqueletos de éste y de otros crustáceos de la fauna de acompañamiento para evaluar la obtención de pigmentos con la finalidad de aprovecharse este subproducto pesquero de la industria acuícola.

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• Sheldon, A.R.; Arends, I.; Hanefeld, U. (2007). Green Chemistry and Catalysis. Wiley-VCH. Pp. 295-375.Weinheim, Alemania.



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E-105 TUTELA JURISDICCIONAL ANTE EL COMPROMISO

EMPRESARIAL POR UN MEDIOAMBIENTE LABORAL ACÚSTICAMENTE SOSTENIBLE Y UN DESEMPEÑO EFICIENTE DEL CAPITAL HUMANO / NORMATIVIY

CONCERNING ENTERPRENEURIAL RESPONSIBILITY FOR A WORKING ENVIRONMENT WITH SUSTAINABLE ACOUSTIC

LEVELS AND AN EFFICIENT HUMAN DEVELOPMENT

Idalmis Acosta-Pérez, María Sotolongo-Sánchez, Sandra Mejías-Herrera Universidad Central ¨Marta Abreu¨ de Las Villas, Departamento Ingeniería Industrial. Facultad de

Ingeniería Industrial y Turismo. Carretera a Camajuaní, km. 5½ 54830 Santa Clara, Villa Clara. Cuba

[email protected]

[email protected] [email protected]

Resumen El medio ambiente laboral y su entorno se ha convertido en un elemento fundamental que determinará la evolución del desarrollo económico. Su protección, no sólo atañe a la sociedad en general, sino que incide muy especialmente en el mundo empresarial. El objetivo de esta investigación es brindar asesoría jurisdiccional a los empresarios cubanos en su labor a favor del medio ambiente laboral acústicamente sostenible para lograr un desempeño eficiente del capital humano. En Cuba existen leyes, normativas y reglamentos que se encuentran vigentes, además de legislaciones de carácter laboral, ambiental y una serie de Normas Cubanas. Estas normas a pesar de ser de carácter obligatorio muchas veces son desconocidas o inaplicadas por parte de los empresarios cubanos, los cuales tienen que auxiliarse de las mismas para articular a la hora de existir una demanda por afectaciones al medio ambiente tanto por parte del sector empresarial como el residencial, ya que los empresarios caen en la falsa creencia de que su responsabilidad en este sentido se queda en el marco de la empresa y no lo llevan hasta el sector residencial y obvian por completo la incidencia de la empresa que ellos dirigen que está afectando a toda la comunidad, teniendo en cuenta que muchas de las medianas empresas nuestras se encuentran dentro de las ciudades. Por tanto, debe estar dentro de las competencias del empresario cubano conocer hasta dónde llega su responsabilidad legal en materia ambiental y cómo proceder ante una situación de este tipo. Palabras clave: Ruido, tutela jurisdiccional, compromiso empresarial Introducción Antes de continuar conviene reafirmar algunos conceptos sobre el ruido. En primer lugar: ¿Qué es el ruido? El ruido ha sido definido desde el punto de vista físico como una superposición de sonidos de frecuencias e intensidades diferentes, sin una correlación de base. Fisiológicamente se considera que



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el ruido es cualquier sonido desagradable o molesto. El ruido desde el punto vista ocupacional puede definirse como el sonido que por sus características especiales es indeseado o que puede desencadenar daños a la salud. Es clásico el ejemplo de los integrantes de alguna orquesta, aunque el sonido puede ser muy agradable, si supera los límites recomendados por los estándares internacionales debemos considerarlos ocupacionalmente expuestos a ruido. El ruido industrial está originado fundamentalmente por el funcionamiento y actividad interna de los diferentes tipos de máquinas existentes en lugares industriales pero la verdadera molestia industrial está relacionada directamente con toda una serie de factores objetivos, tales como el aumento del nivel de industrialización en todo el mundo, la paulatina concentración de la actividad industrial en espacios limitados y el aumento de la potencia de las máquinas. Se caracteriza por presentar niveles de presión acústica relativamente elevados, con carácter impulsivo o ruidos de alta intensidad y corta duración. La presencia de ultrasonidos, infrasonidos y vibraciones reviste también una gran importancia en ambientes industriales. Las obras públicas o la construcción tienen una gran importancia como causa de molestia. Los compresores, martillos neumáticos, excavadoras y vehículos pesados de todo tipo producen unos niveles de ruido tan elevados que, al margen de la significación de prosperidad y desarrollo que puedan simbolizar, son el blanco de muchas de las quejas de los residentes citadinos. Las instalaciones industriales pueden afectar por el ruido que producen hacia el exterior de sus recintos. Los niveles de este ruido ambiental de las industrias en la mayoría de los casos es bastante inferior a 80 dB(A) y no constituyen un daño directo a la audición. Su efecto perjudicial fundamentalmente es de carácter psicofisiológico a través de la interferencia que puede producir en las actividades que requieren un cierto grado de atención o concentración mental o situaciones de descanso y, en particular, durante el sueño. Físicamente, el ruido es sonido, es decir, vibraciones del aire y, como tal, puede ser más o menos intenso. El índice numérico que describe la intensidad es el nivel de presión sonora, Lp, expresado en decibeles (dB). Un oído joven y sano oye sonidos de hasta 0 dB, nivel conocido como umbral de audición. En el otro extremo, sobre los 120 dB, está el umbral de dolor (a partir del cual ya hay dolor auditivo). El riesgo de daño auditivo comienza cerca de los 85 dB, y aumenta con el tiempo de exposición y con el nivel de presión sonora. Como la sensibilidad del oído difiere para los sonidos graves, medios y agudos, se introdujo una unidad diferente, el decibel A (dBA), que tiene en cuenta este efecto perceptivo. Se habla entonces de nivel sonoro A. El nivel sonoro A no resuelve del todo el problema de asignar una valoración numérica a la sensación de intensidad del sonido, aunque se acerca más que el nivel de presión sonora. Una dificultad que surge al intentar expresar numéricamente la magnitud del ruido es que éste varía en el tiempo. En una calle poco transitada, por ejemplo, el ruido de fondo es relativamente bajo, pero al acercarse un vehículo aumenta y luego vuelve a disminuir. Esto se resuelve obteniendo un nivel promedio, denominado nivel equivalente, LAeq. La relación entre el nivel del ruido ambiente y la molestia a la comunidad es de gran interés. La responsabilidad social empresarial frente al ruido ambiental La responsabilidad social empresarial es un concepto que implica la necesidad y obligación de las empresas e instituciones que desarrollan algún tipo de actividad económica, de mantener una conducta respetuosa de la legalidad, la ética, la moral y el medio ambiente. Es el compromiso de la empresa en la contribución al desarrollo sostenible; lo cual implica la adopción de una nueva ética en su actuación con relación a la naturaleza y la sociedad, un motivo de solidaridad, el sentido de



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responsabilidad por salvar las condiciones que sustentan la vida en el planeta, el tributo la calidad de vida de los grupos de interés, sus familias y la comunidad. Las empresas por tanto, no solo desempeñan una función económica, sino además una función social y ambiental, que va desde la protección de los trabajadores en el marco de la empresa y se expande hasta la comunidad, factor importante este último que no debe de dejarse tomar en cuenta. La responsabilidad social empresarial se refiere a qué tipo de sociedad, qué tipo de país y de humanidad estamos construyendo. Surge así el concepto análogo de “Desarrollo Sustentable o Sostenible”, en el que las empresas justifican la responsabilidad social como la única forma de poder perdurar, conforme a las exigencias de los llamados stakeholders, o los grupos que potencialmente son impactados directa o indirectamente por las operaciones de las empresas, estos son los trabajadores, comunidad local (en este caso visto como parte del medio que rodea a la empresa), clientes, consumidores finales, accionistas, proveedores y futuras generaciones. Las condiciones laborales y las condiciones ambientales que forman parte de la responsabilidad social empresarial, no deben considerarse como una moda, sino como temas en que se trabaje día a día para poder construir una sociedad bajo la globalización con condiciones dignas para el total de la humanidad. Por tanto, es responsabilidad de la empresa que “expulsa desechos ruidosos a la atmósfera” contaminando más allá de su asentamiento, debe tener un constante seguimiento y control por parte del la persona encargada de esta actividad y supervisada por el director de la empresa. ¿Qué es la contaminación acústica? La contaminación por ruido (sonido no deseado) se ha transformado en un flagelo de difícil control en las sociedades modernas. Vehículos, fábricas, comercio, construcción, actividades sociales y de esparcimiento, configuran fuentes de ruido tradicionalmente asociadas al desarrollo, al progreso; en fin, al avance de la civilización y, en tal carácter, aceptadas como un mal necesario y, en muchos casos, hasta como una suerte de bendición. Se ha asignado una importancia tan grande al desarrollo económico, se lo considera un valor tan apetecible, que se tienden a tolerar con indulgencia en detrimento al deterioro de la calidad de vida, los problemas de contaminación ambiental. Este estado de cosas no es nuevo en el curso de la historia. Hoy se agrega un nuevo elemento, inimaginable apenas un siglo atrás: La capacidad del ser humano de alterar irreversiblemente su hábitat y aún la de destruir gran parte de la vida terrestre, incluyéndose a sí mismo, mediante el armamento nuclear. Este peligro no es despreciable en un contexto de permanentes conflictos bélicos (económico-políticos) que no acaban de resolverse. El consumo de recursos naturales no renovables ha sido tan vertiginoso que su agotamiento es inminente. Las consecuencias de la liberación en pocas décadas de la energía acumulada durante millones de años y la contaminación asociada, podrían ser calamitosas. En este contexto han surgido movimientos ambientalistas, los que han propugnado la toma de conciencia sobre el abuso de la Naturaleza y la realización de acciones concretas, como la constitución de organismos no gubernamentales, los manifiestos, la investigación y las presiones a los gobiernos; con lo que se ha logrado acuerdos regionales e internacionales, la adopción de legislación o la incorporación de contenidos ambientales en las Cartas Magnas. El concepto de sostenibilidad aparece como alternativa viable para no seguir empeorando las cosas. La tarea es, no obstante, ciclópea, pues se debe revertir una tendencia enquistada en la sociedad, la



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cual se manifiesta en un sinnúmero de hábitos individuales y sociales equivocados y muy difíciles de cambiar sin una labor continua de esclarecimiento. Las instituciones educativas tienen el papel clave de desarrollar contenidos ambientales sistemáticamente. El tratamiento que se le da al ruido como problema ambiental con respecto a otros factores de riesgo (contaminación del aire y el agua, disposición de residuos) guarda la misma relación que la consideración de éstos frente a otros problemas humanos (por ejemplo, el crecimiento económico, o el desarrollo de tecnologías complejas). Sostenibilidad acústica ¿Cómo ubicar el ruido en el marco de la sostenibilidad? Explícita o implícitamente, las definiciones de desarrollo sostenible se refieren a actividades consumidoras de recursos que podrían ser no renovables y, por lo tanto, no estar disponibles en el futuro. En el caso del ruido el recurso que se compromete es el silencio, la apacibilidad y no puede decirse, en principio, que se agote, ya que bastaría suprimir las fuentes para recuperarlo íntegro. Pero ¿Es posible acallar las fuentes de ruido? Para responder a esta interrogante se puede establecer un paralelo con un recurso renovable bajo condiciones apropiadas: Los árboles. El abuso de ese recurso (la tala indiscriminada) va reduciendo su cantidad y disponibilidad. Recuperarlo no es imposible, pero requiere decisiones, esfuerzo y acciones específicas y, sobre todo, lleva tiempo. Lo mismo sucede con el silencio. El abuso de los elementos que atentan contra él (equipos ruidosos o con escaso mantenimiento; recreación y costumbres ruidosas), reduce la “disponibilidad” del silencio, y recuperarlo requiere decisiones, esfuerzo y tiempo. Cuestiones de tradición, casi de institucionalización y hasta de ritualización del ruido dificultan la labor de descontaminación. Otra característica de la contaminación asociada a la sostenibilidad es la acumulación del agente contaminador, pues su evacuación es más lenta que su producción. La acumulación se puede manifestar como un incremento paulatino e irreversible hasta llegar a una saturación (por ejemplo: la disposición de residuos en rellenos sanitarios) o como un equilibrio en un nivel del contaminante mayor que el que se verifica en la Naturaleza. El primer caso se da cuando el contaminante no se degrada naturalmente (o demora demasiado); el segundo, cuando hay algún mecanismo natural de evacuación del contaminante. El ruido pertenece a esta última categoría, ya que se convierte muy rápidamente en calor. Aun en estos casos el nivel de equilibrio está en función de la sobrecarga, lo cual significa que si hay más emisores o son más intensos, el equilibrio se da en un nivel más elevado. En el caso del ruido, el equilibrio por encima de lo natural durante largos períodos, puede tener efectos pertenecientes a la primera categoría, como los efectos sobre la salud, tanto auditiva como no auditiva, el deterioro de la calidad de vida y efectos ambientales sobre la biodiversidad (por ejemplo: el éxodo de algunas aves responsables del control de ciertos insectos plagas). A la luz de la discusión anterior, se puede definir la sostenibilidad acústica como el funcionamiento indefinido de una comunidad con una contaminación por ruido suficientemente baja como para no causar alteraciones irreversibles en la salud humana o en la biota. Como el ruido es un fenómeno local (pues no se propaga muy lejos de la fuente), se puede hablar en principio de una comunidad, en lugar de la humanidad, como en el caso del concepto general de sostenibilidad. Pero hay que tener en cuenta que una comunidad no es un sistema cerrado, en cuanto a flujos de tecnología. Esta consideración es pertinente en lo que se refiere a equipamiento acústicamente obsoleto en el país de origen. Puede definirse el desarrollo acústicamente sostenible, entonces, como la mejora continua



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en la calidad de vida de una comunidad, de modo que sus hábitos, costumbres y tecnologías no provoquen ruidos que alteren irreversiblemente la salud humana o la biota. Así, la sostenibilidad acústica sería parte de un modelo de desarrollo social que busca concienciar a la sociedad sobre los beneficios de optar siempre por el artículo, actitud, hábito, etc. con el menor impacto acústico posible entre las opciones a su disposición. Sin embargo, muchas de las personas encargadas de la implementación de las normas y resoluciones relacionadas con el ruido ambiental no conocen realmente cómo implementar todos los cambios que se han sucedido en el marco jurídico normativo para incorporar este mecanismo al necesario proceso de mejoramiento continuo de las empresas cubanas, pues no abundan “instrumentos” metodológicos adecuados y pertinentes que permitan diagnosticar, evaluar, implementar y controlar periódicamente este riesgo ambiental, no solo en el marco de la empresa sino en el entorno circundante que la rodea. En el mejor de los casos, estas experiencias se basan, generalmente, en aplicar aquellas normas obligatorias de carácter técnico, fundamentalmente, y por solo citar un ejemplo si ocurren demandas de la población por una contaminación acústica, el empresario cubano desconoce el marco legal que sustenta esta problemática en el país y que tratamiento seguir en cada caso específico. Por tanto, de todo lo anteriormente expuesto se deriva un problema científico a resolver que se manifiesta, esencialmente, en la contradicción entre el criterio generalizado nacionalmente, sobre la necesidad de aplicar el marco jurídico normativo para el tratamiento de la contaminación acústica, así como la ausencia, al menos de forma explícita, de un fundamento metodológico que permita a los empresarios cubanos, tomar decisiones efectivas a la hora de implementar las normas y resoluciones vigentes, no sólo desde el punto de vista técnico sino legal, como es el caso abordado en esta investigación. Metodología para desarrollar un programa de saneamiento acústico en la empresa La implementación de un programa de saneamiento acústico en una empresa es un proceso compuesto de 4 etapas (Figura 1).Para obtener un diseño adecuado se deben tener en cuenta una serie de etapas que se necesitara aplicar en mayor o menor medida de acuerdo a las condiciones específicas de cada organización. Se proponen las siguientes etapas: 1a etapa: Realización del diagnóstico de la contaminación acústica empresa. Una organización debe conocer las condiciones internas que posee, así como el entorno en que se encuentra, los cuales constituyen el punto de partida para el establecimiento de la estrategia a seguir. Se debe involucrar y obtener el compromiso de la gerencia que será la fuerza impulsora de este proyecto ya que implica disponer de recursos materiales humanos y financieros para el logro de los objetivos. Es importante señalar que para que la alta gerencia sea consciente de la necesidad de este estudio debe estar informada del beneficio que puede lograr. A partir de los resultados del diagnóstico se propone un plan de acción para lograr el mejoramiento de la organización utilizando procedimientos y herramientas que se detallan más adelante. 2a etapa: Levantamiento de la información. Recopilar información general sobre el equipo y los procesos utilizados por la empresa, temas ambientales relacionados con dichos procesos, y estudios de prevención de la contaminación. Esta recopilación debe tener en cuenta el tamaño, la naturaleza y la complejidad de la organización. Esta información es muy valiosa para entender y tener una idea preliminar clara sobre los procesos que se realizan en la empresa y que pueden generar contaminación.



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Figura 1. Desarrollo de un programa de saneamiento acústico en la empresa En lo posible debe realizarse un estudio del proceso de producción desde el inicio hasta el final, centrándose en las áreas donde se generan los productos, residuos y emisiones. Durante el recorrido, es importante hablar con los operarios, puesto que ellos a menudo tienen ideas o información que puede ser útil para identificar fuentes de contaminación. Las entrevistas deben realizarse a las personas que desempeñan actividades o tareas dentro de la producción, durante las horas normales de trabajo tratando que estas se encuentren en el lugar de trabajo habitual de la persona entrevistada. Se realiza un análisis de la legislación vigente y los documentos necesarios que la empresa debe tener dentro de su documentación que muestran los procedimientos de medición. 3a Etapa: Medición de los niveles de ruido. Medición de los niveles de ruido existente en la empresa y su entorno siguiendo la metodología que muestran las normas referente a ruido donde establece los procedimientos y criterios para caracterizar ambientes afectados acústicamente. En la Tabla 1 se muestra esta documentación. El Comité Técnico de Acústica, perteneciente a la Organización Internacional de Normalización (ISO), ha emitido más de cien normas vinculadas con el ruido.

4a Etapa Implementación seguimiento y

mejora

Planear

Hacer

Verificar

Actuar

1a Etapa Realización del

diagnóstico de la contaminación

acústica empresa 2a Etapa

Levantamiento de la información

Análisis de la legislación vigente

3a Etapa Medición de los niveles de ruido

Apoyo de la gerencia y el

Recursos humanos materiales y



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Tabla 1. Normas cubanas relacionadas con el ruido ambiental y su control hasta 2003* NC 01-12:83 Acústica. Términos y definiciones NC 19-01-04:80 Ruido. Requisitos generales higiénicos sanitarios

NC 19-01-06:83 Medición del ruido en lugares donde se encuentren personas. Requisitos generales

NC 19-01-10:83 Ruido. Determinación de la potencia sonora. Método de orientación NC 19-01-13:83 Ruido. Determinación de la pérdida de la audición. Método de medición NC 19-01-14:83 Ruido. Método de medición en los puestos de trabajo

NC 18-64:86 Transporte público y de mercancías. Ruido emitido por los vehículos. Método de ensayo

NC 90-16-01:87 Sonómetros. Métodos y medios de verificación NC 26:99 Ruido en zonas habitables. Requisitos higiénicos sanitarios

*Estas normas son obligatorias 4a Etapa: Implementación, seguimiento y mejora. Es una etapa que está orientada a lograr una dirección adecuada del sistema que se propone una vez implantado el proceso. El plan de implementación contempla los elementos siguientes: Definición de elementos (tareas y proyectos), deben definirse además recursos necesarios,

duración esperada de la actividad y responsabilidad para su desempeño. Identificación de hechos (incluyendo fechas esperadas para la realización de cada proyecto y las

tareas principales, así como las fechas topes y puntos de chequeo a lo largo del plan). Identificación de restricciones (financieras, humanas o legales). Cálculo de datos y holguras (Cálculo de las fechas más tempranas y más tardías de inicio y fin

de cada actividad). Declaración financiera (identificando la magnitud y registrando las inversiones necesarias y

economías esperadas). Identificación de riesgos. Plan de auditoría.

Pero antes de la implantación es necesario reflexionar acerca de las posibles contramedidas a adoptar para combatir las resistencias al cambio, de las que se pueden citar las siguientes: ♦ Comunicar y hacer partícipes a las personas que se verán implicadas en el cambio ♦ Dar la formación y adiestramiento necesarios. ♦ Escoger el momento adecuado. ♦ Desarrollar una implantación progresiva, procurando iniciar ésta con las personas más receptivas

y con las de más prestigio entre sus compañeros. Conclusiones A pesar de todos los esfuerzos, programas, estrategias, iniciativas y experiencias concretas que se han implementado de responsabilidad social empresarial; éstas no resultan aún suficientes para lograr la solución de la actual crisis ruido-ambiental que enfrenta el planeta. Para alcanzar el objetivo de una verdadera sostenibilidad del modelo de desarrollo socioeconómico, resulta imprescindible la actuación desde una perspectiva sistémica, orientada precisamente hacia el cambio estructural y funcional del actual sistema social, económico y político, que predomina en el planeta.



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La actividad económica es a la vez, producto de la civilización humana, y es instrumento de transformación de la sociedad. Por consiguiente, las empresas y organizaciones son agentes y también resultado de los procesos de cambio social. Ahora bien, si el resto de los agentes sociales no actúa en la dirección del cambio, es muy improbable que por sí sola la responsabilidad social empresarial logre la transformación de la calidad ambiental laboral con respecto al ruido. La sostenibilidad sólo puede ser alcanzada mediante la acción coordinada de todos los grupos y agentes sociales que actúan en el escenario económico, político y social tanto a nivel global, regional como local; las empresas no pueden hacerlo por sí solas; no obstante, teniendo en cuenta que estas son una parte importante del problema, también deben serlo de la solución. Para lograr la sostenibilidad, es preciso un nivel visionario, proactivo, que trabaje intensamente en función del cambio en el sistema. Actualmente no existe un marco normativo, o al menos no está claramente expresado, donde se le permita al empresario tomar decisiones efectivas a la hora de implementar las normas y resoluciones relacionadas con la contaminación acústica en la empresa y su entorno, no sólo desde el punto de vista técnico, sino también desde el punto de vista legal. Con el procedimiento propuesto se logra el incremento del nivel de ecoeficiencia reduciendo los riesgos a la salud y el ambiente, permitiendo la identificación oportuna de las fuentes contaminantes de ruido en correspondencia con la legislación vigente. La puesta en práctica del estudio conlleva a su vez a establecer los niveles de ruido permisible en cada puesto de trabajo según la norma cubana que se encuentra vigente. Bibliografía

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E-106 CARACTERIZACIÓN DE NANOESTRUCTURAS EN

PELÍCULAS DE CIRCONIO ESTABILIZADA MONO Y MULTI CAPA USANDO XPS, XRD Y AFM / NANOSTRUCTURE

CHARACTERIZATION IN SINGLE AND MULTI LAYER YTTRIA STABILIZED ZIRCONIA FILMS USING XPS, XRD AND AFM

Ilya Espitia-Cabreraa, H. D. Orozco-Hernándezb, M. E. Contreras-Garcíab. P. Bartolo-Pérezc

aFacultad de Ingeniería Química, Edificio “D”, bInstituto de Investigaciones Metalúrgicas, Edificio “U”, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, S/N 58060 Morelia, Mich.,

cDepartamento de Física Aplicada, CINVESTAV,IPN, Apartado Postal 73 Cordemex. 97310 Mérida, Yuc., México

[email protected]

Abstract Single and multi layers of yttria partially stabilized zirconia (6Y-TZP) nanostructured films were deposited on 304 stainless steel substrate by an electrochemical deposition method. This technique is considered to be an important tool in the formation of nanostructured materials, including monolayer and multilayer films, powders and composites. The aim of the work reported on this paper is the codeposition of two hydroxides, Zr (OH)4 and Y(OH)3, in order to obtain yttria partially stabilized zirconia film, and the preparation of monolayer and multilayer ceramic film of ZrO2.6Y2O3. To examine the structure and composition of one layer and three layers of 6Y-TZP deposited on 304 SS, several experimental techniques were used: XPS, DRX and AFM. The XPS technique revealed that zirconia and yttria were present in solid solution. This result was corroborated by XRD. AFM results showed that the films were uniform, homogeneous and there were no deep cracks that reach the substrate surface. Keywords: Yttria partially stabilized zirconia; XPS; SEM; AFM; Multilayer; Nanostructured films. Introduction Zirconium oxide is one of the most promising candidates as a functional material because it has good mechanical strength [1], superior chemical resistance [2], and excellent thermal stability [3]. The use of ceramic coatings in various high-temperature engineering and industrial environments (“hot-section” components) is expected to grow substantially within the near future [4]. A number of studies have shown that the physical properties of materials become microstructurally dependent when the grain size decreases below 100 nm [5, 6]. Zirconia-based materials are very important in structural ceramics. Tetragonal ZrO2 polycrystalline (TZP) ceramics have excellent mechanical properties, due to the transformation-toughening effect. Zirconia can be doped by the addition of several oxides: Y2O3, CeO, CaO and MgO [7]. Thin film electrolytes are interesting for their technological applications in fuel cells [1], sensors [2] and electrochemical devices [3]. Various authors suggest that an electrolytic deposition method [8-11] can be employed to obtain partially stabilized zirconia-yttria (6Y-TZP) nanostructured films. Electrophoretic deposition is the process whereby gel particles from a suspension are deposited onto an electrode of opposite charge with the application of a dc electric field. This technique is considered to be an important tool in the formation of nanostructured materials, including monolayer and multilayer films. This method,



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offers a number of advantages over other convencional coating methods: electron beam [12]; plasma-spray [13]; those require high temperatures, CVD, Sol-Gel [14, 15]; ion beam assisted deposition [16]; and thermal spray [17]. In all of them the thickness is difficult to control. Otherwise, electrodeposition method is a rapid process, use low cost equipment; it is also low temperature process, easy to control microstructure coatings with high purity grade and can be used in any shape of substrates, with a rigid control of film thickness, uniformity and deposition rate. Thin ceramic coatings of 6Y-TZP are successfully used as thermal insulation and protection against corrosion. They are used to prevent the degradation of the elements subjected to ambient impact over long periods of time [18], and as catalysts and as catalytic substrates, solid oxide fuel cells, gas sensors, gas separation membranes, and the coatings are also used as a buffer for superconducting films. In recent years, applications of thermal barrier coatings, together with the development of super alloys and cooling systems, have improved the efficiency and durability of gas turbine engines [19a,b]. In this research, 6Y-TZP nanostructured films were prepared. One and three layers were deposited on 304 SS by electrochemical deposition method. Morphological properties were studied with AFM technique. Films chemical composition was determined by XRD, and XPS spectroscopies. Experimental 304-SS plates of 1 cm2 were used as a substrate. All sustrates were ground down to 600 grit SiC paper, followed by ultrsonic cleanning with dry ethanol; the composition of the electrolytic bath was an aqueous solution was reported previous [20]. The one layer film was thermally treated at 750 ºC for one hour. In the three-layer sample, the first layer was thermally treated at 200 ºC and then two additional layers were deposited for a total of three layers. These samples were thermal treated at 750 ºC for one hour, in order to complete the film crystallization. X-ray photoelectron spectroscopy (XPS) analyses were performed in a Perkin-Elmer PHI 560/ESCA-SAM system. XPS spectra were obtained after 15 minutes of Ar+ sputtering with 4 keV energy ions and 0.36 µA/cm2 current beam. For the XPS analysis, samples were excited with 1486.6 eV energy AlKα X-rays. XPS spectra were obtained under two different conditions: (i) a survey spectrum mode of 0-1000 eV, and (ii) a multiplex repetitive scan mode. Scanning steps of 1 eV/step and 0.2 eV/step with an interval of 50 ms, were utilized for survey and multiplex modes, respectively. 6Y-TZP electrodeposited films morphology and composition were studied by SEM and EDS using a JEOL 6400 Microscope. The topology and the surface morphology of the 6Y-TZP films were observed by AFM using a model JEOL AFM SPM-4210-TM421 in air, operating in tapping mode. Results and discussion In this work XPS, XRD and AFM, were chosen to characterize the ceramic films due the complementary nature of these techniques that conduct to evaluate the surface structure at nanometric scale and the composition of each film. XPS Analysis XPS survey spectrum of three layers of 6Y-TZP on 304-SS is presented in Figure 1 (A) , Fe 2p3/2 (711 eV), Mn 2p1/2 (633 eV), Mn 2p3/2 (641 eV), O 1s (530 eV), N 1s (395 eV), Zr 3d (182 eV), and Y 3d core level principal peaks can be observed. Also, O(A) (975 eV), Fe 2p3/2(710 eV), Cr 2p3/2 (576 eV), Zr 3s (433 eV), Zr 3p1/2 (346 eV), Zr 3p3/2 (332 eV), Zr 4s (53 eV) and O 2s (31 eV) Auger and secondary peaks are detected [15]. From Figure 1, the quantification of elements has been determined as 67.7, 29.7 and 3.5 % atomic for O, Zr, and Y, respectively. For quantification



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the sensibility factors were took from the equipment software as: SO = 0.67, SZr = 2.0 y SY = 1.78. The atomic concentration of O y Zr was close to the theoretical values for the stoichiometry of the zirconium oxide. In this Figure 1 (B) present the Zr 3d5/2 spectrum of the spin–orbit splitting components at 183 and 185.6 eV, which are consistent with the binding energies for fully oxidized ZrO2 [21]. Similar results have been obtained in zirconia coatings on Ti-6Al-4V by Yen et al. [22]. Figure 2 (A) shows the Y3d5/2 peak localized at 156.8 eV that indicate the Y2O3 compound in solid solution with ZrO2. Avramova et al. [10] discussed the formation of zirconia-ceria solid solution, reporting Zr 3d 5/2 constant peaks at 181.7 eV for unannealed films and 181.4 eV for annealed films. They also reported a peak on 156.5 eV corresponding to the Y 3d spectra after thermal treatment. Figure 2 (B), shows the investigated solid solution peaks presenting mainly by the O 2p orbital at 5.9 eV. Changes in the O 2p portion of the spectra are indicative of a change in the hybridization between O 2p and Zr 4d. The O 2s band is broad and appears at around 20 eV, while the Zr 4p band is seen at 30.8 eV. The stabilizing dopant Y should give rise to Y 4p state at 25.1 eV. These results are in agreement with Avramova et al. [10], French et al. [23], and with Marinova et al. [11], who made a deep study of the chemical environment effect on the Zr 3d, Y 3d and O 2p peaks position. At Y/Zr ratio of 0.06, which is the present case, the experimental data obtained for the valence-band corresponds to O-cation hybridized bonding orbitals present at 5.9 eV; this is probably associated with incorporation of ytria into the zirconia latice, which perhaps stabilizes the cubic structure, according with the reported by Marinova et al. [11]. The same spectrum was obtained by one layer of (6YPSZ). DRX Characterization The X ray diffraction pattern of three layers 6Y-TZP film on 304-SS after calcination at 750°C, during one hour, is presented in Figure 3 the obtained peaks are attributed to fluorite type cubic structure and to tetragonal phase of zirconia yttria solid solution of the 6Y-TZP film. There were not found peaks corresponding to the yttrium oxide or zirconium oxide single phases, which indicate that all yttria is present in solid solution with zirconia. The (chromium iron nickel 304-SS) main diffraction peaks (SS) were also obtained. The same diffraction peaks were obtained for the one layer film.

175180185190

Three layers

ZrO2

Zr 3d3/2

Zr 3d5/2

Inte

nsity

(a.u

.)

Binding Energy (eV)

(A) (B)

Figures 1. (A) General XPS and (B) XPS spectra of Zr (3d) of three layers of (6YPSZ) on 304 SS



72

1 6 2 1 6 0 1 5 8 1 5 6 1 5 4 1 5 2

Three layers

Y 2O 3

Y 3 d 5 /2

Y 3 d 3 /2

b e n d in g e n e rg y (e V )

(A) (B)

Figures 2. (A) XPS spectra of Y (3d) of three layers of (6YPSZ) on 304 SS (B) Splitting of the low binding energy peaks.

AFM characterization Figure 4 shows a 3D AFM topographic image of the 6YPSZ three layers film. The scanned volume was 732 × 732 × 196 nm3. The samples were observed scanning different zones of the surface; the deposit was present in all the surface, according to AFM profilometer observations, there was no naked substrate zone in either case. By AFM it was not possible to detect any defects or cracks in the zirconia films. It was observed with AFM that the coatings consisted of globular plate-like nanoparticles that formed nanoaccordion type morphology. The observed grains are an average 720 nm in size on their broad side.

0 20 40 60 80 100

1000

1500

2000

2500

3000

3500

Three layers*

ο

ο

ο

*

*

*

ο

*

ss

ss

ss

Cou

nts

2θ

ss (Stainless steel) * Tetragonal ο Cubic

Figure 3. XRD diffraction pattern of three layers of (6YPSZ) on 304 SS

Conclusions One and three layered coatings of 6Y-TZP were successfully deposited on 304-SS using an electrodeposition method. The two oxides were obtained in a solid solution according to the XPS



73

and DRX results, completely covering the 304-SS surface, in the composition proposed. The obtained morphologies showed that the films were homogeneous and can be produced without deep cracks that reach the substrate surface and with no other defects; the nanostructure was clearly showed by AFM images where the nanoaccordion-like form of well packed nanoparticles was detected.

Figure 4. AFM image of three layers of (6YPSZ) on 304 SS

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E-107 ESTABILIZACIÓN DE TRES REACTORES ANAEROBIOS

TERMOFÍLICOS QUE TRANSFORMAN RESIDUOS CARBONOSOS EN METANO / STABILIZATION OF THREE ANAEROBIC THERMOPHILIC REACTORS THAT CONVERT

ORGANIC POLLUTANTS INTO METHANE

Amri Bello-Cabrera, José Alberto Cruz-Juárez, José Carlos Álvarez-Ignacio, Iván René Rincón-Acelas, Carmen Durán-de-Bazúa

Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México

[email protected]

Objetivo Este proyecto tiene como objetivo principal evaluar la cinética de la conversión anaerobia termofílica de vinazas de caña a nivel de laboratorio para producir metano como fuente de energía. Metas 1. Adaptación de tres reactores anaerobios trabajando a condiciones termofílicas con vinazas de

caña diluidas al 50% con valores de DQO alrededor de 60000 mg/L. 2. Determinación de la actividad metanogénica de los lodos empleados para el período de

adaptación 3. Realización de pruebas de biodegradabilidad para los lodos adaptados a las tres temperaturas de

operación. 4. Evaluación de las constantes cinéticas de Monod y de la energía de activación de Arrhenius

durante la etapa dinámica de reactores anaerobios termofílicos (45, 55 y 65°C) operando con vinazas de caña.

Metodología Actividad metanogénica específica La actividad metanogénica es una característica que indica la capacidad de la biomasa para transformar la materia orgánica en metano; se defina como la masa de sustrato en forma de DQO que es convertida a metano por unidad de masa de biomasa y por unidad: g DQO-CH4/g SSV-día. La actividad metanogénica se mide bajo condiciones de saturación de sustrato; por lo tanto la tanto la concentración de ácidos grasos volátiles deberá ser suficiente para su difusión en el lecho del lodo sin ninguna limitante. a) Cálculo de los parámetros cinéticos k y Ks: Se define el grado de utilización de sustrato por parte de los microorganismos empleado para la generación de nuevas células en la fase de proliferación celular:

( )SKYXSr

ssu +

−= maxµ



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donde: rsu = tasa de utilización de substrato (masa/volumen*tiempo) µmax = máxima tasa de crecimiento específica (tiempo-1) X = concentración de microorganismos (masa/volumen) S = concentración del substrato que limita el crecimiento (masa/unidad de volumen)

Y = Coeficiente de producción máxima medio (masa de células formadas/masa de substrato consumido) Ks = constante de velocidad media (concentración de substrato a la mitad de la máxima tasa de crecimiento (Metcalf & Eddy, 1995)

El término Ymaxµ se substituye por el término k, definido como la tasa máxima de utilización de substrato por unidad de masa de microorganismos:

Y

k maxµ=

De la misma forma, en los sistemas de tratamiento biológico se puede determinar el grado de utilización de substrato mediante:

θ

SSr osu

−−=

donde: So = Concentración de substrato en el influente (masa/unidad de volumen) θ = Tiempo de residencia hidráulica. Igualando las ecuaciones anteriores y reemplazando el parámetro k, se obtiene una nueva expresión que al ser ordenada permite obtener la siguiente ecuación de línea recta:

kSk

KSS

X s

o

11* +−=−θ

A partir de esta expresión se grafica SS

Xo −

θ (Y) vs. S1 y se obtiene una pendiente

kKs y el

intercepto con el eje Y el valor de k1 , de esta manera se ha obtenido k y Ks donde:

rsu

= tasa de utilización de substrato (masa/volumen*tiempo) b) Determinación de la energía de activación del sistema: Para obtener la constante de degradación de Arrhenius se supone una cinética de primer orden para la degradación de la materia orgánica y la producción de CH4 acumulada descrita mediante las siguientes ecuaciones (Veeken y Hamelers, 1999):

)( 1−

−dia

SSoXθ

1)/(1−Lmg

S

k1

pendientekks

=

)( 1−

−dia

SSoXθ

1)/(1−Lmg

S

k1

pendientekks

=



77

( ) ( )[ ]tKCHtCH CHMAX *exp1

4,44 −−= donde: CH4(t) = producción de metano acumulada en el tiempo en mL (STP) CH4,MAX = producción máxima de metano en mL (STP) K

4CH = constante de velocidad de metanogénesis de primer orden (día-1) t = tiempo (días) Los valores de los parámetros de CH4MAX, y KCH4, se estiman por medio de los mínimos cuadrados de la producción acumulativa de CH4 (Doucet y Sloep, 1992). La rapidez de reacción de la metanogénesis se representa en función de la temperatura mediante la ecuación de Arrhenius.

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

=RTEaKKv o exp*

donde: Ea = Energía de activación de la reacción kJ/mol R = constante universal de los gases, kJ/mol*K Kv = K

4CH ; constante de velocidad de metanogénesis Linealizando esta ecuación se obtiene como pendiente el valor de la Ea/R en la pendiente y con un simple despeje se obtiene el parámetro deseado Resultados y discusión a) Parámetros de control de los reactores anaerobios: Demanda química de oxígeno. Los valores de remoción de los reactores anaerobios estabilizados en este período fueron: Porcentaje de remoción de DQO del período de junio a diciembre 2007

Promedio Mínimo MáximoR1 (45 °C) 46.8 34.4 63.6R2 (55 °C) 47.2 29.2 65.4R3 (65 °C) 45.8 33.4 62.4

Porcentaje de remoción de DQOReactor

Alcalinidad y factor alfa (α). Los valores de alcalinidad en este período se presentaron cercanos a 0.2 siendo este un valor óptimo para la metanogénesis, presentándose desbalances en el sistema solo en los incrementos de temperatura realizados para llegar a las temperaturas de operación de esta investigación. b) Energía de activación del sistema: A partir de las pruebas de actividad metanogénicas se obtiene los valores de las constantes de metanogénicas utilizando la herramienta Solver de Excel, se resuelve por mínimos cuadrados para ajustes no lineales.



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Y resolviendo de acuerdo a lo presentado en la parte de metodologías se obtiene:

c) Constantes cinéticas k y Ks:

Conclusiones El objetivo principal de esta investigación, que era el de evaluar la cinética de la degradación anaerobia termofílica de vinazas de caña a nivel de laboratorio, se cumplió Se obtuvieron las constantes cinéticas Ks y k a las tres temperaturas de operación de los reactores anaerobios (45, 55 y 65°C), las cuales fueron disminuyendo conforme la temperatura aumenta como era esperable Se obtuvo la energía de activación basada en la ecuación de Arrhenius (Ea = 24.80 kJ mol-1) Referencias Doucet, P., Sloep, B. 1992. Mathematics in the life sciences. Ellis Horwood Limited, Chichester, Inglaterra. Metcalf & Eddy. 1995. Ingeniería de las aguas residuales. Tratamiento vertido y reutilización. Tercera edición. Mc Graw Hill. Madrid, España. Veeken, A., Hamelers, B. 1999. Effect of temperature on hydrolysis rates of selected biowaste components. Biores. Technol. 29:249-254.

T (°C) T(K) KH (d-1) 1/T Ln (K)45 318 0.0338 0.0031 -3.38755 328 0.0442 0.0030 -3.11965 338 0.0593 0.0030 -2.825

y = -3018.8x + 6.0988R2 = 0.9981

-4.000

-3.500

-3.000

-2.500

-2.000

-1.500

-1.000

-0.500

0.0000.0029 0.0030 0.0030 0.0031 0.0031 0.0032 0.0032

1/T

Ln (K

h)

mm == 33001188..88 RR == 88..331144 JJ mmooll-1 KK-1 mm == EEaa//RR,, ddeessppeejjaannddoo ssee oobbttiieennee:: EEaa == 2244..8800 kkJJ mmooll-1

Reactor k (d-1) Ks (gDQO/L)R1 45ºC 0.101 113.8R2 55ºC 0.090 77.76R3 65ºC 0.048 51.57



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SOIL AND GROUND WATERS

SUELO Y AGUAS SUBTERRÁNEAS



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S-101 BIOGEOQUÍMICA DE LOS ELEMENTOS TRAZA.

IMPORTANCIA E IMPACTO AMBIENTAL / BIOCHEMISTRY OF TRACE ELEMENT.ENVIRONMENTAL IMPORTANCE AND

IMPACT

María Teresa Alarcón-Herrera Dra. en Ingeniería Ambiental

Centro de Investigación en Materiales Avanzados, S.C. (CIMAV) Miguel de Cervantes 120, Complejo Industrial Chihuahua, 31109 Chihuahua, Chih.

Tel: (+614) 439-1121

[email protected]

La calidad de la vida humana es dependiente de la composición química de los alimentos y del ambiente que nos rodea. El entendimiento de los principios fundamentales y fenómenos que controlan la transferencia de los elementos traza en la cadena aire-agua-suelo-plantas-ser humano es de gran importancia, tanto para el desarrollo de organismos vegetales y animales, así como para la protección del ambiente y la salud humana. Pero la primera pregunta sería: ¿Qué son los “Elementos Traza”? y porque su importancia. El término de “elementos traza” a la fecha no ha sido definido de forma precisa. El término se refiere a ciertos metales y metaloides, y está relacionado con su abundancia. Traza es una cantidad minúscula de alguna sustancia. Esta definición ha sido usado en las ciencias biológicas, ambientales, química y geología para denominar a los elementos químicos que ocurren en la corteza terrestre en cantidades menores del 0.1%. Se les conoce también como elementos esenciales o micronutrientes, o metales pesados (término que incluye metales y metaloides) y pueden ser elementos potencialmente tóxicos. Es conocido que un gran número de elementos traza son muy importantes a nivel biológico. Por ejemplo, son cofactores de enzimas y forman parte de los elementos estructurales de las proteínas. Desde el punto de vista biológico, se distinguen dos grandes grupos: (1) aquellos que no presentan una función biológica conocida y (2) los que tienen la consideración de micronutrientes. La presencia de los primeros en seres vivos, en cantidades mínimas, lleva aparejada graves disfunciones orgánicas. Resultan altamente tóxicos y pueden acumularse en los organismos vivos. Dichos elementos son, principalmente: Cd, Hg, Pb, Cu, Ni, Zn, Sb, Bi. Los micronutrientes se requieren en cantidades traza, por las plantas y animales; todos ellos son necesarios para que los organismos completen su ciclo vital, pero si su cantidad supera un cierto umbral se vuelven tóxicos. Dentro de este grupo están: As, B, Co, Cr, Cu, Mo, Mn, Ni, Se y Zn, entre otros. La mayoría de los elementos traza que son esenciales para los humanos, lo son también para las plantas. Desafortunadamente, la concentración de la mayoría de elementos que puede ser dañino para los humanos y animales no lo es para las plantas, y esto ha generado un aumento de estos elementos hacia las cadenas tróficas. La supervivencia de la humanidad está ligada con su ambiente y los alimentos. La escaces y/o la mala calidad de los alimentos ha originado siempre serios problemas de salud a la humanidad. Se considera que más de tres millones de gentes alrededor del



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mundo sufren de alguna deficiencia de nutrientes, por la falta de elementos traza esenciales, o bien enfermedad por exceso de elementos traza tóxicos. Esta situación ha sido reconocida desde la antigüedad, como lo mencionó Paracelsus en 1538: “La dosis apropiada es lo que diferencía a un veneno de un remedio”. Los recursos que el hombre requiere, se encuentran en los diferentes ecosistemas terrestres, sin embargo gran parte de estos han sido considerablemente modificados antropogénicamente. Mientras que los cambios geológicos, geoquímicos y biológicos de la litosfera han sido muy lentos, los cambios estimulados o introducidos por los seres humanos han sido muy rápidos, especialmente en las últimas décadas del siglo pasado. Los cambios antropogénicos asociados principalmente con la contaminación han dado lugar a la degradación del ambiente. De entre los contaminantes químicos, los elementos traza tienen una alta significancia a nivel ecológico, biológico y de salud. La producción de energía eléctrica y mecánica a partir de combustibles fósiles, y el consumo de recursos naturales son las principales fuentes de contaminación por elementos traza. Sin embargo las actividades agrícolas y la disposición inadecuada de residuos, peligrosos y no peligrosos, incluyendo agua residual domestica e industrial, residuos animales (estiércol) fertilizantes minerales y agroquímicos (pesticidas), han contribuido significantemente al incremento en la concentración de los elementos traza en los diferentes medios (agua, aire y suelo), y con ello al deterioro ambiental. El suelo no es únicamente una parte del ecosistema, sino también juega un papel muy importante para los seres humanos, debido a que la sobrevivencia del hombre está ligada a la producción de alimentos. El suelo es la principal fuente de elementos traza para las plantas, tanto como micronutrientes como de contaminantes. Es también la fuente directa de éstos elementos hacia los humanos, debido a la ingestión de suelo, inhalación de polvo, o por absorción a través de la piel. Las funciones del suelo como medio filtrante, amortiguante, almacenante y de sistema de transformación química, lo protege contra la contaminación de los elementos traza. Sin embargo el suelo es efectivo en éstas funciones únicamente solo mientras que su capacidad de intercambio catiónico y su actividad biológica sean preservadas. Las fuentes de contaminación del suelo por elementos traza son muy variadas, considerándose a nivel mundial que las cenizas emitidas por los diferentes sistemas de combustión (industrial, vehicular, generación de energía eléctrica, mecánica, etc. ) constituyen la mayor aportación antropogénica de metales y metaloides al ambiente. La combustión de combustibles fósiles es la principal responsable de la emisión de As, Mn, Ni, Sb, Se y V en zonas urbanas. Ello además de las emisiones de óxidos de nitrógeno y azufre, que son causantes de la generación de lluvia acida. La cual propicia la liberación de elementos traza tanto en el suelo como en el agua contribuyendo grandemente al deterioro ambiental. En suelos cercanos a grandes vías de comunicación se ha notado un incremento en las concentraciones de Cd y Zn, procedente del desgaste por abrasión de diversos metales, así como de Ni, Cr, V, W y Mo desprendidos del acero de los vehículos. Los desechos urbanos constituyen también una fracción importante de las emisiones. Los residuos sólidos urbanos pueden llegar a contener diferentes cantidades de metales en su composición. Un hecho muy significativo es que las pinturas son la mayor fuente de Pb. Las utilizadas en las fachadas de los edificios son arrastradas por las lluvias y terminan en las áreas periurbanas. Las pinturas de los interiores acaban pasando al polvo doméstico, y posteriormente son arrastradas por el aire. Si se tiene en cuenta el intenso tráfico de las ciudades, la concentración industrial en sus áreas periféricas y los escombros de construcciones demolidas, que además de pinturas contienen Al, Fe, Pb, etc., las zonas periurbanas manifiestan niveles de contaminación muy superiores a las áreas rurales, a



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excepción de las ubicadas en las cercanías de las zonas mineras. En el medio rural, los fertilizantes y las enmiendas adicionadas directamente al suelo son la principal fuente contaminación por elementos traza. Los residuos ganaderos, utilizados como enmiendas, pueden contener As y Cu utilizados como complementos nutritivos. Los fertilizantes inorgánicos pueden contener Cd procedente de su manufactura; las rocas fosfatadas llevan una notable cantidad de diversos metales y sobre todo Cd, que junto a Pb y As son bastante frecuentes en diversos tipos de abonos. Actualmente, el desarrollo de nuevas tecnologías de toda índole depende de los elementos que se obtienen por actividades minero- metalúrgicas, o del reciclaje de otros materiales. México es uno de los países que se encuentra localizado en una región volcánica rica en minerales. La actividad minera adquirió una gran relevancia económica y social, convirtiéndose desde tiempos de la colonia, en el motor del crecimiento económico y modernización del país. La minería suministró insumos a la industria de la construcción, metalurgia, siderurgia y química por más de tres siglos, ayudando a generar infraestructura y polos de desarrollo. Las industrias metalúrgicas son otra importante fuente de emisión de elementos tales como As, Cd, Cr, Ni, Pb, Zn y Hg. Las áreas mineras antiguas con varias fundiciones pueden llegar a estar rodeadas de tierra estéril donde la vegetación ha sido erradicada por los ácidos y el suelo erosionado. Los drenajes ácidos mineros atacan otros minerales, produciendo soluciones que pueden acarrear elementos tóxicos al ambiente. Algunos metales, como Cd y Hg, y no metales como Sb o As, son muy comunes en pequeñas cantidades en depósitos metálicos y son altamente tóxicos, aun en pequeñas cantidades, particularmente en forma soluble, en la cual pueden ser biodisponibles y absorbidos por los organismos vivos. Los elementos potencialmente tóxicos más comunes derivados de estos procesos, en el caso de México, son Pb, Cd, Zn, As, Se y Hg. Otra fuente importante de contaminación por elementos traza potencialmente tóxicos, en México, es la actividad industrial. Desde el inicio de la industrialización y hasta la actualidad, este tipo de actividades genera diversos tipos de residuos peligrosos que, ante la falta de una regulación jurídica adecuada que los identificara como tales, se dispusieron en sitios inadecuados, como terrenos aledaños a plantas industriales, o se depositaron indiscriminadamente en barrancas, ríos, basureros, terrenos baldíos y cañadas. De acuerdo con la SEMARNAT, en 1999, el listado preliminar nacional de sitios abandonados contaminados con residuos peligrosos fue de 105 sitios en 17 estados. Algunos de estos sitios se encuentran contaminados por diferentes tipos de residuos, siendo los metales pesados los encontrados en el mayor numero de sitios (61 sitios). A su vez, el Pb es el más común de los contaminantes, presentándose en 23 de estos sitios. Los residuos biológico-infecciosos ocupan el segundo lugar (17.6%) y las escorias el tercero (13.5%), destacando las provenientes del sector del hierro y acero. Los contaminantes más frecuentes en las zonas mineras del país son el As y el Pb, además del Cd en algunas de ellas. De acuerdo a la Semarnat, estos elementos potencialmente tóxicos, comúnmente se encuentran en residuos tales como jales mineros y escorias de fundición, cuyo volumen supera las 80,000 toneladas. En el 2008, el número de pasivos ambientales del registro preliminar del sistema de información geográfica de la SEMARNAT fue de 297 sitios, donde los metales y metaloides continúan estando entre los contaminantes más frecuentes. Entre éstos el plomo, cadmio arsénico y mercurio siguen siendo los principales. Como puede observarse de lo anterior, la contaminación de suelos por elementos traza es un problema persistente en muchos sitios de México, al cual se le debe de dar la importancia y atención requerida, para frenar el deterioro ambiental y consecuentes efectos a nivel de ecosistemas y de salud humana.



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S-102 USO Y TRANSFORMACIÓN DE LODOS INDUSTRIALES

TEXTILES Y AGUAS CONGÉNITAS EN ZONAS ÁRIDAS Y SEMIÁRIDAS DE MÉXICO / USE AND TRANSFORMATION OF INDUSTRIAL TEXTIL SLUDGES AND WATER IN DESERTIC AND

SEMIDESERTIC AREAS OF MEXICO

Adalberto Benavides-Mendoza, Homero Ramírez, Valentín Robledo-Torres, Alberto Sandoval-Rangel

Universidad Autónoma Agraria Antonio Narro, Calzada Antonio Narro 1923, 25315 Saltillo, Coahuila, México

[email protected]

Introducción Como parte de las propuestas para fomentar el desarrollo sustentable de la industria en las regiones áridas y semiáridas de México, la UAAAN propuso aplicar en la actividad agrícola y forestal dos tipos de subproductos de la actividad industrial: los lodos industriales y las aguas congénitas también llamadas aguas de formación. Ello por dos razones: una ecológica y una económica. La razón ecológica se refiere al hecho de que el fomento del reciclado y el aprovechamiento normado, responsable y seguro de subproductos sólidos o líquidos, necesariamente disminuye el impacto ambiental de las actividades industriales. La razón económica describe la oportunidad potencial de transformar y añadir valor a los subproductos, modificándolos de tal forma que faciliten la práctica agrícola o forestal en la región sustituyendo al menos parcialmente la práctica de confinamiento. Lodos industriales textiles En la depuración de aguas residuales de diferentes industrias se producen subproductos sólidos, comúnmente llamados lodos industriales, que pueden convertirse en fuente de contaminantes con impacto negativo sobre el entorno. Una alternativa atractiva es su aprovechamiento desde el punto de vista agrícola proporcionando un doble beneficio: el ambiental al eliminarse los subproductos sin alteración relevante del equilibrio ecológico y el agrícola, al modificar, manipular o incorporar los lodos en los sustratos o suelos para el aprovechamiento de las características físicas y el contenido de nutrimentos de dichos materiales. Los subproductos sólidos que provienen de las plantas de tratamiento de aguas residuales textiles, poseen características muy diversas, de tal forma que de acuerdo a su perfil químico y biológico pueden tener diferentes destinos: algunos de ellos son susceptibles de ser reutilizados o revalorizados como mejoradores de suelos. En otros casos pueden destinarse a la recuperación y reciclaje de los elementos que lo componen o bien a un reutilización posterior, en el peor de los casos algunos lodos deben ser manejados de forma cuidadosa para ser dispuestos en confinamientos especiales. La aplicación de lodos residuales o biosólidos urbanos a suelos agrícolas es una práctica habitual en países desarrollados por razones prácticas y económicas [1]. Los lodos residuales tienen valor fertilizante y mejoran también las propiedades físicas de los suelos [2,3]. La dosis de aplicación se suele fijar en función de los requerimientos del cultivo en N y P, aunque también deben considerarse factores como la carga de sales y la presencia de elementos metálicos u otros compuestos. En los Estados Unidos de América y la Unión Europea, las agencias de protección ambiental consideran que incluso los lodos que muestran componentes peligrosos pueden aplicarse en la fabricación de productos agrícolas, siempre y cuando se tomen las medidas



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adecuadas para su tratamiento, manufactura y uso. En México, la NOM-004-SEMARNAT-2002 [4] regula las especificaciones con que debe cumplir cualquier material, lodo o biosólido, antes de su disposición final o aprovechamiento. Del mismo modo, el INIFAP tiene bien desarrollado el modelo de utilización y aplicación de lodos residuales urbanos en suelos agrícolas [5]. Sin embargo, al contrario que los biosólidos de origen urbano, el uso de los subproductos sólidos industriales es menos extendido, bien sea porque cuentan con concentraciones menores de N, P y K en comparación con los lodos o biosólidos urbanos, o bien porque su aplicación es vista con menor confianza. Como ventajas potenciales se tiene la generalmente menor concentración de patógenos y su normalmente mayor contenido de microelementos metálicos como Zn y Fe, que los convierte en opciones atractivas para los suelos calcáreos y de zonas áridas en donde dichos elementos son limitativos para el crecimiento vegetal. Hasta donde se sabe solamente una pequeña fracción de fertilizantes y mejoradores de suelos incluyen lodos industriales como parte de sus materias primas [6], y ello habla del potencial innegable en esta área de oportunidad tecnológica cuando se dispone de subproductos industriales que no entrañan riesgos ambientales o para la salud, esto es, cuando disponen de una constancia de no peligrosidad de los mismos. Los subproductos residuales de la industria textil, al igual que los originados por otras industrias, generan altos costos de tratamiento, transporte y disposición. El incremento de los costos de disposición y el alto precio de los fertilizantes han motivado su uso en la agricultura. Esta alternativa resulta técnica y económicamente recomendable, ya que los lodos contienen compuestos orgánicos biodegradables que pueden aportar nutrientes a las plantas, siempre y cuando cumplan con las normativas internacionales, en cuanto a sus componentes y el de sus lixiviados. El efecto más peligroso de la utilización de lodos en la agricultura son algunos metales como el plomo, cromo y cadmio que se acumulan en los suelos y vegetales; estos últimos pueden alcanzar niveles tóxicos que afectan la salud si se utilizan en la alimentación de animales y seres humanos. La presentación incluye los resultados obtenidos del 2004 al 2008 en el marco del proyecto conjunto ejecutado por la Compañía Industrial de Parras, S.A. de C.V. (CIPSA) y la UAAAN. El objetivo general del proyecto es elevar la competitividad y disminuir el impacto ambiental de las actividades industriales textiles de la empresa coahuilense Compañía Industrial de Parras, S.A. de C.V. (CIPSA), transformando los subproductos sólidos del proceso industrial en productos con valor agregado de utilidad en el sector productivo agrícola. Los trabajos se desarrollaron en las siguientes fases: (a) generar información sobre la composición de los lodos incluyendo la clasificación de acuerdo a la NOM-004; (b) verificar su comportamiento en presencia de suelo, sustratos hortícolas y agua; (c) verificar el efecto de los lodos crudos sobre el crecimiento y composición de plantas forestales, ornamentales y alimenticias; (d) verificar el efecto de los lodos compostados o tratados sobre el crecimiento y composición de plantas forestales, ornamentales y alimenticias; (e) generar un proyecto productivo en forma de empresa rural (S.P.R. de R.L.) que utilice los subproductos industriales y por medio de su proceso productivo los incorpore en plantas para reforestación u ornamentales para vivero. Aguas de formación La actividad industrial en el subsuelo profundo se asocia con la generación de subproductos como las aguas de formación o congénitas. Estas aguas, generalmente muy salinas, originalmente fueron aguas marinas que se incorporaron en los sedimentos cuando estos fueron originalmente depositados, y por ello se les llama también aguas de formación. Aunque las aguas congénitas fueron primitivamente agua de mar, su contenido de sólidos es normalmente varias veces más alto que el del agua salada del mar. Normalmente el sodio y el cloro son los iones dominantes en aguas congénitas, aunque también puede encontrarse calcio, magnesio, potasio y bario asociados con carbonatos, sulfatos y otros iones. La NOM-143-SEMARNAT-2003 [7] marca la normativa para el manejo y la disposición de las aguas congénitas. Dicha NOM-143 indica con claridad que la



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tendencia mundial en cuanto a la disposición del agua congénita es su reinyección en formaciones receptoras subterráneas o bien su disposición en el mar. En particular, las aguas congénitas pueden ser reinyectadas al sitio de extracción, confinadas para su evaporación y concentración de sales, trasladadas al mar para su descarga o tratadas por medio de destilación, ósmosis inversa, electrodiálisis o intercambio de iones. Estos últimos son procesos de alto costo. Una opción económica es el empleo de salinoductos que transfieren el agua hacia los sitios de depósito (reinyección) o descarga. En México el 87.9% de las aguas congénitas se reinyectan y el 12.1% se disponen en las aguas nacionales. La citada NOM-143 sin embargo no considera los usos potenciales del agua congénita. En efecto, la experiencia mundial muestra casos de uso exitoso como agua de riego [8,9,10](DeJoia, 2002; Paetz y Maloney, 2002; Johnston et al., 2008) cuando el contenido salino no rebasa ciertos límites. Hasta donde sabemos, dicho uso como agua de riego no se ha llevado a cabo en México. La composición de las aguas de formación es muy variable y es posible que algunas fuentes de la misma tengan calidad de agua de riego, sin embargo, la NOM-143 aunque de forma explícita no prohíbe la aplicación como agua de riego, si lo hace de forma implícita al mencionar que debe evitarse todo tipo de derrame al suelo, presuponiendo que la composición del agua siempre será tal que causará problemas. La presentación incluye las propuestas de uso alternativo de las aguas de formación de acuerdo a su composición, excluyendo por el momento el uso como agua de riego. Los resultados serán utilizados para conformar empresas rurales o proyectos productivos en las comunidades del área de influencia de las empresas que generan estos subproductos. Literatura 1. Ottaviani M.; Santarsiero A.; De Fulvio S. (1991). Hygienic, technical and legislative aspects of

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86

S-103 LOS SUELOS DE ZONAS DE KARST COMO REACTORES

PARA EL TRATAMIENTO DEL AGUA RESIDUAL DE ALTA CARGA ORGÁNICA / THE SOILS OF THE KARST ZONE AS

REACTORS FOR THE TREATMENT OF HIGH ORGANIC LOAD WASTEWATERS

Yameli Aguilar1, 2 , Francisco Bautista1, 2

1Departamento de Ecología, Campus de Ciencias Biológicas y Agropecuarias, Universidad Autónoma de Yucatán, Mérida, Yucatán. 2 Centro de Investigaciones en Geografía Ambiental, Universidad Nacional Autónoma de México. Antigua Carretera a Pátzcuaro No. 8701 Col. Ex-

Hacienda de San José de La Huerta. 58190 Morelia, Michoacán, México

[email protected] Key Words: Vertisol, Leptosol, Luvisol, porcine wastewater, mineralization. Introducción Los suelos poseen una capacidad natural para la depuración de contaminantes, por lo que se pueden considerar como reactores naturales para el tratamiento de residuos (Bouma 2006), no obstante, la intensidad de estos procesos depende de las características del residuo y las propiedades de los suelos. Por ejemplo, en Vertisoles la esmectita puede adsorber las enzimas extracelulares secretadas por los organismos desintegradores y disminuir la mineralización; por el contrario, los óxidos de Fe y Al en Ferralsoles y Acrisoles catalizan la mineralización de materia orgánica (MO) por promover la oxidación química y no protegen químicamente a la MO de las enzimas extracelulares (Bautista et al., 2000); en Andosoles los óxidos de Fe y Al amorfos (alofano e imogolita) disminuyen la mineralización de la MO (Matus et al. 2006). Se han generado modelos matemáticos denominados funciones de pedotransferencia (FPT) en los cuales se utilizan propiedades del suelo reportadas en los levantamientos de suelo para estimar procesos de difícil medición, principalmente las relacionadas con las propiedades hidráulicas del suelo y la retención de humedad (Pachepsky et al. 2006). Si se considera que la MO, las arcillas y la capacidad de intercambio catiónico (CIC) son las propiedades que más influyen en la retención y mineralización de la MO del suelo, entonces es importante explorar la posibilidad del uso de estas propiedades edáficas para la elaboración de FPT que ayuden a estimar dichos procesos. En el estado de Yucatán, México se generan 6 095 500 m3 anuales de aguas residuales porcinas (ARP), de las cuales el 37% no recibe ningún tratamiento; depositándose sin control alguno directamente sobre los suelos y cavernas, lo que representa una fuente de contaminación para las aguas subterráneas. Las ARP pueden considerarse benéficas para los suelos agrícolas por su alto contenido de MO (Vaca Paulín et al. 2006; Ferreras et al. 2006), pero siempre y cuando se atiendan los cambios en los procesos edáficos y sus consecuencias ambientales en el corto, mediano y largo plazos para no generar problemas de contaminación. Los objetivos de este trabajo fueron: a) La generación de FPT para estimar la retención y mineralización de MOD de ARP utilizando como propiedades de suelo a la MO, el porcentaje de arcillas y la CIC; y b) La identificación de los suelos con mayor aptitud para su uso como reactores naturales para el tratamiento de las ARP por medio de un análisis multicriterio.



87

Materiales y métodos Caracterización de agua y suelo La caracterización de las ARP se realizó en muestras filtradas con papel Watman No 5. Los análisis realizados fueron: potencial de hidrógeno (pH), conductividad eléctrica (CE), demanda bioquímica de oxígeno (DBO), demanda química de oxígeno (DQO), fosfatos, carbonatos, cloruros y sulfatos (APHA, AWWA, WPCF, 1992). Se seleccionaron 10 suelos representativos de Yucatán para la realización de los experimentos. Se identificaron siete suelos de acuerdo a la WRB (2006): Gleysol háplico calcárico-arénico (GLha[ca-ar]), Arenosol calcárico (ARca), Leptosol lítico (LPli), Luvisol cutánico (LVct), Vertisol gléyico molico (VRgl-mo), Luvisol háplico (LVha) y Cambisol léptico (CMle). Tres suelos no se clasificaron debido a que únicamente se tomaron muestras de los epipedones (0 a 20 cm), se nombraron como EPI-1, EPI-2 y EPI-3. Los análisis realizados a las muestras de suelo fueron: textura por el método del densímetro de Bouyoucos, MO con dicromato de potasio, CIC y los cationes intercambiables desplazados con acetato de amonio y medidos con espectroscopia de absorción atómica, pH por el método potenciométrico relación suelo:agua 1:2.5 y CE medida con un conductímetro relación suelo:agua 1:2.5 (Okalebo et al. 1993). Retención de humedad y materia orgánica disuelta Para estimar la retención de MOD (RMOD) de las ARP, se construyeron columnas de suelo con tubos de cloruro de polivinilo (PVC) de 30 cm. de altura y 10.5 cm. de diámetro, los primeros 20 cm. fueron llenados con suelo seco y tamizado a 2 mm. A las columnas de suelo se les aplicaron tres láminas de ARP, 5, 10 y 15 cm. que corresponden a volúmenes de 395, 785 y 1180 mL, respectivamente. Debajo de las columnas se colocaron embudos para colectar el lixiviado. Se cuantificó la MOD medida como DQO del ARP antes y después de atravesar las columnas de suelo. Mineralización de MO y cambios en CE Para medir los cambios en la evolución de carbono (Evol-C), la mineralización potencial anaerobia de nitrógeno (MPAN) y la CE, se realizó un experimento con macetas (Bautista et al. 2000). Las macetas contenían 500 g de suelo seco y tamizado a 2 mm. Se realizó una sola aplicación de 250 mL de ARP por cada maceta. El diseño del experimento fue completamente al azar con cuatro repeticiones. La medición de la Evol-C se realizó a la primera, segunda, tercera y cuarta semanas de la aplicación de la ARP con el método de una trampa de NaOH. La MPAN se realizó a la cuarta semana de aplicación de ARP (Anderson e Ingram 1993). La salinización de los suelos se midió con la CE en una relación suelo:agua 1:2.5 en la tercera semana del experimento (Okalebo et al. 1993). Análisis multicriterio Para la evaluación global de los efectos de las ARP en los suelos se realizó un análisis multicriterio considerando como propiedades ambientales a la RMOD (depuración) y la Evol-C (descomposición); como criterio de fertilidad a la MPAN (fertilización) y como criterio de degradación a la CE (salinización), adicionalmente se considera la profundidad total del perfil (PROF) del suelo, como una propiedad física relacionada como un factor de protección. El índice multicriterio (IM) se calculó de la siguiente manera:

IM= [(RMOD*0.20) + (Evol-C*0.20) + (MPAN*0.20) + (CE*0.20) + (PROF*0.20)]/5



88

Los componentes del IM se transformaron a valores relativos (0 a 1). A los criterios analizados se les asignaron pesos iguales (0.2). El índice persigue la selección de los suelos con menores efectos negativos y mayores beneficios por el uso agrícola de las ARP (Auxiliadora y Manera 2003). Resultados y discusión Características de las ARP y suelos Por las propiedades de CE, DBO y DQO las ARP pueden ser consideradas con alto potencial de contaminación tanto de suelos como de las aguas subterráneas. En la norma oficial mexicana NOM-001 para descarga en cuerpos de agua, no se registra el parámetro de DQO como criterio contaminante básico. Sin embargo, los niveles de DBO de las ARP rebasan los 150 mg L-1 establecidos para su uso agrícola (SEMARNAT 1996). Las ARP no pueden ser utilizadas como agua de riego ya que debido a las altas concentraciones de iones (sales y cloro), son de mediano a alto riesgo de salinización de los suelos (Richards, 1994) y de eutrofización en los cuerpos de agua (Bautista et al. 2000); sin embargo, las ARP en dósis equivalentes o menores a 395 mL podrían ser utilizadas como enmienda edáfica para aprovechar los contenidos de N y P; sin embargo, aún bajo estas condiciones, es recomendable darle seguimiento a la CE del extracto de la pasta de saturación del suelo para evitar su salinidad. Retención de humedad y MOD Los resultados para la RMOD se observan en la Figura 1a. Para la retención de humedad no se obtuvo una ecuación de regresión adecuada con las propiedades del suelo medidas (MO, arcillas y CIC). Rawls et al. (2003), mencionan que los reportes sobre los efectos de la MO del suelo en la retención de agua, muchas veces son contradictorios. La FPT generada para la retención de MOD está determinada por la siguiente ecuación: RMOD = 41.5 + (2.8*CIC) – (0.81*ARC) – (3.5*MO). La validación cruzada presenta un r2= 64.5% con un nivel de confianza del 90%. La CIC es la propiedad del suelo con mayor influencia en la retención de MOD, tal y como podría esperarse ya que la adsorción molecular en el suelo depende de la densidad de carga positiva de las moléculas orgánicas y las cargas negativas de los coloides (Mc Bride 1989). Las variables de CIC, ARC y MO del suelo presentaron valores de p= 0.03, 0.06 y 0.15, respectivamente (Fig. 1b). Mineralización de MO y cambios en CE La Evol-C indica que los suelos presentan tres patrones de comportamiento con respecto al tiempo; a) aumento de la mineralización, como en GLha, ARca, LPli, y EPI-2; b) mantenimiento de los valores de mineralización, como en EPI-3, CMle y EPI-1; c) disminución de la mineralización, como en LVct, LVha y VRgl. El suelo con mayor retención MOD (CMle) no es el suelo que presenta una mayor Evol-C (EPI-2). Los suelos con mayor contenido de MO (LPli, EPI-1 y EPI-2) son los que mineralizan mayores cantidades de C, lo cual sugiere que la adición de MOD estimula la actividad microbiana del suelo para acelerar la descomposición de la materia orgánica original (Cox et al. 2007). La FPT realizada con la Evol-C total considerando las cuatro semanas, es: Evol-C = 542.3 + (20.1*MO) + (4.6*CIC) – (2.7*ARC). El modelo explica un 92% de la variabilidad en la Evol-C con p<0.1.



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a)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

GLha ARc a LP li LVc t VRgl LVha CMle EP I-1 EP I-2 EP I-3

U nid a d e s d e s ue lo

1a aplic a c ión

2a aplica c ión

3a aplica c ión

b)

R2 = 0.65p=0.08

10

20

30

40

50

60

70

80

90

10 20 30 40 50 60 70 80 90

R M OD e s t ima d a ( %)

c)

R2 = 0.92p=0.002

450

550

650

750

850

950

1050

450 550 650 750 850 950 1050

Evo l- C e s t ima d o ( mg / kg s ue lo )

d)

R2 = 0.77p=0.03

-20

-10

0

10

20

30

40

50

60

-20 -10 0 10 20 30 40 50 60

M P A N e s t ima d o ( mg / kg s ue lo )

Figura 1. a) Porcentajes de retención de MOD de las ARP en columnas de suelo para las tres

láminas de aplicación; b) validación cruzada para la retención de MOD, c) Evolución de C y d) MPAN

Las propiedades de MO, CIC y ARC del suelo presentaron valores de p= 0.04, 0.22 y 0.07, respectivamente. Como se puede observar, la CIC presentó un valor p mayor a 0.1, lo cual significa que esta variable no es estadísticamente significativa para un α del 90% o superior. Sin embargo, si se elimina la CIC del modelo, la r2 disminuye notablemente (Fig. 1c). La MPAN en los suelos, presentó dos situaciones: 1) suelos con nula o escasa mineralización como en GLha, ARca, LPli, VRgl-mo, CMle, EPI-2; y 2) suelos que si presentaron una mineralización significativa como LVct, LVha, EPI-3 y EPI-1. La FPT es: MPAN = -8.4 + (3.45*MO) + (1.12*ARC) – (2.20*CIC). El modelo explica un 76.9% de la variabilidad en la MPAN (p< 0.05). Las propiedades de CIC, ARC y MO del suelo presentaron valores de p= 0.02, 0.005 y 0.07, respectivamente (Fig. 1d). Los valores negativos en algunos suelos es un indicador de que no hay liberación de N por descomposición, es decir, el N está siendo fijado por las comunidades microbianas.

GLha

CMle

EPI-1

VRgl-mo

LVct

EPI-2

LPli

LVha

ARca EPI-3

GLha LVha

CMle LPli

EPI-3

EPI-1

EPI-2

VRgl

ARca LVct

GLha

LVha

LPli

ARcaCMle EPI-2

EPI-1

EPI-3LVct

VRgl



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En la mayoría de los suelos se observó un aumento de la conductividad eléctrica por la aplicación de las aguas residuales, excepto en el GLha.

Cuadro 1. Evaluación multicriterio para la aplicación de ARP en los suelos Unidad de

suelo RMOD Evol-C MPAN CE Profundidad Índice multicriterio

Categoría de aptitud

LVct 0.48 0.57 1.00 0.88 1.0 0.79 alto EPI-1 0.44 1.00 0.42 0.8 1.0 0.73 alto EPI-3 0.42 0.49 0.87 0.87 0.6 0.65 medio LVha 0.14 0.31 0.87 0.87 1.0 0.64 medio CMle 1.00 0.82 0.01 0.88 0.5 0.63 medio EPI-2 0.37 0.88 0.01 0.9 1.0 0.63 medio ARca 0.36 0.57 0.12 0.91 1.0 0.59 bajo LPli 0.99 0.96 -0.02 0.83 0.1 0.57 bajo VRgl-mo 0.63 0.26 -0.01 0.71 1.0 0.52 bajo GLha(ca-ar) 0.33 0.66 -0.01 0 0.5 0.30 muy bajo Evaluación global de los efectos de las ARP sobre los suelos Los suelos se agrupan en cuatro categorías de acuerdo con los efectos globales (Cuadro 1). La heterogeneidad espacial de los suelos de las zonas cársticas, la presencia de agua subterránea a escasa profundidad de 1 a 50 m y la preocupación por el ambiente (Bautista et al. 2005ab) obligan a realizar una aplicación diferencial de las ARP para cada unidad de suelo presente en la misma parcela. Las FPT y los mapas de suelo a nivel parcela serán de suma utilidad agrícola y ambiental ya que con ellas se podrán estimar los volúmenes de aplicación en forma relativa de acuerdo con los manchones de suelo. Además las propiedades utilizadas en las funciones de pedotransferencia, son de fácil medición y las técnicas de análisis son convencionales. El uso de las FPT se limita a las unidades de suelo y a la zona de estudio, tal y como ocurre en otros estudios (Romano y Palladino 2002; Merdum et al. 2006). Conclusiones Las arcillas, el contenido de MO y la CIC, son propiedades del suelo que influyen en los procesos de retención y mineralización de la materia orgánica y que pueden ser utilizadas en la realización de funciones de pedotransferencia, útiles en la selección de suelos de zonas de karst para la aplicación de ARP. Las ARP son de mediano a alto riesgo de salinización de los suelos. Las ARP en dosis menores o equivalentes a 5 cm. podrían ser utilizadas en la época de estiaje como enmienda edáfica para aprovechar los contenidos de N y P. Los suelos se agruparon en cuatro categorías de aptitud de acuerdo con las funciones de pedotrasnferencia y el análisis multicriterio: 1) suelos con alta aptitud como LVct y EPI-1; 2) suelos con aptitud media, como EPI-3, LVha, CMle y EPI-2; 3) suelos con aptitud baja, como ARca, LPli y VRgl y 4) suelos con muy baja aptitud, GLha. Agradecimientos Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT) y al gobierno del estado de Yucatán por el financiamiento a los proyectos: R31624-B, YUC-2003-C01-8761, YUC-2003-C02-054 y la beca de YAD. A la UAdY por la beca de YAD.



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S-03 EVALUACIÓN DE CONTAMINACIÓN DE LOS SUELOS EN ÁREAS FRONTERIZAS USANDO BIOMARCADORES Y NUEVAS TÉCNICAS ANALÍTICAS/ASSESSMENT OF SOIL

POLLUTION IN BORDER SOILS USING BIOMARKERS AND NEW ANALYTICAL APPROACHES

Zarhelia Carlo-Rojasa, W.Y. Lee ab

aEnvironmental Sciences and Engineering Program, University of Texas at El Paso, Texas; bChemistry Department, University of Texas at El Paso, Chemistry Department, El Paso, Texas

[email protected]

Resumen Uno de los principales retos a abordar en la construcción de una política de manejo ambiental adecuada en el área Paso del Norte es la constante variación en la actividad humana. Estas zonas constituyen el encuentro de unidades económicas diferentes en su concepción legal y que acumulan en forma temporal o a largo plazo un enorme tránsito de mercancías, personas y recursos. La asimetría fronteriza de regulaciones ambientales da lugar al aprovechamiento masivo y frecuentemente acelerado de los recursos naturales. Es importante que la comunidad se preocupe por regulaciones que contemplen la velocidad de cambio de las fronteras y sean lo suficientemente dinámicas para adaptarse a cambios de tecnología y grado de explotación de recursos. Para investigar problemas ambientales en la región, métodos analíticos limpios y el empleo de biomarcadores pueden ser clave para escalar las técnicas de determinaciones analíticas ambientales para monitoreo de redes y para contribuir a sistemas de alerta rápida, integrados al ecosistema. Introducción En México, programas especiales libres de impuestos son implementados para permitir beneficiarse de la creación de empleo por industrias transfronterizas y en 2007 son importantes en la actividad económica nacional. Un 96% de estas empresas se sitúan en los estados de la frontera norte. La industria maquiladora tiene un cumplimiento del 30% de la regulación ambiental (SEMARNAT, 2006). La regulación mexicana actualmente no contempla todos los parámetros de la regulación de E.U. En la regulación a suelos en México se establece solo límites máximos permisibles para hidrocarburos, siete hidrocarburos poliaromáticos (PAHs) y el grupo de benzeno, tolueno, etilbenzeno, xileno o BTEX (NOM-138-SEMARNAT/SS-2003). Una reciente legislación (Ley general para la prevención y gestión integral de los residuos), intentó incorporar la responsabilidad del propietario del sitio. El proceso final llamado abandono de sitio, recientemente implementado, es principalmente evadido por la gran movilidad de las industrias fronterizas. Debido a su vinculación con volatilidad financiera, algunas empresas desaparecen y otras llegan, beneficiándose también del sistema de arrendamiento de predios industriales. Esto complica el cumplimiento, integración y seguimiento de su desempeño ambiental. Aunado a la concentración de actividad económica, industrial y humana de la zona fronteriza del norte de México, las regulaciones y jurisdicciones de las autoridades ambientales de ambos países coexisten en forma poco congruente.



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Programas recientes para la formación de personal acreditado y certificación de laboratorios están dando forma a lo que serán los mecanismos para regulación ambiental. Al día de hoy, la infraestructura en laboratorios acreditados para análisis ambientales en México es insuficiente, con solo 22 laboratorios aprobados, la mitad para atmosfera y algunos para servicios internos de empresas (SEMARNAT, 2006). En este escenario, la implementación de nueva tecnologías de evaluación ambiental pueden contribuir positivamente a:

1) Disminuir costos, generación de residuos y mejoramiento del los niveles de detección analítica de contaminantes.

2) Crear una red de monitoreo de suelos a nivel ecosistema, lo suficientemente confiable y extensa para generar datos en tiempo real que permita disminuir los muestreos analíticos.

Técnicas analíticas verdes En la formación de la ciencia ambiental se empezó aplicando las técnicas analíticas tradicionales para la detección más precisa posible de los contaminantes. Irónicamente, métodos tradicionales de extracción como la extracción liquido-sólido y los sistemas de purga y trampa, producen una gran cantidad de solventes y ácidos como desecho. Si la regulación incluye la generalización de estas técnicas, será una continua fuente generadora de residuos tóxicos. Hoy, nuevas técnicas tanto de extracción, limpieza, concentración y detección, con cada vez mejor resolución y mucha menor producción de residuos empiezan a emplearse en la rama ambiental. Algunas de estas innovaciones son aceptadas por organizaciones internacionales (ISO, OECD) y por US-EPA, ASTM, AOAC. Actualmente, US-EPA reconoce métodos tan innovadores como la extracción por fluidos supercríticos, extracción en fase sólida (SPE), microextracción y otros. El empleo de extracción por sonicación y microondas para digestión de muestras ya se contempla en las normas en México. Un ejemplo de la ventaja de estas técnicas es el trabajo con extracción sólida con agitador magnético (SBSE) son los resultados de los trabajos en química ambiental en University of Texas at El Paso. Aquí fue aplicado a la detección de plaguicidas, PAHs, bifenilos policlorinados (PCBs) y otros. Se utilizó este método con buenos resultados en PAHs en suelo (De la Torre, 2005) y plantas (Yamaguchi, 2001). Ahora se comienza a trabajar para la detección de contaminantes emergentes en aguas residuales. Biomarcadores Además de cultivos directo de organismos, nuevos tecnologías en biomarcadores están disponibles ahora para la caracterización de la salud del suelo: Las enzimas individuales y pruebas enzimáticas tales como perfil fisiológico a nivel comunidad (CLPP), perfil de ácidos grasos fosfolípidos (PLFA) y los análisis de DNA. Entre las ventajas del uso de biomarcadores contra las evaluaciones analíticas tradicionales, el tiempo requerido para obtener datos finales es más corto, cerca a tiempo real. El equipo científico es el más asequible que la sofisticada instrumentación analítica y actualmente existe en buen número en ciudades mexicanas. La mejor ventaja de biomarcadores es que integran la información de los estímulos aislados ambientales implícitos en la respuesta, debido a que la lectura se hace en parámetros biológicos. La información es un producto del efecto final de la sustancia sobre de la blanco, interactuando con el ambiente en los componentes orgánicos.



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La actividad enzimática del suelo es una herramienta promisoria para monitorear la salud del suelo. Seguirán existiendo grandes áreas de investigación para aplicar su ventaja integrativa (Alkorta et al, 2003). Un área actual de investigación es la respuesta oxidativa de las plantas a los contaminantes. Mas allá de la respuesta a un solo compuesto, experimentos en microcosmos de suelo no disturbados, en busca de posibles interacciones entre metales y contaminantes orgánicos como los PAHs, en un intento de incorporar las interacciones naturales del suelo. Conclusiones El desarrollo actual de áreas de uso industrial intensivo de los recursos edáficos, especialmente en áreas fronterizas, nos compromete a pensar en regulaciones preventivas. Las nuevas tecnologías analíticas disponibles resultan rentables y ya son reconocidas por las organizaciones internacionales. Resulta altamente provechoso el enfocar los programas de investigación, formación técnica y regulación para incorporar y aprovechar estas tecnologías. Lo más importante, la ventaja no se limita a menor costo o menor producción de residuos. El cambiar la visión de desempeño ambiental como una actividad aislada del ecosistema será muy valioso. La comprensión del impacto a los sistemas biológicos en forma integrada capacitaría a los redes de detección a ser sensibles a los compuestos blanco conocidos en tiempos más cortos y a ser capaces de detectar los nuevos riesgos de la siempre cambiante industria. Abstract One of the main challenges of creating a suitable policy for environmental management in the Paso del Norte area is the frequent variation of the human activity on the border zones. These areas constitute the encounter of quite different economic units in their legal conception; they have a big transit of merchandise, people and resources. The asymmetry in its environmental regulations gives rise to the massive and frequently accelerated use of natural resources. It is important that the community must work with regulations that contemplate the speed of change in the borders, make them sufficiently dynamic to adapt to the technologic changes and to the degree of resources exploitation. To investigate the environmental issues in this region, cost effective methods and the use of biomarkers may be the key to scaling the environmental analytical sampling techniques to monitoring networks, and to contribute to early warning systems integrated to the ecosystem. Introduction Special free tax programs are implemented to allow profits of the jobs creation by transborder enterprises. They are among the most important profit producers into the national economy in Mexico and 96% of these enterprises are located in the North border states. (INEGI, 2006,) The maquila industry has a 30% of total satisfying compliances of environmental regulations (SEMARNAT, 2006). Mexican law does not contemplate the total parameters of American regulation. A recent regulation (Ley general para la prevención y gestión integral de los residuos, 2004) tried to incorporate the site owner’s liability. The final process called “Abandono de sitio”, recently implemented, is mainly avoided because the huge mobility of the border industry. By their links with financial trends, some maquilas disappear and new ones come, taking benefit of the system of property leasing. This complicates the process of environmental regulation fulfillment, integration and control of its environmental performance. In addition to the concentration of



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economic, industrial and human activity on the border zone of North Mexico, the regulations and jurisdictions of the environmental authorities of both countries coexist in dissimilar form. The recent formation of programs for approved personnel and certification of laboratories begin to outline which mechanisms are need for environmental regulation. Until today, the infrastructure in accredited laboratories for environmental analysis in Mexico is insufficient; there are 22 approved laboratories, half for atmospheric and some for internal companies services (SEMARNAT, 2006). In this scenario, the implementation of new technologies for environmental assessment can contribute positively:

1) To diminish costs, generation of residues and improvement the levels of analytical detection of polluting agents.

2) To create a soil monitoring network at ecosystem level, reliable and sufficiently extensive to generate data in real time that allows diminishing the analytical samplings. Green Analytical Techniques In the beginning of environmental science, the traditional analytical techniques were employed for the most precise possible detection of the polluting agents. Ironically, the use of traditional methods of extraction like liquid-solid extraction and the purge-trap systems, produce a big amount of solvents and acid as waste. If the regulation includes the generalization of these techniques, it will be a continuous generating source of toxic residues. Today, new techniques of extraction, cleaning, concentration and detection, with better resolution and much smaller residues production, are begin to be used in the environmental area. Some of these innovations are accepted by international organizations (ISO, OECD) and for US-EPA. ASTM, AOAC. US-EPA includes some of them as supercritic extraction, solid phase extraction (SPE), microextraction and others. Sonication and microwave assistance are contemplated in Mexican regulations. An example of the advantage of these techniques is the work with Stir Bar Sorptive Extraction (SBSE), in the laboratory of environmental chemistry, University of Texas at El Paso. Here it was applied in pesticide, polynuclear aromatic hydrocarbons (PAHs), polychlorinated biphenyls (PCBs) and others. The SBSE method has been applied to analyze PAHs in soil (De la Torre, 2005), plants (Yamaguchi, 2005), and now is exploring emerging wastewater organic pollutants in water. Biomarkers More than the direct culture of organisms, new approaches in the biomarkers are now available to soil health characterization: Enzymes and enzymes test Community-level physiological profiling (CLPP), phospholipid fatty acids (PLFA) and DNA analyses (Insam, 2001). Among the benefits of use biomarkers versus the traditional analytical evaluations, the time until final data is shorter, near to real time. The scientific equipment is most affordable than the analytical instrumentation and currently in use in most of the laboratories facilities in Mexican cities. The better characteristic of biomarkers information lays in the integration of environmental isolated stimuli implicit in the response, due the reading are done in biological parameters. The information is a product of the final effect of the target substance over the organic components.



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Soil enzyme activity is a promissory tool to monitor soil health. There are still big areas to research in order to apply their integrative advantages (Alkorta et al, 2003). A current research area is the oxidative response of plants to contaminants. More than the single compound response, assays in undisturbed soil microcosms are carried out, looking for the possible interactions among metals and organic contaminants, in the attempt to incorporate the natural soil interactions. Conclusions The current development of industrial areas with the concentrated use of edafic resources, especially in the border areas, forces us to think in preventive regulations. The new analytical technologies today results profitable and now are recognized by international organizations. It is highly beneficial to research efforts and the current programs of technical formation and regulation to incorporate the use of these technologies that are highly profitable. More important, the advantage is not only lower costs or lower residues production, it is to change the vision of environmental performance as an isolated activity of the ecosystem. Understanding the impact to biologic systems at integral vision will enable the detection networks to sense the known target substances in shorter time and to detect the newer risks of the ever changing industry. References Alkorta I, Aizpurua A, Riga P, Albizu I, Amézaga I, Garbisu C. 2003. Soil enzyme activities as

biological indicators of soil health. Rev Environ Health. 18(1):65-73. De la Torre, R. 2005.Occurrence and concentration of persistent organic pollutants in soil from El

Paso del Norte. Master thesis [electronic resource]. University of Texas at El Paso. EEUU. INEGI, 2006. Sistema Nacional de información geografía e informática. Instituto Nacional de

Estadística, Geografía e Informática, México. Disponible en: www.inegi.gob.mx Insam, H. 2001. Developments in soil microbiology since the mid 1960s. Geoderma 100(3-4):389-

402. NOM-138-SEMARNAT/SS-2003, Diario Oficial de la Federación, 29 marzo 2005. Ley general para la prevención y gestión integral de los residuos Diario Oficial de la Federación, 8

octubre 2003. SEMARNAT, 2006. Compendio de estadísticas ambientales 2006. Sistema Nacional de Información

Ambiental y de Recursos Naturales. Secretaria de medio ambiente y recursos naturales, México. Disponible en: www.semarnat.gob.mx/informacionambiental

Yamaguchi. C. 2001. Method development for analysis of PAHs and PCBs in soil and vegetation. Master thesis [electronic resource]. University of Texas at El Paso. EEUU.



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S-104 MÉTODO PARA AISLAR MICROORGANISMOS DEL

GÉNERO PSEUDOMONAS DE ALTA CAPACIDAD DE PRODUCCIÓN DE SIDERÓFOROS EN PRESENCIA DE

COBRE EN EL MEDIO / METHOD FOR ISOLATING MICROORGANISMS OF THE PSEUDOMONAS GENUS WITH A

HIGH CAPACITY TO PRODUCE SIDEROPHORES WHEN COPPER IS PRESENT

Guillermo Carrillo-Castañedaa, Juana Juárez-Muñozb, Guillermo D. Tijerina-Castroa

aColegio de Postgraduados-Campus Montecillo. Km 36.5 Carretera Federal México-Texcoco. Montecillo, México 56230. México. bCentro de Investigaciones Forestales, Universidad Autónoma

del Estado de Hidalgo. 43600 Tulancingo, Hgo. México

[email protected] Introducción Los métodos convencionales para limpiar los suelos de metales pesados son caros y poco prácticos. Existe un creciente interés por la recuperación de suelos contaminados mediante fitorremediación (uso de cultivos de plantas para remover, degradar o inmovilizar los metales). Unas 400 especies de plantas hiperacumuladoras son capaces de acumular hasta 1% del metal en la biomasa seca [8]. Los sideróforos, producidos por microorganismos, forman complejos de manera muy selectiva con Fe, Cu, Al, Ga, and Cr [6] y en las células microbianas su biosíntesis se induce ante la carencia de hierro en el medio en que se desarrollan. En Bacillus megaterium su biosíntesis no es interferida por la presencia de Cu, Cr, Cd, Ni, y Al [1,7]. Está demostrado que las células bacterianas asociadas a la raíz de ciertas plantas, promueven significativamente la translocación de cobre de la raíz al tallo e incrementan la capacidad de acumulación de metales en las plantas [9]. Plantas inoculadas con células de Pseudomonas sp Avm acumularon mayor cantidad de Cu [3]. El objetivo del trabajo fue establecer un método para aislar microorganismos productores de sideróforos. Materiales y métodos Material biológico: Pseudomonas fluorescens cepa Avm. Medios de cultivo: B de King (BK) [10], mínimo con FeCl3 (RM) y carente de FeCl3 (RM-Fe) [4]; RM-Fe suplementado con 6 mM de CuSO4 (RM-Fe+Cu) o suplementado con 60 mM de CuSO4 (RM-Fe +Cu 60) así como el RM con 6 mM de CuSO4 (RM+Cu). Los medios fueron preparados con agua desionizada y las soluciones de FeCl3 6 H2O y de CuSO4 5 H2O se prepararon con una solución 0.1 N de HCl. Preparación de los cultivos bacterianos. De los cultivos bacterianos que se conservan en tubos con agar inclinado B de King se toman muestras de células para preparar nuevos cultivos. Todos los cultivos fueron incubados a la temperatura de 28–30 oC y los cultivos en suspensión fueron agitados a 150 oscilaciones por minuto. Preparación de los sobrenadantes de medio gastado se llevó a cabo de acuerdo al método de Carrillo-Castañeda y Vázquez [5] pero los sobrenadantes no fueron filtrados. Pruebas para determinar el carácter de fito-patogenicidad de los aislamientos bacterianos. Prueba de hipersensibilidad. Hojas de plantas de tabaco son infiltradas con 5 µL de suspensiones bacterianas (108 células por mililitro aproximadamente). A las 24 y 48 h la determinación de lesiones se efectuó.



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La prueba de pudrición de papa consistió en estriar sobre rodajas de 0.5 cm de espesor del tubérculo suspensiones de bacterias. Después de conservarlas en oscuridad a 26-28 oC durante 48 h se determina si se presenta pudrición. Determinación espectrofotométrica de los pigmentos fluorescents (sideróforos). La absorbencia de medio gastado obtenido fue determinada a 400 nm en un espectrofotómetro Bausch and Lomb (Spectronic 2000) en celdas de 1.0 cm usando agua como blanco [2]. Colección de aislamientos bacterianos. Las colectas de microorganismos bacterianos se llevaron a cabo en nueve localidades en área aledaña al poblado de Montecillo, Municipio de Texcoco, Estado de México. Los aislamientos fueron obtenidos tanto de muestras del suelo tomadas a 30 cm de profundidad aproximadamente así como de segmentos de raíz. Resultados y discusión Se observó la producción de pigmento fluorescente (sideróforos) en los sobrenadantes de medio gastado de los cultivos. El sobrenadante de los cultivos de la cepa Avm cultivada en medios carentes de Fe (RM-Fe y RM-Fe+Cu) presentó pigmentación verde-amarillenta. Las muestras de los sobrenadantes de medio gastado sin diluir a 400 nm presentaron los picos de absorción máxima de 1.7 y 2.5 respectivamente. La presencia de cobre en el medio de cultivo promovió en 47% la acumulación de sideróforos en el sobrenadante. Las lecturas de los sobrenadantes sin diluir de los cultivos desarrollados en los medios RM y RM con cobre, por contener hierro, fueron 0.025 y 0.035 respectivamente. Estos resultados demuestran que la producción de sideróforos está determinada, en primer término, por la carencia de hierro en el medio en donde se desarrollan las células y, en segundo término se demostró que la presencia de cobre promueve la acumulación de sideróforos en el medio. Con esta información, se puede sospechar que el cobre puede estimular la biosíntesis de sideróforos aunque también podría inhibir su degradación; sin embargo, lo que puede afirmarse es que el aislamiento como tal es útil para la “eliminación” de cobre en el suelo o aguas debido a que el cobre estimula la producción de sideróforos éstos quelan el cobre. La formación del complejo Cu-sideróforo se logra visualizar al agregar muestras alícuotas de solución de CuSO4 al sobrenadante de medio gastado diluido 1 en 10 con agua desionizada y determinando en cada caso la absorbencia (400 nm) de estas preparaciones. Utilizando sobrenadantes de cultivos desarrollados en los medios RM-Fe, RM-Fe+Cu y RM-Fe+Cu 60 cuya lectura inicial de absorbencia fue entre 0.16 a 0.17, estos valores no cambiaron después de haber agregado hasta 4x10-7 M de CuSO4. Al aumentar a 6x10-7 M los valores cayeron hasta 0.06 valor que se mantuvo aún después de haber agregado CuSO4 hasta 10-

6 M. Los cambios que ocurren indican el proceso de la formación del complejo Cu-sideróforo. Las moléculas de sideróforo se saturaron a la concentración de 6x10-7 M CuSO4. Colección de microorganismos bacterianos: Los aislamientos bacterianos obtenidos de muestras del suelo y de raíz resultó variable en las nueve localidades debido, en parte, a las características físico-químicas de cada tipo de suelo (el pH varió entre 6.7 y 9.65). Todos los aislamientos fueron caracterizados por la velocidad de crecimiento de las colonias en el medio B de King sólido resultando que 32% de éstos son de desarrollo rápido, 38% intermedio y 30% lento. En segundo término, por la capacidad de producir pigmentos. Del total de los aislamientos, 116 (52%) producen pigmentos en su mayoría color ámbar pero no fluorescentes de los cuales 56 se obtuvieron de aislamientos de muestras de suelo (16 de crecimiento rápido, 26 intermedio y 14 de crecimiento lento) así como 60 aislamientos de muestras de raíz (18 de crecimiento rápido, 24 intermedio y 18 de crecimiento lento). Únicamente el 10% (23 aislamientos) de los 223 aislamientos producen pigmentos fluorescentes y de éstos 15 fueron aislados de muestras de raíz (13 resultaron de crecimiento rápido y 2 de crecimiento intermedio) y 8 de muestras de suelo (6 son de crecimiento rápido y 2 de crecimiento intermedio). El mayor número de aislamientos que producen pigmentos en



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general, fue aislado de muestras de raíz, lo cual puede deberse a que de manera natural las células bacterianas de la microflora del suelo se asocian con las raíces de las plantas donde posiblemente tienen mejores condiciones de desarrollo y protección. Los 23 aislamientos que producen pigmentos fluorescentes fueron sometidos a las pruebas para determinar el carácter de patogenicidad. Los resultados registrados a las 48 h de ambas pruebas indicaron que ningún aislamiento generó la respuesta de hipersensibilidad ni causó pudrición del tejido de tubérculo de papa. Basados en los resultados de estos bioensayos, ninguno de los aislamientos que producen pigmento fluorescente se considera fitopatógeno. Como se indicó, la mayoría de éstos fueron aislados de muestras de raíz de plantas aparentemente sanas (donde muy posiblemente se encontraban colonizando las raíces). Debe de aquilatarse la importancia del cultivo Avm, que tiene la capacidad de sintetizar mayor cantidad de sideróforos en presencia de cobre y su aplicación en suelos contaminados con cobre asociado a la raíz de las plantas hiperacumuladoras o de manera individual. La presencia de cobre en el medio promoverá que las células liberen mayor cantidad de sideróforos en relación a un suelo libre de cobre. Con esto, el cobre quedará en forma compleja sin causar el posible daño que causa el cobre libre. Este procedimiento contempla la determinación del comportamiento de los cultivos en relación a la estimulación de la producción de sideróforos por la presencia de cobre en el medio de cultivo. En la actualidad la serie de 23 aislamientos que producen pigmentos fluorescentes que tienen origen diferente (15 fueron aislados de muestras de raíz y 8 de muestras de suelo) se están caracterizando de acuerdo a este procedimiento descrito. Conclusiones El trabajo es en realidad un método que permite coleccionar microorganismos bacterianos del género Pseudomonas productores de pigmentos fluorescentes de manera selectiva y práctica. Cada aislamiento puede ser caracterizando: 1. De acuerdo a la capacidad relativa de acumulación de sideróforos en el medio para diferenciar a aquellos con mayor capacidad de síntesis de sideróforos mediante a) la lectura espectrofotométrica y b) mediante la curva de saturación con CuSO4. 2. En relación a la promoción de producción de sideróforos por la presencia de cobre en el medio donde se cultivan los microorganismos y 3. Por su condición de inocuidad. Referencias 1. Beyers, B.R., M.V. Powell, C.E. Lankfort, Journal of Bacteriology, 93 (1967) 286. 2. Carrillo-Castanñeda, G., J. M. Juárez, J.R. Peralta-Videa, Microchemical Journal, 81 (2005)

35-40. 3. Carrillo-Castanñeda, G., M.J. Juárez, J.R. Peralta-Videa, E. Gomez, J.L. Gardea-Torresdey,

Journal of Plant Nutrition, 28 (2005) 1853-1865. 4. Carrillo-Castanñeda, G., J.R. Peralta-Videa, Journal of Plant Nutrition, 11 (1988) 935-944. 5. Carrillo-Castañeda G., M. R. G. Vázquez, Journal of Plant Nutrition, 15 (1992) 579-590. 6. Emery, T., in: H. Sigel (Ed.), Metal Ions in Biological Systems, Marcel Dekker Inc., New York,

1977, p. 77. 7. Hu, X., G.L. Boyer, Apply Environmental Microbiology, 62 (1996) 4044. 8. McGrath, S., F. J. Zhao, Current opinion in biotechnology, 14 (2003) 227. 9. Roco, E., H. Kosegarten, F. Harizaj, J. Imani, K. Mengel, European Journal of Agronomy, 19

(4) (2003) 487. 10. Vincent, J.M. Manual práctico de Rhizobiologıía. Editorial Hemisferio Sur. Buenos Aires,

Argentina, 1975. pp. 265–341.



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S-105 REPERCUSIÓN DE LA VARIACIÓN DE LAS PROPIEDADES

QUÍMICAS DE UN VERTISOL PÉLICO, SOBRE SU PRODUCTIVIDAD / REPERCUSIONS ON THE CHEMICALS

PROPERTIES VARIATION FOR A PELIC VERTISOL

Laura Bertha Reyes-Sánchez, René Miranda Ruvalcaba, Gabriel Arroyo Universidad Nacional Autónoma de México. Facultad de Estudios Profesionales Cuautitlán.

Departamentos de Ingeniería Agrícola y Química

[email protected] Resumen La utilización de aguas residuales para riego agrícola, es muy controvertida: por un lado, se reportan efectos positivos inmediatos tales como mayor rendimiento agrícola, por aporte de sustancias que actúan como fertilizantes (1) y contar con fuentes alternas de agua disponible en zonas de escasez; pero también se reportan efectos nocivos por acumulación de sales solubles, y elevación de la presión osmótica en la suspensión del suelo, que provoca disminución en los rendimientos (2) ó incluso la pérdida total de las cosechas. Las reacciones químicas que procedan, dependen del elemento presente, su estado químico, pH, contenido de materia orgánica del suelo y capacidad de intercambio entre las más importantes. Si bien existen múltiples trabajos que analizan, tanto el comportamiento del suelo como de las plantas sembradas en él cuando estos ya han sido deteriorados, o estudios comparativos de los comportamientos entre suelos fértiles y deteriorados, fundamentalmente por sales y/o sodio; lo que pretendemos, es establecer el conjunto de variaciones en la composición química y sus consecuentes y correspondientes efectos físicos a los largo del proceso, dando seguimiento a los cambios ciclo a ciclo y correlacionándolos con los efectos con sus efectos en la producción de tres cultivos diferentes. Introducción En México existen actualmente grandes extensiones de tierra que son regadas con aguas residuales por el hecho de estar ubicadas cerca de zonas industriales o habitacionales, y la mayoría han dejado de ser productivas. En este sentido cabe preguntarse ¿Por qué pierden los suelos su capacidad agrícola? Como respuesta a esta pregunta existe una tendencia que clama por una utilización racional del suelo, debido a que el cuidado de éste, es esencial para la supervivencia de la raza humana por que en él se produce la mayor parte de los alimentos necesarios, fibras y madera. Las aguas residuales, industriales y de origen habitacional, tanto del D. F. como las de origen municipal, son vertidas en extensas zonas agrícolas que son irrigadas con ellas y a pesar de que durante los primeros años se obtienen beneficios en la producción agrícola (Siebe, 1995), también se ocasionan grandes daños a la salud pública y a mediano y largo plazo, además de los problemas de salud, también se abate y finalmente se colapsa la producción agrícola debido a el grave problema de deterioro ocasionado a el suelo y la consecuente e irreversible contaminación de los mantos acuíferos.



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De aquí la gran importancia del estudio de este tema, pero sobretodo de estudiarlo de manera multi e interdisciplinaria, que nos permita a largo plazo conocer cada uno de los pasos que constituyen el conjunto de procesos químicos, que se reflejan en sus propiedades físicas, y la producción de alimentos e incidir en él. Objetivo Analizar los cambios progresivos en las características agrícolas del suelo, debidas a las variaciones químicas, al emplear diferentes calidades de agua y conocer el impacto de dichos cambios en la producción y calidad de las hortalizas sembradas en él. Hipótesis Existe y es posible evaluar y establecer la correlación, a diferentes plazos, entre la variación de las propiedades fisicoquímicas de un suelo, sus propiedades agrícolas y su productividad. Materiales y métodos El experimento se está llevando a cabo a nivel invernadero, dentro de las instalaciones de la Facultad de Estudios Superiores Cuautitlán, en el área de Ingeniería Agrícola. El objeto de estudio elegido fue el suelo del Rancho Almaráz de la Facultad de Estudios Superiores Cuautitlán. Una vez realizada la revisión bibliográfica respecto a el tema y las características geológicas, orográficas, hidrográficas, edafológicas, climatológicas, etc. del suelo del rancho, se seleccionó al azar la parcela No. 7, la cual, dada su superficie y homogeneidad, fue tratada como un estrato dentro del total de la superficie laborable, llevándose a cabo el muestreo por el método simple al azar, tomando muestras de tres pozos y para cada pozo, tres muestras a profundidades de 0-10, 10-20 y 20-30 cm., ya que la parte arable del suelo es la utilizada para los cultivos. Una vez obtenidas las muestras, se les realizaron análisis físico y fisicoquímico. Posteriormente, durante todo el lapso de tiempo correspondiente a cada uno de los ciclos agrícolas que hemos llevado a cabo, este suelo fue regado con agua potable de la Facultad, misma que sirvió como testigo y con aguas residuales de origen industrial, habitacional y para riego que nos fueron proporcionadas semanalmente, por OPERAGUA, organismo del municipio de Cuautitlán Izcalli, para finalmente realizar de nuevo los análisis físicos y fisicoquímicos a las muestras de suelo y cuantificar cuál fue la variación de dichos parámetros, en relación a los valores obtenidos para las muestras originales, debido a el efecto de la contaminación producida, por los cuatro tratamientos, analizando finalmente sus repercusiones agrícolas. De esta forma, la unidad experimental fue el invernadero donde se llevó a cabo el establecimiento de los cultivos a nivel de tinas, y tomando en cuenta que se tienen dos factores a evaluar; diferentes calidades de agua de riego: T1 agua industrial, T2 agua habitacional, T3 agua de riego y T4 agua potable y especies hortícolas en una misma unidad experimental, la unidad experimental se fraccionó en parcelas grandes (correspondientes a los tratamientos con aguas residuales de diferentes emisores, utilizadas para riego) y parcelas chicas (correspondientes a las diferentes especies hortícolas: guisante Pisum sativum L. Var. Early Perfection Gre., Rábano Raphanus sativum L. Var. Scarcet Globe, Zanahoria Daucus carota L. Var. Nantes Strong). Considerando además las diferencias existentes en cuanto a la intensidad de la luz en el invernadero, lo que ocasiona además un efecto sobre la temperatura del suelo, se formaron bloques, a fin de que las



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diferencias observadas sean exclusivamente por el efecto de los tratamientos. En cada bloque se asignaron al azar los tratamientos y sub-tratamientos. En el presente trabajo, se presentan y analizan únicamente los resultados correspondientes al impacto en la producción de los cultivos establecidos, por efecto del riego continuo con los tratamientos antes mencionados. Resultados y discusión El suelo original, proveniente de la parcela No.7 de la FES-C presentó en seco, color café grisáceo (HUE10YR4/2) y (10YR3/2), café grisáceo en húmedo y textura migajón arcillo arenoso, con C. C. de 20.03%; 9.1% de A. D. y P. M. P. de 10.88%. Su densidad aparente fue de 1.13 a 1.19 g/ml. Su valor promedio M. O. 4.17% que corresponde a extremadamente rico y una C. I. C. con valor promedio de 34.11 meq/100gr que se clasifica como buena, en tanto que sus contenidos de Calcio y Magnesio fueron de 12.60 y 4.17 meq/100gr respectivamente, clasificándolo como extremadamente rico y un pH de 6.46 correspondiente a ligeramente ácido. En los resultados de variación de los parámetros edafológicos después de la aplicación continua de aguas residuales y las gráficas de variación cuantificada de los contenidos de M. O. , C. I. C. , Ca+2, Mg+2, pH, P. M. P. y A. D. en el suelo, para los cuatro tratamientos, se observan de inmediato valores superiores en todos los casos, a los presentados por el suelo original para la C. C. y el P. M. P., siendo evidente que los mayores incrementos se presentaron en el tratamiento con aguas residuales de origen habitacional, así como una sensible baja del contenido de M. O., C. I. C. y contenido de Ca+2. El incremento del contenido Mg+2 por riego con agua potable es de llamar la atención. Los rendimientos de las especies cultivadas y regadas con estas aguas, a lo largo de seis ciclos continuos, se muestran en las Gráficas 1 a 3. CONCLUSIONES La calidad del agua utilizada para riego agrícola, sí altera las características fisicoquímicas del suelo. No obstante que en general los incrementos con respecto al suelo original de los contenidos de M. O., C. I. C., Ca+2 y Mg+2, podría pensarse son beneficiosos pues de inmediato se traducirían en un incremento de la fertilidad y por tanto de la producción agrícola; estos disminuyeron, en tanto se incrementaron el contenido general de sales, observándose por tanto una variación del pH, P. M. P. y A. D. para las plantas. Sin embargo, los valores de pH obtenidos nos permiten presumir que aún no se presentan problemas con el ión sodio. Por otro lado, es claro que la calidad del agua empleada para el riego agrícola ha afectado de manera negativa la fertilidad del suelo; lo cual se manifiesta, tanto en los análisis del mismo, como en el rendimiento de las hortalizas cultivadas en él, ya que éste disminuyó a través de los ciclos agrícolas de forma consecutiva. Igualmente es de hacerse notar que las especies cultivadas son cada vez son más susceptibles al ataque de plagas y enfermedades.



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NUM ERO DE V AINAS

0.5

1

1.5

2

2.5

3

T 1 T 2 T 3 T 4

T R A T A M I EN T O S

CICLO I CICLO II CICLO III CICLO IV CICLO V CICLO VI

DIAM ETRO DE RAIZ DE RABANO

1.4

1.6

1.8

2

2.2

2.4

2.6

1 2 3 4

T R A T A M I E N T O S


DIAMETRO DE RAIZ DE ZANAHORIA

0.8

1

1.2

1.4

1.6

1.8

2

2.2

2.4

1 2 3 4

TRATAMIENTOS

CEN

TIM

ETR

OS




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La calidad de las aguas evaluadas no es propia para su uso con fines de riego, ya que deterioran la calidad agrícola del suelo y se abate la producción de plantas cultivadas en él; esto sin contar los daños que pudieran ocasionar a la salud pública. Referencias * Secretaría de Desarrollo Urbano y Ecología (SEDUE). 1986. Informe Sobre el Estado del Medio

Ambiente en México. México D.F. México. * Reyes-Sánchez L. B. y González, H. P. 1996. Efectos fisicoquímicos de la contaminación en

suelos agrícolas. Rev. Soc. Quim Mex., 40, 80. * Reyes-Sánchez L. B. et al. 2000. “Variaciones iónicas y defloculación argílica de suelos

productivos por efecto de riego continuo con aguas residuales” Memoria XXIV FLAQ Lima, Perú.

* Siebe, C. et al. 1995. Selected proceedings of Third IAWQ International Simposium. * Siebe C. 1995. Efecto del riego agrícola con aguas residuales sobre la fertilidad de los suelos en

el Distrito de Riego 03, Hidalgo. Simposio Universitario de Edafología. Facultad de Ciencias, UNAM. México D.F. México.



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WATER AND WASTEWATER

AGUA y AGUAS

SUBTERRÁNEAS



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AG-101 CINÉTICA DE DEGRADACIÓN DE LAS TRIAZINAS /

KINETICS OF TRIAZINES DEGRADATION

Marisela Bernal-González, Carmen Durán-de-Bazúa Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química,

Universidad Nacional Autónoma de México

[email protected] y [email protected] Resumen Para entender como se comporta un plaguicida en el ambiente se necesita conocer cierta información sobre las propiedades físico-químicas de la molécula y su mecanismo de transporte, así como las características medio ambientales y la geografía del lugar en el que se encuentra. Con la gran complejidad y cantidad de datos requeridos, no siempre se puede predecir exactamente lo que ocurrirá con una partícula de plaguicida cuando ésta ha entrado en el ambiente. A pesar de lo complejo del problema, se han logrado determinar ciertas características físico-químicas cuantificables para dichos compuestos, como es la solubilidad, presión de vapor, constante de la Ley de Henry, el coeficiente de carbono orgánico (Koc) y el coeficiente de partición octanol-agua (Kow). Por otra parte, la molécula de plaguicida no permanece intacta por tiempo indefinido en el ambiente, ya que con el tiempo sufre una degradación influenciada por microorganismos, actividad química, pH, clima, y contenido de materia orgánica del suelo, entre otros. Por lo tanto en esta investigación se determinó la estabilidad y comportamiento de los plaguicidas (atrazina, prometrín, propazina, simazina, terbutilazina, terbutrín, metribuzin, cianazina y metamitrón), en el ambiente condicionados por una serie de factores como: Hidrólisis (A), fotólisis (B), pH (C), temperatura (D) y tiempo de exposición (E), con estos factores se realizo un diseño experimental factorial de 25, para conocer la degradación y/o transformación de los plaguicidas mencionados. Como resultados se tiene que el factor (A) influye entre 0.12-13%, (B) entre 0.1-27%, (C) entre 1.8-42%, (D) entre 0.23-6.6% y (E) entre 23-62%, todos los factores se interrelacionan, de manera que no puede definirse un único factor como responsable de la degradación del compuesto. Los principales productos de degradación son análogos hidroxilados, con tiempos de vida media que varían entre 39 y 285 días dependiendo de las propiedades del plaguicida. Con esta información pueden se puede predecir la concentración inicial del plaguicida después de haber sido aplicado en una zona agrícola. Introducción El agua es un recurso natural indispensable para la vida. Sin embargo, el progreso y los avances logrados por el hombre han llevado a producir miles de compuestos químicos, que por un lado contribuyen a mejorar la calidad de vida pero por otro causan serios problemas de contaminación al ser introducidos directa o indirectamente en el agua. Entre dichos contaminantes se encuentran los plaguicidas, específicamente las triazinas representan el mayor grupo de plaguicidas utilizados en áreas de cultivos, las propiedades de las triazinas se descubrieron en 1952 por un grupo de investigadores a cargo de J. R. Geigy, en Basel, Suiza (Sabik, 2000)y debido a la gran cantidad usada, su amplio espectro de aplicación y sus propiedades fisicoquímicas de estos compuestos, una



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vez que se han introducido en el ambiente están sujetos a una serie de procesos de conversión y transporte. Las primeras aplicaciones de las patentes fueron realizadas en 1954 (Noblet et al., 1996). Debido al crecimiento de algunas plantas, la acción selectiva de estos compuestos y sus propiedades fueron comparados por primera vez en 1955 y se introdujeron al mercado hace 40 años. Las triazinas clasificadas como simétricas pueden ser divididas en tres grupos: cloro-, metoxi- y metiltiotriazinas-. Dichos plaguicidas son sólidos con una baja presión de vapor a temperatura ambiente y la solubilidad en agua se encuentra entre 5-750 ppm. (Sabik et al., 2000). La solubilidad en agua de cada compuesto es dependiente del sustitúyete en la 2-posición, entre los compuestos más usados se encuentre la atrazina, prometrín, propazina, simazina, terbutilazina, terbutrín, metribuzin, cianazina y metamitrón (Tabla 1).

Tabla 1. Propiedades fisicoquímicas de las triazinas Compuesto Fórmula

general PM p.e., °C log Kow SH2O

(mg/L) LD50

(mg/kg) T(1/2)

(días) Simazina C7H12N5Cl 201.7 228 2.10 5 5000 29-49 Atrazina C8H14ClN5 215.7 175-9 2.20 35 3080 130 Propazina C9H16ClN5 229.71 210-212 3.02 8.6 5000 25 Terbutilazina C9H16ClN5 229.71 177-9 3.21 8.5 n.d 76-331 Prometrín C10H19N5S 241.36 118-20 2.78 40 2500 60 Metribuzin C8H14N4OS 214.29 125 1.70 1050 n.d 60 Terbutrín C10H19N5S 241.36 104-5 3.65 58 n.d 75 Cianazina C9H13N2Cl 240.69 165-167 2.20 171 n.d 40-60 Metamitrón C10H10N4O 202 168-169 1.8 1700 n.d 55

PM, peso molecular, Kow; p.e., punto de ebullición; coeficiente de reparto octanol-agua; S, solubilidad en agua; LD50, dosis letal para el 50% de organismos de prueba; T(1/2), tiempo de vida media. Datos recolectados de la literatura (Noble, 1993; Albanis et al., 1998; Fernádez-Alba et al., 1998) Las triazinas son compuestos relativamente móviles que pueden tener efectos nocivos sobre los ecosistemas acuáticos, ingresando a los mismos principalmente por escurrimiento de aguas pluviales provenientes de áreas cultivadas tratadas. Con respecto al ambiente acuático, se han detectados plaguicidas en aguas superficiales, sedimentos, agua de consumo humano y aguas subterráneas (Hernández et al., 2001; Kochman et al., 2002; Flalkov et al 2003; Richter et al., 2003, Du Preez, 2005). Dicha presencia está influenciada por factores como la naturaleza del material sedimentario, el crecimiento de macrófitas y la actividad microbiana, por lo cual las triazinas están sujetas a degradación por vía biológica, química y fotoquímica habiéndose reportado tiempos de vida media que varían entre 29-331 días según el compuesto (Ciba-Geigy, 1979; Widmer et al., 1993; Lartiges y Garriques, 1995). Son resistentes al ataque microbiano debido a su estructura de anillo que presentan tales compuestos, por lo tanto esto indica una menor importancia a los mecanismos biológicos frente a los químicos (Navarro et al., 2004). La aplicación por periodos largos de triazinas en el control de la maleza genera productos de degradación, principalmente análogos hidroxilados, que pueden permanecer en el suelo durante al menos doce meses posteriores a la aplicación. Por lo tanto su acumulación y o transformación en los ecosistemas acuáticos y su biomagnificación constituyen un riesgo para la salud humana. Por lo tanto, se ha establecido por la Dirección de Agua Potable de la Comisión de la Unión Europea (CEC-DWD), como nivel máximo permisible en agua para consumo humano de 0.1 µg/L por plaguicida individual y de 0.5 µg/L para el total de plaguicidas (Fielding et al., 1992), mientras que la Agencia Protectora del Ambiente de los EEUUA (EPA-USA, Environmental Protection Agency) establece límites individuales para cada uno de los plaguicidas.



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Objetivo Determinar la constante cinética de degradación de cada uno de los compuestos en estudio en un medio acuoso en función de las concentraciones inicial y final, del tiempo, de la temperatura ambiental y del pH del medio. Mezcla de plaguicidas (estándar) La mezcla de plaguicidas utilizada contiene plaguicidas de la familia de las triazinas (Figura 1): atrazina, cianazina, metamitrón, metribuzín, prometrín, propazina, simazina, terbutilazina y terbutrín, con número de referencia Mix 18003400, en una concentración de 100 mg L-1 . La mezcla es distribuidas por Dr. Ehrenstorfer Laboratory (Alemania), con una pureza de 95.5-99.5%. Se emplearon también los reactivos acetona (Merck), etil acetato (J. T. Baker), isooctano (Fluka), metanol (J.T Baker) y acetonitrilo, grado cromatográfico (HPLC). Se prepara una solución estándar a una concentración de 100 µg mL-1 de la mezcla de plaguicidas en metanol. Las soluciones de trabajo se prepararon haciendo diluciones de la solución estándar para obtener las concentraciones deseadas.

Figura 1. Plaguicida de la familia de las triazinas, R1 átomo de Cl; R2 NHC(CN)(CH3)2; R3 NHC2H5

Metodología Determinación de la degradación de los plaguicidas De los factores que afectan directamente la degradación del plaguicida se seleccionaron cinco: Hidrólisis (A), fotólisis (B), pH (C), temperatura (D) y tiempo de exposición (E). Una vez seleccionados los factores, el siguiente paso es determinar los niveles para cada uno de ellos, obteniéndose como resultado los niveles que se muestran en la Tabla 2. Esto permite definir un diseño factorial de 25. Para conocer la degradación y/o transformación de los plaguicidas en estudio bajo las condiciones presentadas, fue necesario preparar 7 muestras de una solución de concentración conocida de cada uno de los plaguicidas (1 mg L-1), en un volumen de 125 mL. Se analizó cada sistema diariamente hasta completar 7 días. Se determinó la concentración inicial (C0 ) y final (C), mediante una extracción en fase sólida (EFS).

N

NN

R 3 R2

R 1



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Tabla 2. Niveles de los factores A, B, C, D y E para el experimento de degradación Factor Nivel

1 2 A: Hidrólisis Agua Metanol B: Fotólisis Luz Oscuridad

C: pH 4 7 D: Temperatura 13°C 13°C

E: Tiempo 1 día 7 días Extracción en fase sólida Se utiliza un cartucho de 500 mg de ENVI-Carb, acondicionado con 25 mL de metanol seguido por 25 mL de agua, teniendo cuidado que los cartuchos no se sequen. Se utilizan 125 mL de muestra que se pasan a través de los cartuchos a una velocidad de 60 gotas por minuto. La elusión de los analitos se hace mediante 5 mL de metanol obteniendo un extracto 1 y 25 mL de cloruro de metileno para obtener un extracto 2. Ambos extractos se juntan y se evaporan mediante una corriente de nitrógeno y se redisuelven en un vial adicionando 1 mL de acetona. La cuantificación se realiza mediante CG-EM (Cromatografía de gases-espectrometría de masas). Determinación y cuantificación de plaguicidas La concentración de cada uno de los plaguicidas en las disoluciones se determina en un cromatógrafo de gases con detector de masas (CG-DM), marca Fissons MD800, usando el modo de ión selectivo. La columna empleada para el análisis es 5% fenil-metilsiloxano (DB-5) de 30 m x 0.25 mm i.d. (diámetro interno), con un espesor de 0.25 µm. El gas acarreador empleado es helio (He, 1.5 mL min-1); la temperatura del inyector es de 250°C y se utiliza un rampa de temperaturas para llevar a cabo la separación de todos los compuestos. La temperatura inicial en el horno es de 80°C (2 min), aumenta a 300°C a una velocidad de 10°C min-1; donde permanece por 2 min. Esto dio como resultado cromatogramas correspondientes a la mezcla de los 9 plaguicidas un ejemplo se presenta en la Fig. 2. Para la cuantificación se obtuvieron curvas de calibración para cada uno de los plaguicidas de 1 mg L-1 a 5 mg L-1 y de 0.001 mg L-1 hasta 0.005 mg L-1, manejando coeficientes de correlación siempre entre 0.999 y 0.993 para todos los compuestos. Resultados y discusión Degradación de plaguicidas en agua Triazinas Las triazinas en estudio se dividen en dos grupos las simétricas y las no simétricas, las primeras a su vez están divididas en dos grupos, el primer grupo son las cloro-triazinas, en el cual se encuentra la propazina, simazina, atrazina, terbutilazina y cianazina y el segundo grupo son las metiltiotriazinas en donde están el prometrín y terbutrín. El metribuzin y metamitrón son triazinas no simétricas conocidas como triazinonas. Estos compuestos en estudio son considerados como plaguicidas padres y están sujetos a varios procesos de degradación tales como hidrólisis, fotólisis,



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oxidación y biodegradación que provocan la dealquilación de grupos amino, decloración, hidroxilación y deaminación según lo presentado por Sabik et al., (2000).

Fig. 2. Mezcla de 15 plaguicidas. Columna DB-5 (5% fenil-metilsiloxano) de 30 m x 0.25 mm d.i;

0.25 µm. Gas acarreador helio (He 1.5 mL min-1); Temperatura del inyector: 250°C; Rampa de temperatura en el horno: 80°C (2min), aumenta a 300°C a una velocidad de 10°C min-1; donde

permanece por 2 minutos. Tiempo de la corrida: 26 min La hidrólisis química de las clorotriazinas es considerada ser la mayor degradación que se presenta en dichos compuestos y los principales productos de degradación en agua son los metabolitos clorados y dealquilados: como la desetildesisopropilatrazina (DEDIA) y principalmente desetilatrazina (DEA), además de los metabolitos hidroxilados: como son la 2-hidroxiatrazina (HA), 2-hidroxiterbutilazina (HT), desetilhidroxiatrazina (DEHA) y desisopropilhidroxiatrazina (DIHA). Se ha demostrado también que los productos de degradación hidroxilados (HA, HT, DEHA y DIHA), son más persistentes debido a su baja solubilidad en agua. La clorotriazinas, que se consideran padres de dichos compuestos, presentan valores de K entre 1.75 x10 --2 a 5.52 x10 -3 d -1, en condiciones de oscuridad y pH de 7, disminuyendo su persistencia en un intervalo de 48 a 58%, con respecto al blanco, esto comprueba la formación de los productos de degradación por hidrólisis química. En cuanto al prometrín y terbutrín son compuestos que se mantienen estables, no son afectados por la hidrólisis química y, por último, el metribuzin y metamitrón no se detectaron bajo las condiciones ya mencionadas. La fotólisis: En el agua, las reacciones fotoquímicas juegan un papel importante en la reacción y conservación de los plaguicidas. Las triazinas son afectadas por los procesos fotoquímicos y oxidantes bajo diferentes condiciones. Durante la fotodegradación de las clorotriazinas existen dos rutas posibles, en la primera se forma un nuevo producto antes de su decloración e hidroxilación y, en la segunda, se lleva a cabo la oxidación de la cadena que se encuentra en el átomo de nitrógeno 4 y 6, permitiendo la formación de derivados dealquilados. La velocidad de fotodegradación de las soluciones acuosas depende de la naturaleza de las triazinas y siguen una cinética de primer orden. La velocidad de degradación más alta es observada en la propazina, en comparación con los otros compuestos, la velocidad de degradación más baja es presentada por el terbutrín, en condiciones de pH =7, con t1/2 de 285 días que representa el valor más alto de persistencia de los compuesto de la familia de las triazinas.



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La influencia del pH: El agua a pH de 4 tiene una capacidad de degradación más alta para todos los plaguicidas, en soluciones alcalinas se puede remover H+ formados por fotodegradación e incrementar la velocidad de degradación (Zheng y Ye, 2001). Los resultados obtenidos de velocidad de degradación aumento para ambas condiciones de luz y oscuridad manteniendo un pH = 4, para todos los compuestos en estudio, como se puede ver en las Tablas 3, con esto se puede concluir que, además de la hidrólisis química y la fotólisis, el pH tiene una gran influencia en la degradación de los compuestos en estudio.

Tabla 3. Degradación individual de plaguicidas en agua pH=4 pH = 7 Luz Oscuridad Luz Oscuridad

Compuesto K (d-1) t1/2(d) K (d-1) t1/2 (d) K (d-1) t1/2(d) K (d-1) t1/2 (d)

1 Simazina 2.29x10-2 30 9.21x10-3 75 9.03x10-3 76 8.49x10-3 81

2 Atrazina 0.033 20 1.22x10-2 58 6.15x10-3 112 5.52x10-3 125

3 Propazina 1.34x10-2 51 1.19x10-2 74 3.29x10-3 21 1.75x10-2 39

4 Terbutilazina 6.29x10-2 11 5.67x10-3 5.73 8.05x10-3 86 7.88x10-3 87

5 Prometrín 0.1675 4 1.05x10-3 122 7.022x10-3 9.8 5.45x10-3 127

6 Metribuzin 1.66x10-2 41 9.34x10-3 100 n.d n.d n.d n.d

7 Terbutrín 5.22 13 1.22x10-3 65 2.42x10-3 285 2.42x10-3 285

8 Cianazina 9.15x10-2 7.56 1.71x10-3 40 1.15x10-2 60 2.03x10-4 139

9 Metamitrón 0.019 34 1.5x10-2 46 n.d n.d n.d n.d

K= velocidad de degradación; T1/2 = Tiempo de vida media; n.d = no determinado Como se puede observar, para cada uno de los plaguicidas en estudio, la influencia de los parámetros seleccionados (matriz, luz, oscuridad, pH, temperatura y tiempo) es diferente. Para la atrazina, propazina, terbutilazina, prometrín, metribuzín, metamitrón y simazina, el factor de mayor influencia en su comportamiento es el tiempo, mientras que para la cianazina el factor de mayor influencia es la luz que contribuye en un 27.56% de la degradación total. Por otra parte, el pH de la solución tiene que ver con aspectos relacionados como la estabilidad y la vida media del plaguicida. La tasa de degradación de los plaguicidas (atrazina, propazina, terbutrín, cianazina, metamitrón y simazina), por hidrólisis química se incrementa cuando el pH de la solución decrece (pH = 4). Por ende la acidificación de las soluciones puede llevar a incrementar el grado de degradación de plaguicidas (Fig. 3). Conclusiones

Muchos de los plaguicidas que ocupan los primeros puestos de consumo mundial son fácilmente detectables. Sin embargo, hay compuestos ampliamente utilizados que no lo son. Es difícil establecer si los compuestos no son detectados por ausencia en el medio o por la falta de técnicas para su determinación, por lo cual, en esta investigación se desarrolló una técnica analítica por CG-EM para la determinación y cuantificación de los 9 plaguicidas simultáneamente. Se obtuvieron curvas de calibración para cada uno de los plaguicidas de 1 mg L-1 a 5 mg L-1 y de 0.001 mg L-1 hasta 0.005 mg L-1, manejando coeficientes de correlación siempre entre 0.999 y 0.993 para todos los compuestos. Los plaguicidas se presentan comercialmente en forma de mezclas que incluyen compuestos

que pertenecen a diferentes familias químicas, la existencia en una misma muestra de



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diferentes tipos de plaguicidas, exige el desarrollo de nuevos métodos de extracción multiresidual que permitan extraer al mismo tiempo los compuestos de interés, esto se logró manejando una fase sólida de extración obteniendo porcentajes de extracción de 73 a 97% manejando los plaguicidas individualmente y de 57 a 93% .

0%

20%

40%

60%

80%

100%

E B C AB AC BC ABCE

Fig. 4. Porcentaje de la contribución de los 5 factores en la degradación de las triazinas

.A: hidrólisis; B:Fotólisis; C:pH; D: Temperatura; E : Tiempo

La influencia de los parámetros (tipo de matriz, luz y oscuridad, pH, temperatura y tiempo de exposición), asociados a la degradación y/o transformación de las triazinas muestra que, el factor de mayor influencia en su comportamiento es el tiempo, mientras que la tasa de degradación de los plaguicidas (atrazina, propazina, terbutrín, cianazina, metamitrón y simazina), por hidrólisis química se incrementa cuando el pH de la solución decrece (pH = 4). El mayor tiempo de vida media encontrado en esta investigación corresponde a las triazinas y sus derivados y va de 39 hasta 285 días dependiendo de las propiedades de cada compuesto.

Agradecimientos La primera autora agradece la beca de doctorado del Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología de México (CONACYT) y las facilidades académicas de la Facultad de Química de la UNAM. Bibliografía

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AG-102bis LOS EDULCORANTES ARTIFICIALES COMO CONTAMINANTES DEL AGUA POTABLE / ARTIFICIAL

SWEETENERS AS POLLUTANTS FOR DRINKING WATER

Dra. Carmen Durán-de-Bazúa Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química,


[email protected] Resumen Se presenta información científica sobre el efecto negativo en la salud de la ingestión de agua potable, a la cual se le adicionó una cantidad conocida de dos diferentes edulcorantes sintéticos comerciales por ratas macho Wistar (Grupo 3: “Aspartame” 0.3%; Grupo 4: “Sucralosa” 0.19%), durante 73 días, alimentadas con una dieta basal. Se emplearon como controles: Grupo 1: fructosa 15%; Grupo 2: Sacarosa 10%; y, finalmente, el Grupo 5, en donde únicamente consumieron agua potable. Se efectuaron análisis histológicos en corazón e hígado. Se compararon estadísticamente la ingesta de alimento y de edulcorantes en forma indirecta mediante el volumen de agua consumido y el incremento de peso, así como las diferencias en los tejidos de hígado y corazón de todos los especímenes presentes en los 5 grupos en estudio, a niveles de significancia de 0.5 y 0.1%. De los resultados obtenidos se puede decir que los especímenes que bebían agua con sacarosa y con fructosa ingerían un volumen mucho mayor que los animales de prueba que ingerían edulcorantes artificiales y agua simple (Sacarosa>Fructosa>Sucralosa>Control>Aspartame) puesto que los requieren como fuente de energía para su dieta. De los otros dos edulcorantes es interesante ver que las ratas parecen irse “aficionando” por la sucralosa. Estadísticamente, no se encontraron diferencias significativas entre los grupos de los dos edulcorantes no calóricos entre sí, pero con respecto a los otros tres grupos sí hubo diferencias. En lo que se refiere al alimento ingerido, se pudo apreciar que los grupos que contenían los edulcorantes aspartame y sucralosa, así como el control, son las que reportaron el mayor incremento con respecto del alimento consumido, probablemente debido a que no existió un aporte calórico de las bebidas proporcionadas, mientras que en los grupos de sacarosa y fructosa su consumo de alimento era significativamente menor. Los hallazgos microscópicos en tejidos de hígado y corazón se describen a continuación: La proporción de la masa de los hígados de las ratas con respecto a la masa corporal de cada una de las ratas de los grupos que ingirieron los edulcorantes artificiales es más pequeña que la de los tres controles. Los hallazgos principales en el tejido cardíaco fueron los siguientes: No se encontró presencia de grasa intermuscular o degeneración grasa en cardiomiocitos de los animales de prueba de todos los grupos pero sí una cantidad variable de adipositos localizados en el pericardio, aunque siempre una cantidad significativamente mayor en los animales de prueba del grupo control de fructosa y en el del edulcorante artificial aspartame seguido del de sucralosa que, medidos como área en los cortes, eran de cuatro veces más que los del control de agua o de azúcar. Al comenzar el experimento biológico con los especímenes bajo estudio, se observaron diferentes cambios morfo-fisiológicos y conductuales en ellos al avanzar los 73 días que duró la fase experimental. Estos últimos cambios se tradujeron en varias características sobresalientes entre las que destacó la agresividad y la



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hiperactividad. Los parámetros señalados fueron indicados según las observaciones realizadas por el personal responsable durante su manipulación al cambio de “cama” y durante la toma de los registros de pesos y de alimento consumido y de agua bebida, durante todo el desarrollo experimental. De estas observaciones destaca el grupo de ratas que bebieron agua con aspartame, en las que se visualizó un incremento en su actividad con respecto a los demás grupos, además de presentarse un exceso de agresividad durante su manipulación. Incluso, los especímenes trataban de morder al personal que los pesaba. Puede concluirse con base en estos resultados, que la fructosa consumida en los bebederos promovió la ganancia en peso en el grupo correspondiente y puede convertirse en un factor importante sobre el incremento de la adipogénesis y de la masa grasa corporal del animal modelo, como lo afirma la literatura. Cuando los animales de prueba ingieren agua con edulcorante artificial, simulando las bebidas “light”, ingieren más alimento y, por ende, engordan más. Puede concluirse de este estudio que es necesario que las autoridades de salud pública de México tomen cartas en el asunto y promuevan la realización de más estudios científicos para corroborar las causas de esta epidemia de obesidad. Estas acciones deben, en primer término, ser totalmente independientes de las grandes compañías transnacionales. Deben también, como autoridades, exigir el etiquetado de alimentos, chicles y bebidas de manera clara y ostensible indicando el contenido en miligramos de estos edulcorantes de tal manera que los consumidores eviten ingestiones excesivas de fructosa y edulcorantes artificiales. Además, estas autoridades deben iniciar campañas masivas en todas las instituciones de salud pública, escuelas a todos los niveles, así como al público en general sobre la ingestión no natural de fructosa y edulcorantes artificiales y, para el caso del uso del azúcar, aunque es el mejor agente endulzante calórico, debe ser consumida de manera moderada. Palabras clave: Fructosa, aspartame, sucralosa, azúcar, efectos en la salud, ratas Wistar Reconocimientos La autora agradece al grupo de investigación que realizó esta investigación: M. C. Rolando Salvador GarcíaGómez, Claudia María Martínez-Tinajero, Esteban González-Filomeno, Claudia Teresa Tovar-Palacio, Isabel Gracia-Mora, Lucía Macías-Rosales, Gerardo Salas-Garrido, Francisco Sánchez-Bártez, Fernando Constantino-Casas Abstract Scientific information on the negative effect on health from the drinking of water added with two two commercial artificial sweeteners, aspartame and sucralose, to laboratotry "Wistar" rats (Lot 3: "Aspartame" 0.3%. Lot 4: "Sucralose" 0.19%) that were fed with a basal diet plus their drinking water supply during 73 days, using as controls Lot 1: Fructose 15%. Lot 2: Sucrose 10%, and simple water (Lot 5). The ingestion of food and drinking water volumes were measured every day, as well as the specimens’ weight increase, every other day. Histological analyses of heart and liver tissue were performed. Results of all 5 lots of animals were statistically compared at significance levels of 0.5 and 0.1%. The following results were obtained: With respect to the volume of water ingested by the test animals in the different lots, water with sucrose and fructose were continuously consumed from the beginning, as well as in the control lot (plain drinking water), but in a much smaller volume (only about half as much). In the subsequent days, all the test animals were reducing their water consumption with respect to the first day. Later, they began to consume progressively more water, with the greater water consumers being the sucrose lot, followed by the fructose lot. The lots



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that drank water containing the noncaloric sweeteners had a tendency to drink the same amounts as the control lot animals. This can be due to the fact that synthetic sweeteners were not "so pleasant" to the rodents, and they just ingested the water containing these sweeteners solely by necessity. Interestingly, the rats that had the smaller increase of body weight were the ones in the control lot and those that drank sucrose water. On the contrary, the ones with the highest increase of corporal weight were those that drank fructose water. Statistically, the increase of weight of the rats that consumed fructose was significantly different from the other four lots of rats. The animals that consumed artificial sweeteners gained weight at levels in between those of fructose-sweetened water and those of sucrose or sugar and the control lot. These two lots (sucralose and aspartame) did not show significant differences among them, but they did differ with respect to the other three lots. Considering ingested food, it was possible to appreciate that the lots that drank water containing the sweeteners aspartame and sucralose, as well as the control, are those that reported a significant increase in the consumed food, probably due to the fact that there was not a caloric contribution from the drinking water supplied to them, whereas in the lots that consumed fructose and sugar there existed a progressive reduction in food consumption. The microscopic findings in liver and heart tissues are described next. Mass o ratio f liver tissue with respect to total rat weight was smaller for the groups that ingested artificial edulcorants with respect to those from the control rats. The main findings in the pericardial tissue were the following ones: No evidence of inter-muscular fat or fat degeneration in cardiomyocytes of the test animals of all lots was found. A variable amount of adipocytes were located, although always in a significantly greater amount in the animals that drank fructose, sucralose, and aspartame sweetened water. Adipocytes areas were measured, and results indicate that in these lots of rats their tissues presented four times more adipocytes areas than those of the control tissues. During the course of the 73-day biological experiment, several morpho-physiological and behavioral changes were observed in the specimens. Among them, aggressiveness and hyperactivity were the most interesting ones. Responsible personnel indicated the observations in the “binnacle book” or report book during the manipulation of the specimens when changing “bed”, and during weight and food consumption measurements. From these observations it was very interesting to observe that rats that drank aspartame water were the most active among the five lots of animals (even hyperactive), very nervous, and most of all, were very aggressive, even trying to bite the personnel in charge of them. It may be concluded, based on these results, that the long term ingestion of artificial edulcorants in water, chronically, promoted weight gain in the corresponding animals and can become an important factor in the increase of adipogenesis as well as of corporal fat mass of the animal model, as some authors have already established. In the case of the rats that consumed sugar, although the ingestion of water volume was the highest, the food consumption was proportionally reduced, with the result that these animals had a final corporal weight similar to those of the control group. On the contrary, when the test animals ingested water with other sweeteners, namely fructose and aspartame and sucralose, simulating the commercial and “light” drinks, they ingested more food and, therefore, they got fatter. It may be concluded from this review that Mexico’s public health authorities have a heavy burden in their actions for the near future. They should be independent of big transnational companies and start properly labeling foodstuffs, chewing gum, and beverages to prevent the consumers from excessive daily consumption of artificial sweeteners. In addition they should start a massive campaign in all health institutions, public schools, and to the general public to aware them of the unnatural ingestion of fructose and artificial sweeteners and to advise them to use sugar, that although is the best sweetener it should be consumed sparingly. Keywords: Fructose, aspartame, sucralose, sugar, health effects, lab Wistar rats



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AG-103 USO DE UN BIOSORBENTE DE BAJO COSTO (Eleocharis

Acicularis) PARA LA REMOCIÓN DE F- DE AGUAS CONTAMINADAS / USE OF A LOW COST BIOSORBENT

(Eleocharis Acicularis) FOR REMOVAL OF F- FROM WASTEWATERS

Patricia Miretzky, Carolina Muñoz-Torres, Alejandro Carrillo-Chávez

Centro de Geociencias-UNAM, Campus Juriquilla, Boulevard Juriquilla 3001, Queretaro 76230, Mexico

[email protected]

Introducción El fluoruro es un elemento esencial para mantener una buena salud bucal, sin embargo en agua potable se pueden encontrar concentraciones cercanas a 1.5 mg L-1 esto puede transformarlo en nocivo para la salud humana. La Organización Mundial de la Salud (OMS) ha establecido un límite entre 0.5 y 1 mg L-1 en agua potable.[1] La fluorosis es endémica en varias partes del mundo, ya que el agua subterránea puede tener altas concentraciones de F- como África, China y sur de Asia, [2] y en México 6 millones de personas son afectadas por el fluoruro en las aguas subterráneas. [3] Se han desarrollado varios métodos para remover el exceso de F- del agua potable, pero sus altos costos los hacen solo prácticos para países desarrollados. La adsorción es una alternativa amigablemente ambiental y económica.[4] Objetivo El objetivo de este trabajo es demostrar que Eleocharis acicularis al igual que varios tipos de biosorbentes de bajo costo que son altamente efectivas en la remoción de metales pesados, con un pequeño procesamiento, la hace una buena candidata en la remoción de F- de bajo costo, accesible y biodegradable. [4, 5, 6] Metodología Las macrofitas fueron colectadas de la Laguna de San Bartolomé, Guanajuato, lavadas con agua desionizada y secadas a 60ºC por 24 horas, después molidas y tamizadas. La biomasa pre-tratada se preparo colocando la macrofita en una solución de 50 mg L-1 de Ca2+ a pH 6. Al final de periodo de agitacion, las muestras fuerón filtradas por membranas de 0.45 micras y secadas. La macrofita pretratada (0.1g) fue suspendida en una solución de 2mg L-1, agitandola a 140 rpm filtrada y analizada la solución. Los experimentos fueron repetidos a 3, 5 y 10 mg L-1 a pH 6. También se estudio la influencia a pH 3, 4, 5, 6 y 7.5, con F = 2 y 5 mg L-1. Se estudio la influencia de la dosis de biomasa, (0.100, 0.200 y 0.500 g) en 2 mg L-1 de F- a pH 6. Se determino la concentració inicial y final de F- en todos los experimentos. La cantidad de fluoruro removido Qe (mg g-1) fue calculado por la diferencia entre la concentración en el equilibrio de la concentración F- Ce (mg L-1) en la solución después de la adsorción y la concentración inicial Co (mg L-1). La concentración de calcio fue determinada por espectrofotometría de absorción atómica de flama (Aanalyst 300 Perkin Elmer) y los fluoruros por cromatografía de iones (Dionex ICS-2500). Todas las determinaciones fueron llevadas a cabo por triplicados, el error fue <1.0% para todas.



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Resultados Efecto del tiempo de contacto: La capacidad de remoción del F- con la biomasa no pretratada y en la pretratada con Ca2+ se determino variando el tiempo. La cinética de remoción de F- para la biomasa pretratada con una solución de Ca2+ fue alcanzada en menos de 15 min., el tiempo elegido para el desarrollo de este trabajo fue de 30 min. Es importante notar que la cantidad de F- removida fue mayor en la biomasa pretratada que con la no tratada. Efecto del pH. En los experimentos para determinar el efecto de pH en la biomasa pretratada y notratada dio como resultado que la cantidad de F- removido incremento desde pH 3 a 6 y decreció a pH 7.5, en ambos casos. Se puede observar que para ambos casos a pH 6 se tiene la máxima remoción de F- siendo más alta con la biomasa pretratada, esto puede deberse a la mezcla de procesos de superficie como la adsorción. Los datos experimentales se ajustaron a las isotermas de Langmuir y Freundlich (isotermas de adsorción). Los experimentos fueron realizados con la biomasa pretratada con Ca2+. Se consideró que la isoterma que mejor ajusto los datos experimentales fue la isoterma de Freundlich, debido a los altos valores de los coeficientes de correlación r2 = 0.975, 0.970, 0.994, 0.978 para pH 3, 4, 5 y 6 respectivamente. De los datos obtenidos al linealizar la ecuación de Freundlich, se obtuvo el valor de Kf de la ordenada al origen y el de 1/n de la pendiente. Considerando que los valores de Kf representan una medida de la capacidad de adsorción del sorbente (macrofita) y n representa la intensidad de la adsorción, se puede inferir que el pH al cual se llevó acabo la mayor adsorción de F- fue a pH 6.0. Los datos a pH 7.5 no se ajustaron a ninguna isoterma ya que hay un decremento en la adsorción de F- probablemente debido a la competencia entre los iones F- y OH-. También se ajustaron los datos a la isoterma de Langmuir de donde se obtuvo la máxima capacidad de adsorción (Qmax) = 0.110 meq g-1 a pH 6.0 Los valores de b también incrementaron con el pH obteniéndose el valor más alto a pH 6.0 lo cual nos habla de una alta afinidad de la biomasa pretratada con Ca2+ por F-. Efecto de la dosis de biomasa. Los experimentos se realizaron incrementando la dosis de la biomasa de 5.0 a 25.0g L-1 de la biomasa no tratada y la pretratada con Ca2+, resultando en un decremento de Qe desde 0.098 a 0.028 mg g-1 y desde 0.247 a 0.057 mg g-1 respectivamente (F-=2.0 mg L-1, pH 6.0), siendo esto posible por la reducción de área activa al formarse agregados por el aumento de la dosis en la solución. Sin embargo un incremento en la dosis de biomasa resulto en una mayor eficiencia o porcentaje F- removido, debido que a mayor masa de biomasa implica una mayor cantidad de sitios activos. El %F- removido, incremento desde 27.85 a 34.5% y desde 64.5 a 70% para la biomasa no tratada y la pretratada con Ca2+. Al ajustar los datos de las diferentes dosis de biomasa pretratada con Ca2+ a pH 6.0 a las isotermas, el modelo que mejor se ajusto a los datos fue la isoterma de Freundlich, resultando en una Kf = 0.090, 0.038 y 0.016 para la dosis de 5, 10 y 25 g L-1 respectivamente, donde podemos observar que el valor más alto nos resulta en la menor dosis de biomasa pretratada con Ca2+. Efecto de la concentración inicial. Se determino la eficiencia de la remoción de F- experimentando con diferentes concentraciones iniciales en un rango de 2 a 10 mg L-1. La mejor eficiencia en la remoción se mostró a una concentración inicial de 3 mg L-1 a las mejores condiciones experimentales. Cinética de remoción. Los experimentos de cinética fueron realizados usando la biomasa pre-tratada de 5 g L-1 pH 6.0 y concentraciones de F- en el rango de 0.105 a 0.526 mM. El proceso de remoción



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fue rápido y alcanzo el equilibrio en menos de 30 min. Con una eficiencia entre 64.5 y 41%. El modelo de pseudo 2º orden muestra el rango de ocupación de sitios de adsorción el cual es proporcional al cuadrado de sitios desocupados donde como se esperaba el rango de remoción inicial fue mayor para la baja concentración incial de F-. Pruebas dinámicas Se realizaron experimentos de adsorción en columnas donde se observo la influencia del flujo, altura de lecho y la influencia de diferentes concentraciones del ion influente en la remoción de F- con la macrofita Eleocharis acicularis. Influencia de la velocidad de flujo en la remoción de F-. Las curvas de BTC para la adsorción de F- bajo diferentes velocidades de flujo (Q = 0.030, 0.120 y 0.085 mL min-1) del ion influente se trabajarón a una concentración inicial de F-=10 mgL-1, pH 6.0 masa de 0.20g bomasa pre-tratada con Ca2+. El área bajo la curva es mayor cuanto mayor es el flujo, siendo la masa del ion adsorbido por la macrofita inversamente proporcional al área bajo la curva, por lo tanto se puede inferir que la mayor capacidad de adsorción correspondió al flujo más bajo, y conforme se fue aumentando el flujo fue disminuyendo la capacidad de adsorción. La mayor adsorción de F- obtenida a flujos más bajos se debe a un mayor tiempo de contacto entre el ion y los sitios activos de la macrofita lo que permite alcanzar el equilibrio traduciendose en una mayor adsorción. Efecto de la altura de lecho en la remocón de F-. La capacidad de adsorción de Eleocharis acicularis también depende del empaquetamiento de la columna y por lo tanto de la cantidad de adsorbente de la misma. Las curvas de BTCs obtenidas para 2 diferentes alturas de lecho (masa = 0.35 y 0.20 g ) a un flujo de 0.085 mL min-1, un pH de 6 y 3, concentraciones diferentes de F- ( F-= 2, 5 y 10 mg L-1) nos muestran que a medida que va aumentando la altura del lecho el área bajo la curva va siendo menor, por consiguiente mayor será la masa de metal adsorbida, lo que permite inferir que a mayor altura de lecho mayor séra la adsorción de los iones de F-. Influencia de la concentración del ion influente. Las curvas de BTCs para los experimentos de adsorción de F- realizados con cuatro concentraciones diferentes en la solución influente (F-= 2, 3, 5 y 10 mg L-1) a un flujo de 0.085 mL min-1 y pH de 6. El área bajo la curva va aumentando a medida que aumenta la concentración de F- observandose la menor área a la concentración de F- = 2 mg L-1, lo que nos permite deducir que a dicha concentración se presenta una mayor retención de F- a diferencia de la concentración más alta (10 mg L-1) la cual tiene el área bajo la curva más grande.Por lo tanto la mayor capacidad de retención se obtiene para concentraciones menores de F-, ya que no alcanza a saturarse los sitios activos en la superficie de la macrófita, a diferencia de lo que sucede con concentraciones mayores. Conclusiones La adsorción fue dependiente del pH inicial, concentración de F- inicial y dosis de macrófita de biomasa. El uso de la macrofita pretratada incremento la eficiencia de biosorción a 100%. Los datos se ajustaron a las isotermas de Langmuir y Freundlich sugiriendo que siguió un proceso de adsorción en monocapa. Esta biomasa es útil para concentraciones iniciales de 3 mg L-1 llevando la solución a concentraciones por debajo de 1mg L-1. Además la macrofita saturada con F- puede ser regenerada usando una solución de NaOH. La cinética de adsorción fue rápida mostrando una capacidad de remoción de 64.5% en menos de 30 min. de contacto.



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Se comprobó la influencia de la altura de lecho, la velocidad de flujo y la concentración inicial obteniendo los mejores resultados a una velocidad de 0.085 mL min-1, 0.35g y una concentración inicial de 3 mg L-1. El estudio mostró resultados prometedores para el uso de un material local, disponible y que con un pequeño proceso puede remover los excesos de F- de agua potable, siendo especialmente útil en México y en otros países donde poblaciones rurales no tienen agua potable para el consumo diario. Referencias [1] World Health Organization 3rd edn, (2006), Vol.1 [2] S. Ayoob, Crit. Rev. Env. Sci. Tec., (2006) 36, 433. [3] F. Diaz-Barriga, Fluoride, (1997) 30, 233. [4] Venkata Mohan, Bioresour Technol, (2007), 98, 1006. [5] S. Sinha, Ind. Eng. Chem. Res. (2003) 42, 6911. [6] L. Udaya Simha, Indian J. Env. Prot. (2002) 22,506.



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AG-104

AFECTACIÓN A LA CALIDAD DEL AGUA SUPERFICIAL EN UNA ZONA MINERA DEL ESTADO DE MÉXICO /

AFFECTATION TO THE WATER QUALITY IN A MINING ZONE OF THE STATE OF MÉXICO

Liliana Lizárraga-Mendiola1, M. R. González-Sandoval 2, Carmen Durán-de-Bazúa2

1Área Académica de Ingeniería Civil, Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo. Carretera Pachuca-Tulancingo km 4.5, Col. Carboneras. 42184 Mineral de la Reforma, Hgo., México.

2 Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y Química Ambiental, Facultad de Química, UNAM

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Abstract

In this research, tailings containing sulfide minerals with potential to generate acidic drainage, e.g.,

pyrite and sphalerite (55 and 2%, respectively) were studied. Minerals such as pyrite and other

sulfides are in different particle sizes and have great facility to be oxidized and leached. In a

previous study, the area was divided in two zones: a) Outer zone (out of influence of acid mine

drainage –AMD- pollution), located at north and northwestern of the tailings pile, and b) Inner zone

(zone influenced by AMD pollution), located at south and southeastern of the tailings pile. In the

inner zone the following dissolved metals and metalloids were found: Fe > Zn > Mn > Pb > Cd >

As, as well as high concentrations of SO42-, and low pH values. In outer zone, concentrations of Zn

> Mn > Fe > Pb > Cd > As cations, being the SO42- the predominant anion. Although this area does

not present influence for AMD due to the topography, it is possible that the natural components of

the rocks (massive sulfides) exert influence in the chemical composition of this zone. Sulfide

minerals (pyrite, chalcopyrite, and sphalerite) were liberated at small particle sizes (80, 70, and 8

micrometers, respectively). When particle size is too small, then tailings particles have more

superficial area to be weathered. The results showed that superficial water that runs below the

tailings dam topographic level might be affected by the AMD generated by tailings, due to the high

contents of anions and cations that are characteristic of this kind of pollution.



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AG-105 REMOCIÓN DE METALES MEDIANTE SISTEMAS

BIOLÓGICOS QUE SIMULAN UN HUMEDAL ARTIFICIAL / METALS REMOVAL IN A LAB SYSTEM SIMULATING AN

ARTIFICIAL WETLAND

Vianey Ruiz-López, María del Refugio González-Sandoval, Carmen Durán-de-Bazúa

Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química, UNAM

[email protected]

Resumen El objetivo de esta investigación fue el evaluar la eficiencia de remoción de metales, en específico cadmio y zinc, mediante sistemas de humedales artificiales. Para ello, se utilizaron ocho reactores de PVC de 15cm de diámetro por 40cm de ancho empacados con escoria volcánica, utilizando como vegetación emergente Typha latifolia (tule o espadaña). Los reactores fueron alimentados de forma intermitente con solución nutritiva y una mezcla de lixiviados obtenidos mediante celdas de humedad a escala de laboratorio. Se mantuvieron constantes los flujos de alimentación, temperatura y periodo de iluminación/oscuridad. Se tomaron muestras tanto del influente como del efluente, las cuales, fueron caracterizadas midiendo pH, CE (conductividad eléctrica), pOR (potencial de óxido-reducción), sulfatos y concentraciones de metales. Los resultados obtenidos indican buenas remociones de metales las cuales oscilan entre un 70 a un 90% de Cd removido y de un 60 a 70% de remoción de Zn. Se observaron mejores remociones de metales en los sistemas con plantas, corroborando la importancia de las mismas en la toma del metal. Abstract The aim of this work was to evaluate the efficiency removal of metals, in specific cadmium and zinc, using artificial wetlands. For it, there were used eight PVC’s reactors of 15cm of diameter and 40cm of width packed with volcanic slag and using as emergent vegetation Typha latifolia. The reactors were fed in an intermittent way with nourishing solution and a mix of runoff water obtained from cells of dampness with nourishing solution. The inflow, temperature and illumination-darkness period were maintained constants. Samples of the influent and effluent were took which were characterized by pH, CE (electrical conductivity), ORP (oxidation reduction potential), sulfates and metal concentration. The results show good removals of metals which range between 70 to 90 percent of cadmium and 60 to 70 percent of zinc removed. Better removals of metals were observed in the systems with vegetation, this support the importance of vegetation in the metal uptake. Introducción La creciente utilización de metales en varios procesos industriales genera la necesidad de encontrar tecnologías adecuadas para el tratamiento de los residuos producidos en los mismos. Este es el caso de los lixiviados de los residuos mineros conocidos como drenajes ácidos de minas. Los sistemas de humedales artificiales, están siendo utilizados en la actualidad en muchos países para el tratamiento de aguas residuales con cierto contenido de metales debido a sus características cómodas y las



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ventajas que presentan como son: el bajo costo de construcción y operación, su fácil mantenimiento, su buena eficiencia y confiabilidad en el tratamiento de aguas residuales, su tolerancia a cambios en cargas hidráulicas y biológicas y, los beneficios ecológicos que pueden generar (Lara-B, 1999). En el caso del tratamiento de aguas residuales con contenidos de metales pesados, se ha observado que la cantidad de metal que puede ser removida en el humedal depende de la interacción entre los procesos de sedimentación, adsorción, intercambio catiónico, actividad microbiana, formación de sulfatos metálicos, precipitación y co-precipitación, y la remoción que se presenta por la planta. De esta manera, el proceso completo se vuelve un tanto complejo y difícil de estudiar. La medida en la que estas reacciones pueden ocurrir dependen de la composición del sustrato, el pH del sedimento, las características del agua residual a tratar y las especies de plantas que sean utilizadas (Sheoran, 2006). Para algunos metales, la remoción por parte de la planta puede ser significativa. Denny (1980) y Greenway y Simpson (1997a,b), realizaron estudios en varias plantas emergentes, acuáticas y de raíces flotantes, concluyendo que las plantas juegan un papel importante en la remoción de metales pesados. Se ha demostrado que algunas macrófitas como Typha angustifolia, T. elephantiana, Desmostachya bipinnata, Saccharum bengalense, entre otras, pueden tolerar altas concentraciones de metales en su cuerpo sin presentar efectos negativos en su crecimiento (Sheoran, 2006). Aprovechando los buenos resultados que se han obtenido al tratar aguas residuales con ciertas concentraciones de metales por medio de los sistemas de humedales artificiales, y la necesidad de encontrar una alternativa para remediar el problema de la contaminación que pueden generar los drenajes ácidos de minas, en esta investigación se propone el estudio de la remoción de metales en específico cadmio y zinc en un sistema de humedal artificial a escala de laboratorio. Experimentación Montaje del sistema experimental El sistema experimental a utilizar durante esta investigación consiste en ocho reactores de PVC de 15cm de diámetro por 40cm de alto, empacados con escoria volcánica con diámetro granular de 12-16 mm. La especie de vegetación emergente a utilizar es Typha latifolia (espadaña o tule). En cuatro de estos reactores se sembraron tres brotes de tule con características semejantes para contar con un sistema homogéneo. En los reactores restantes únicamente se colocó el tezontle como medio de soporte. Condiciones experimentales La alimentación de los reactores se hizo de la siguiente manera: cuatro de ellos (dos con planta y dos sin planta) fueron alimentados con una solución nutritiva preparada con una mezcla de macro y micronutrientes con las siguientes concentraciones: 3.0 mM KNO3, 1.0 mM CaCl2, 0.4 mM MgSO4 7H2O, 0.2 mM NH4H2PO4, 3 �M H3BO3 , 0.5 �M MnCl2, 0.2 �M CuSO4, 0.4 �M ZnSO4 7H2O, 1.0 �M (NH4)6Mo7O24 H2O, 20 �M FeSO47H2O (Gibeaut y col., 1997; Bugbee, 2003; Zheng y col., 2005). Los cuatro restantes se alimentaron con una mezcla de lixiviados obtenidos de celdas de humedad a escala de laboratorio (González-Sandoval, 2008) y solución nutritiva (30%v/v de lixiviado). La alimentación se hizo de manera intermitente durante dos semanas con tiempo de residencia hidráulico de 2 días. El flujo de alimentación fue de 2.5 L/reactor. El periodo de iluminación/oscuridad utilizado fue de 16 horas luz y 8 horas oscuridad.



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Análisis de las muestras Se tomaron muestras del influente y efluente de los reactores, a las cuales se les midieron los siguientes parámetros: pH, CE (conductividad eléctrica), pOR (potencial de óxido-reducción), sulfatos y cantidad de metales disueltos. Las mediciones de pH, CE y pOR se realizaron de acuerdo con lo establecido en la normativa mexicana (NMX–AA-25-1984). Las lecturas se realizaron de manera directa utilizando un equipo de campo marca Corning Checkmate II (EEUU). La cuantificación de sulfatos se realizó por triplicado utilizando el método turbidimétrico, conforme a lo indicado en la norma NOM-141-SEMARNAT-2003 (Método EPA 9038 de cuantificación de sulfatos por turbidimetría). La determinación del contenido de metales en el influente y efluente se realizó mediante espectrofotometría inducida con plasma, en un equipo Perkin-Elmer Optima 4300DV Optical Emission Spectrometer. Para su análisis, las muestras fueron filtradas y acidificadas previamente de acuerdo a lo establecido en el Método 3005A de la EPA (1996). Resultados y discusión Las Tablas 1 y 2 muestran los resultados obtenidos al medir pH, CE y pOR en cada uno de los reactores con planta y sin planta respectivamente. Tabla 1. pH, CE y pOR medidos en el influente y efluente de los reactores con planta 1 s/m 2s/m Muestra pH CE (mS/cm) pOR (mV) pH CE (mS/cm) pOR (mV)

1 Influente 7.53 1167 95.4 7.53 1167 95.4 Efluente 6.95 1081 130 6.92 1125 118.5

2 Influente 7.53 1167 95.4 7.53 1167 95.4 Efluente 6.85 1120 244 6.94 1149 244


4 Influente 7.67 1054 292 7.67 1054 292 Efluente 7.74 1240 293.4 7.77 1173 261.6


3c/m 4c/m Muestra pH CE (mS/cm) pOR (mV) pH CE (mS/cm) pOR (mV)

1 Influente 6.86 1797 100.7 6.86 1797 100.7 Efluente 6.31 1506 150.9 6.26 1567 144.4





En donde: s/m: alimentación con sol. nutritiva únicamente y c/m: alimentación con sol. nutritiva más lixiviado



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Se observa que hay una disminución del pH, la cual es mayor en los reactores que fueron alimentados con el lixiviado. Ambos reactores, tanto con planta como sin planta, presentan valores similares de pH, CE y pOR. Al relacionar el valor de pH con el pOR, se observa que entre más ácido es el pH el pOR es mayor, lo cual indica que el medio se vuelve más oxidante. En cuanto a los resultados que se obtuvieron al medir la CE, en la mayoría de los casos se presentó una disminución de la misma, con lo cual se intuye que se están llevando a cabo reacciones de intercambio catiónico que permiten la remoción de los metales. A pesar de que algunos valores de pH son muy ácidos, alrededor de 4, las plantas resistieron estas condiciones sin presentar daños muy severos. Tabla 2. pH, CE y pOR medidos en el influente y efluente de los reactores sin planta As/m Bs/m Muestra pH CE (mS/cm) pOR (mV) pH CE (mS/cm) pOR (mV)

1 Influente 7.53 1167 95.4 7.53 1167 95.4 Efluente 7 977 118.2 6.6 1094.5 126



4 Influente 7.67 1054 292 7.67 1053.5 292 Efluente 7.66 1126 96.5 7.17 1135 116.2

5 Influente 7.67 1054 292 7.67 1053.5 292 Efluente 7.28 1092 142.5 6.78 1116 142.4

Cc/m Dc/m

Muestra pH CE (mS/cm) pOR (mV) pH CE (mS/cm) pOR (mV)




4 Influente 6.55 1613 270 6.55 1613 270 Efluente 4.59 1755 293.4 4.21 1751 314

5 Influente 6.31 2175 220.3 6.31 2175 220.3 Efluente 4.34 2060 499.7 4.66 2145 427

En donde: s/m: alimentación con sol. nutritiva únicamente y c/m: alimentación con sol. nutritiva más lixiviado En las Tablas 3 y 4, se encuentran registrados los resultados de la medición de sulfatos en cada una de las muestras, tanto del influente como del efluente. En todas las mediciones se observa una disminución en la concentración de sulfatos lo que indica que están siendo removidos los metales mediante precipitación. Los porcentajes de remoción de sulfatos oscilan entre un 17 a un 31%.



126

Tabla 3. Sulfatos medidos en el influente y efluente de los reactores con planta SO4

2- (mg/L) Muestra 1s/m 2s/m 3c/m 4c/m

1 Influente 578.91 578.91 771.47 771.47 Efluente 482.63 482.63 506.7 458.56






Tabla 4. Sulfatos medidos en el influente y efluente de los reactores sin planta SO4

2- (mg/L) Muestra As/m Bs/m Cc/m Dc/m

1 Influente 578.91 578.91 771.47 771.47 Efluente 434.49 434.49 627.05 675.19 2 Influente 578.91 578.91 771.47 771.47 Efluente 434.49 530.77 699.26 723.33 3 Influente 578.91 578.91 771.47 771.47 Efluente 506.7 530.77 723.33 723.33 4 Influente 578.91 578.91 1036.24 1036.24 Efluente 386.35 338.21 578.91 530.77 5 Influente 578.91 578.91 1493.57 1493.57 Efluente 540.03 529.74 776.69 859

En donde: s/m: alimentación con sol. nutritiva únicamente y c/m: alimentación con sol. nutritiva más lixiviado En cuanto a los resultados que se obtuvieron al medir la cantidad de metales en el influente y efluente (Tablas 5, 6, 7 y 8) se observa una disminución en las cantidades de cadmio y zinc medidas en el efluente de los reactores que fueron alimentados con lixiviados. La remoción fue mayor en los reactores con planta, indicando que ésta contribuye en la toma de metales. Los porcentajes de remoción obtenidos fueron para el Cd de alrededor del 90% en los sistemas con planta y del 70% para los sistemas sin plantas. En el caso del Zn los porcentajes de remoción fueron de aproximadamente el 70% en sistemas con plantas y 60% para los sistemas sin planta. De acuerdo con lo establecido en la NOM-001-SEMARNAT-1996, que señala los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, las concentraciones de Cd y Zn en los lixiviados se encuentran por arriba de los límites máximos permitidos (de 0.1-0.4 mg/L en el caso de Cd y 10-20 mg/L para el Zn), sin embargo se observa que al realizar el tratamiento con los sistemas de humedales artificiales, las concentraciones disminuyen en su mayoría por debajo de estas concentraciones demostrándose con ello la buena eficiencia del sistema para el tratamiento de aguas residuales que contienen metales.



127

Tabla 5. Concentraciones de cadmio medidas en el influente y efluente de los reactores con planta

Cd (mg/L)

Muestra 1s/m 2s/m 3c/m 4c/m 1 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det <lim det 2 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det <lim det

3 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det <lim det

4 Influente <lim det <lim det 0.264 0.264 Efluente <lim det <lim det 0.0072 0.0023



Tabla 6. Concentraciones de cadmio medidas en el influente y efluente de los reactores sin planta Cd (mg/L)

Muestra As/m Bs/m Cc/m Dc/m 1 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det <lim det

2 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det 0.00044

3 Influente <lim det <lim det 0.179 0.179 Efluente <lim det <lim det <lim det 0.0258




Tabla 7. Concentraciones de zinc medidas en el influente y efluente de los reactores con planta

Zn

(mg/L) Muestra 1s/m 2s/m 3c/m 4c/m





5 Influente 0.070 0.138 48.868 48.868 Efluente <lim det <lim det 27.290 31.328




128

Tabla 8. Concentraciones de zinc medidas en el influente y efluente de los reactores sin planta

Zn

(mg/L) Muestra As/m Bs/m Cc/m Dc/m





5 Influente 0.295 0.086 48.868 48.868 Efluente <lim det <lim det 43.861 33.537

En donde: s/m: alimentación con sol. nutritiva únicamente y c/m: alimentación con sol. nutritiva más lixiviado Conclusiones Se observaron buenos porcentajes de remoción de Cd y Zn, siendo mejores los obtenidos por los reactores con planta, lo cual indica que éstas contribuyen a la toma del metal en el sistema completo. Además se observó una disminución en la concentración de sulfatos presentes en el sistema y los demás parámetros medidos. Aún cuando las condiciones del medio son predominantemente ácidas, las plantas fueron capaces de soportarlas sin presentar daños severos irreversibles. Referencias Bugbee, B. 2003. Nutrient Management in Recirculating Hydroponic Culture. Presented at the

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130

AG-106 EVALUACIÓN DE LA POTENCIALIDAD DE UNA CEPA

BACTERIANA PARA LA ELIMINACIÓN DE ZINC Y CADMIO DE SOLUCIONES ACUOSAS /

EVALUATION OF A BACTERIAL STRAIN POTENTIALITY FOR ZINC AND CADMIUM ELIMINATION OF WATERY SOLUTIONS

Irina Salgado, Armando Martínez, María Elena Carballo, Mario Cruz, Aurelio Boza, Odalys

Collazo, Manuel Álvarez Grupo de Tratamiento de Aguas. Facultad de Biología. Universidad de La Habana, Cuba

[email protected]

Introducción El desarrollo industrial ha generado importantes volúmenes de aguas residuales procedentes de los nuevos procesos de manufacturación, conteniendo algunas de ellas metales pesados. Estos elementos no pueden ser degradados naturalmente, permanecen en los sedimentos y son lentamente liberados en los cuerpos de agua (Villanueva, 2000; Pérez-Rama et al., 2002). Por esta razón la contaminación por metales pesados es uno de los problemas más serios que afecta al medio ambiente en la actualidad. Uno de los metales no esenciales más reconocidos, por sus elevados efectos tóxicos es el cadmio (Cd2+), el cual provoca daños severos en los organismos vivos (Massaccesi et al., 2002; Valls y De Lorenzo, 2002). De igual forma, el zinc (Zn2+), aunque es un metal esencial, ha tomado un gran interés, por su uso extensivo en la industria y su derrame indiscriminado (Volesky, 1994). Se han empleado numerosos métodos para la eliminación de metales pesados, fundamentalmente físicos y químicos, pero estos no han resultado totalmente eficientes, debido al alto costo y a la afectación de los ecosistemas tratados. Por este motivo, actualmente, una de las tecnologías en aras de la recuperación de ambientes naturales contaminados es la biorremediación, la cual se basa en el uso de sistemas biológicos para la eliminación de contaminantes y específicamente el empleo de biomasas microbianas representa una alternativa viable (Gupta et al., 2000; Pethkar et al., 2001). Teniendo en cuenta los aspectos mencionados, el presente trabajo se propuso como objetivos:

1) Aislar bacterias, con capacidad de capturar Zn2+ y Cd2+, de los ríos Martín Pérez y Almendares, de la Ciudad de La Habana, Cuba. 2) Determinar la capacidad de remoción de Zn2+ y Cd2+ por los aislados microbianos. 3) Seleccionar e identificar el aislado con mayor capacidad de remoción. 4) Caracterizar el proceso de remoción con el aislado bacteriano seleccionado.

Materiales y métodos Toma de muestra de agua de los ríos Martín Pérez y Almendares Las muestras se tomaron a 1 metro de la orilla de los ríos y a 1 metro de profundidad. Puntos:



131

Río Martín Pérez: Línea del Ferrocarril y Río Martín Pérez (Vía Blanca y Calzada Vieja de Guanabacoa). En sus cercanías se encuentra el establecimiento Habana (Botellería) y el Taller Galvánico Emilio Pérez Olivera. Río Almendares: Vertedero Calle 100. Pertenece a la parte alta del río. En él se

disponen desechos domiciliarios e industriales. Aislamiento de bacterias A partir de las muestras de agua, se prepararon diluciones desde 10 -1 hasta 10-4 en agua destilada estéril. Se inocularon y se sembraron por dispersión 100 µL de cada una de las diluciones, con espátula de Drigalsky. Esto se realizó por triplicado, en placas Petri con agar nutriente. Se realizaron variantes de cada medio con la adición de Zn2+ (1mM), Cd2+ (1mM) y Zn2+ y Cd2+ ( se emplearon soluciones de CdCl2.4H2O y ZnSO4.7H2O). Se incubó a 30 ± 2º C por 24 horas. Se observaron las placas para detectar la aparición de colonias sobre la superficie de los medios sólidos y se escogieron las colonias distintivas que aparecieron en los medios con presencia de metales, se les realizó siembra por agotamiento y se comprobó la pureza de las colonias a través de tinción de Gram con las posteriores observaciones al microscopio óptico, con un objetivo de 100 x (Harrigan y McCance, 1968). Los aislamientos se conservaron en refrigeración a 4 ºC, en agar nutriente en plano inclinado. Obtención de la biomasa Obtención del preinóculo El medio de cultivo líquido (caldo nutriente) se distribuyó en erlenmeyers de 500 mL con un volumen efectivo de 200 mL y se inoculó a partir de los crecimientos en los medios de conservación. Se mantuvieron durante 24 horas a 30 ± 2 ºC y se agitó en zaranda a 100 r.min−1. Obtención del inóculo Se realizó una dilución 1/5, utilizando el volumen total del preinóculo en el medio de cultivo y se incubó en condiciones similares, para la obtención de la biomasa celular. Colecta de la biomasa Se realizó por centrifugación a 1500 r.min-1 durante 20 minutos, con una centrífuga MLW T24D. El pellet se lavó con agua bidestilada y se centrifugó en centrífuga Eppendorf (Drehichtung) a 3200 r.min-1 durante 10 minutos. Se eliminó el sobrenadante y se recuperó el pellet. Tamizaje de bacterias frente a Zn2+ y Cd2+

La biomasa (0,03g) de cada aislado se puso en contacto, en erlenmeyers de 100 mL, con 15 mL de la solución de cada uno de los metales, CdCl2.4H2O y ZnSO4.7H2O. Los erlenmeyers se colocaron en zaranda (Turbigen) a 100 r.min-1 y 25± 2 ºC durante 24 horas. El pH de la suspensión fue ajustado y controlado a un valor de 6.0 a intervalos de 2 horas, por adición de NaOH 1 M o HCL 1 M, según se requirió, mediante un pH-metro (MV 88 Prazisions-Labor-pH-Messgerat). A las 24 horas de contacto, la biomasa se separó de la solución de los metales residuales por centrifugación en centrífuga Eppendorf (Drehichtung) a 3200 r.min-1 durante 10 minutos. El pellet se eliminó y el sobrenadante se conservó a 4 ºC, para su posterior análisis. Todos los experimentos se realizaron por triplicado.



132

Estudio del efecto del pH en la remoción de los metales Se realizó manteniendo las mismas condiciones que en el experimento de biosorción realizado para el tamizaje, con la variación de que se emplearon 3 valores de pH (5.0, 6.0 y 7.0). Los pH se controlaron como se explicó anteriormente. Estudio de influencia de edad fisiológica en la remoción de los metales Determinación de la curva de crecimiento del aislado seleccionado El aislado seleccionado se inoculó a partir de un preinóculo, cumpliendo la relación 1/5, en caldo nutriente y se incubó bajo las condiciones previamente mencionadas. Se tomaron 2 mL de medio a las 0, 2, 4, 5, 6, 8, 10, 16, 18 y 24 horas de crecimiento. Se midió el crecimiento a través del método espectrofotométrico, determinando la densidad óptica de las muestras mediante la lectura en un espectrofotómetro (Génesis 20), a una longitud de onda de 640 nm. Ensayo de edad fisiológica El aislado se inoculó en caldo nutriente, de igual manera que para la determinación de la curva de crecimiento y se creció durante 24horas. Se colectó la biomasa a partir de la extracción de 300mL de medio a diferentes intervalos de tiempo (4 h, 10 h y 24 h) y se realizó el experimento de biosorción manteniéndose las mismas condiciones que en el tamizaje. Ensayo de cinética de biosorción Se realizó siguiendo las mismas condiciones de pre e inoculación que en los experimentos de tamizaje y siguiendo los mismos pasos del ensayo de biosorción, con la variación de que se tomó la muestra a diferentes tiempos: 0 horas, 5, 10, 15, 20, 30, 45 minutos, 1, 2, 4, 6 y 24 horas. Tratamiento de la biomasa La biomasa se trató por calor utilizando 2 métodos: autoclave y horno. Para ambos métodos se partió de un inóculo realizado siguiendo las condiciones descritas anteriormente. En el primer método el medio inoculado se sometió a tratamiento en el autoclave por 121°C por 20 minutos y en el segundo el crecimiento microbiano se centrifugó y la biomasa colectada se colocó en el horno a 60 °C por 24 horas. En ambos métodos se realizó el enfrentamiento de las biomasas tratadas a las soluciones de Zn2+ y Cd2+. Como control se utilizó la biomasa sin tratar. Ensayo de mezcla de metales Se utilizaron 2 soluciones con Zn2+ y Cd2+ mezclados; una con concentración de 0.5 mM de cada metal y otra con una concentración de 1.0 mM. La biomasa para el ensayo se obtuvo como se describió anteriormente y se enfrentó a las soluciones con la mezcla de metales. Como control se utilizó el enfrentamiento a las soluciones simples de Zn2+ y Cd2+. Análisis y cuantificación del metal capturado Las muestras fueron analizadas por espectrofotometría de absorción atómica con llama de aire-acetileno (EAA, equipo Phillips 9100). Para el Cd2+ se usó una corriente de lámpara de 8 mA y una longitud de onda de 228,8 nm y para el Zn2+ una corriente de lámpara de 10 mA y una longitud de onda de 230,9 nm. Se preparó una curva de calibración para cada metal que permitió calcular el coeficiente de correlación lineal (R2) y la ecuación de la recta, a través del programa de computación Barnett (Microsoft Excel), mediante la cual se calculó la concentración del metal residual en las muestras. Los cálculos para determinar la cantidad de metal capturado se realizaron según la ecuación: q = (Ci - Cf) V / m (Holan y Volesky, 1995; Vieira y Volesky, 2003), donde q: mg de metal enlazado por gramos de biomasa (mg/g), Ci: concentración inicial del metal (mg/L), Cf:



133

concentración final del metal (mg/L), m: masa de la biomasa en la mezcla de reacción (g), V: volumen de la mezcla de reacción (L). Análisis estadísticos Para comprobar la normalidad y homogeneidad de varianza de las muestras se realizaron las pruebas de Kolmogorov- Smirnov y Bartlett, respectivamente. Luego se realizó ANOVA de clasificación simple; las medias se compararon utilizando la prueba de Student Newman Keuls paramétrica (SNK). Para el procesamiento estadístico de los datos se empleó el programa de computación Statistica 6.0. Identificación del aislado seleccionado El aislado bacteriano CB-M4 se identificó a través de técnicas convencionales, observación de las características culturales en el medio de cultivo y por las características morfológicas y tintoriales, a través de la tinción de Gram. Además se realizó una batería de pruebas bioquímicas, basadas en los procedimientos planteados en el Manual de Métodos de Laboratorio en Microbiología (Harrigan y McCance, 1968). La identificación se apoyó en el Bergey`s Manual of Determinative Microbiology (Buchanan y Gibbons, 1974). Resultados y discusión En las Figuras 1 a 7 y en la Tabla 1 se presentan los resultados obtenidos. En el aislamiento se obtuvieron once aislados y después del enfrentamiento a las soluciones de zinc y cadmio se seleccionó el aislado CB-M4, con niveles de 14,75 y 21,68 mg/g de metal capturado para zinc y cadmio, respectivamente. Para poder competir con las tecnologías existentes para la remoción de metales, las eficiencias de remoción de los sistemas microbianos tienen que ser > 99% y sus capacidades de carga deben ser aproximadamente mayores de 15 mg/g (Cañizares-Villanueva, 2000), lo cual resulta positivo con respecto a los resultados obtenidos. En la caracterización se observaron mayores valores de captura de los metales a pH básicos; la edad fisiológica no influyó en la capacidad de remoción; la cinética de biosorción mostró una primera etapa rápida, donde se alcanzaron los mayores porcentajes de remoción; el tratamiento calorífico aumentó la captura de ambos metales y el empleo de una mezcla de zinc y cadmio afectó negativamente la remoción. El aislado se identificó como Acinetobacter spp. Existe alta correspondencia del resultado obtenido en la identificación con el hábitat de donde fue aislado el microorganismo y los niveles de remoción reportados en el tamizaje, ya que los representantes de este género se presentan en aguas y suelos como principales hábitats, según el Bergey´s Manual of Microbiology. Algunos datos demuestran esta afirmación, por ejemplo, Hsu y Chiang, (1991) encontraron que iones de Cd2+ pudieron ser removidos a través de biosorción por Acinetobacter calca var. antratus, aislado de aguas residuales de una refinería de cobre. Shakibaie et al., (1999) demostraron que Acinetobacter baumannii BL54 removió altas cantidades de plata en aguas residuales de efluentes fotográficos. Conclusiones

Se obtuvieron 11 cepas bacterianas autóctonas con potencialidad para remover zinc y cadmio de soluciones acuosas. El aislado CB-M4 presentó los mayores niveles de remoción de zinc y cadmio (q = 14,75 y

21,68 mg/g, respectivamente); fue identificado como Acinetobacter spp. y representa una cepa bacteriana promisoria para el tratamiento de ambos metales en aguas.



134

El proceso de remoción de zinc y cadmio por CB-M4 se caracterizó por ser rápido, con mayores niveles de remoción a pHs básicos, biomasa inactivada por calor, presencia de un solo metal en solución y la edad fisiológica de la biomasa no influyó en la captura de los metales.

Figura 1. Remoción de Zn2+ (a) y Cd2+ (b) por aislados bacterianos a temperatura 30 ± 2º C, pH 6,

24 horas de contacto, 100 r.min-1

a

a

b

c-

5,0010,0015,0020,0025,0030,0035,0040,0045,0050,00

ph5 ph6 ph7

pH

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

b

a a

0

5

10

15

20

pH 5 pH 6 pH 7

pH

q C

d (m

g/g

biom

asa)

Figura 2. Remoción de Zn2+ (a) y Cd2+ (b) por el aislado CB-M4, a pH 5, 6 y 7, a temperatura 30 ±

2º C, 24 h de contacto, 100 r.min-1.

a

ba

a

0

5

10

15

20

25

0 2 4 5 6 8 10 16 18 24

t

q Zn

(mg/

g)

0,000

0,200

0,400

0,600

0,800

D.O

.

qD.O.*

b

a a a

0

5

10

15

20

0 2 4 5 6 8 10 16 18 24

t

q C

d (m

g/g)

0

0,2

0,4

0,6

0,8

D.O q

D.O.*

Figura 3. Curva de crecimiento de CB-M4 e influencia de edad fisiológica del aislado CB-M4 en la

remoción de Zn2+ (a) y Cd2+ (b) , a pH 6, temperatura 30 ± 2º C, 24 h de contacto, 100 r.min-1

b

bba

b

c

e ef

d

fg

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

CB-V12

CB-M1

CB-M4

CB-M6

CB-M10

CB-V9

CB-M7

CB-V8

CB-M2

CB-M11

CB-V3

aislados bacterianos

qCd

(mg/

g bi

omas

a)



135

0

5

10

15

20

25

30

0 h 5' 10' 20' 30' 45' 1h 2h 4h 6h 24h

tie m po

q Zn

/Cd

(mg/

g bi

omas

a)Cd

Zn

Figura 4. Cinética de biosorción del aislado CB-M4 frente a Zn2+ y Cd2+.

a

c

b

a

0

5

10

15

20

25

30

BV BA BH

Biomasa tratada

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

c

b

a

0

10

20

30

40

50

60

BV BA BH

Biomasa tratada

q C

d (m

g/g

biom

asa)

Figura 5. Remoción de Zn2+ (a) y Cd2+ (b) por biomasa del aislado CB-M4. BV: biomasa viva, BA:

biomasa tratada en autoclave, BH: biomasa tratada en horno.

a

a

b b

02468

10121416

Zn 1.0mM Mezcla Zn+Cd 0.5mM

Mezcla Zn+Cd 1.0mM

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

a

bb

0

5

10

15

20

25

Cd 1.0mM Mezcla Zn+Cd 0.5mM

Mezcla Zn+Cd 1.0mM

q Cd

(mg/

g bi

omas

a)

Figura 6. Remoción de Zn2+ (a) y Cd2+ (b) por soluciones monometálicas, solución Zn2+ y Cd2+ (0.5

mM) y solución de Zn2+ y Cd2+ (1.0 mM).



136

Figura 7. Características culturales (a) y tinción de Gram (objetivo 100x) (b) de CB-M4

Tabla 1. Pruebas Bioquímicas para identificación de CB-M4 Prueba Bioquímica Resultado

Triptófano -

Arabinosa -

Citrato + (48 h)

Indol -

Urea +/-

Hugh-Leifson (manitol) -

Hugh-Leifson (manitol-parafina) pa))(¿)=)=)=)parafina)

-

Rojo de metilo +

Gelatina -

Hugh-Leifson (glucosa) +

Hugh-Leifson (glucosa-parafina) +

Arginina -

Voges Proskauer -

Kligler -

Reducción de Nitrato -

H2S -

Motilidad -

(+): resultado positivo, (-): resultado negativo y (+/-): respuesta débil.



137

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Microbiology 3 : 17-24. Villanueva R. (2000) Biosorción de metales pesados mediante el uso de biomasa

microbiano. Revista Latinoamericana de microbiología 42: 131-143. Volesky B. (1994) Advances in biosorption of metals: Selection of biomass types.

Microbiology Reviews 14; 291-302. Introduction The industrial development has generated important volumes of residual waters coming from the new manufacturing processes, containing heavy metals some of them. These elements can not be degraded naturally, they remain in the silts and they are slowly liberated in the water bodies (Villanueva, 2000; Pérez-Rama et al., 2002). For this reason the contamination for heavy metals is one of the most serious problems that affects to the environment at present time. One of the more abundant not essential metal, for its high toxic effects is the cadmium (Cd2+), which provokes severe damages in the alive organisms (Massaccesi et al., 2002; Valls and De Lorenzo, 2002). Equally, the zinc (Zn2+), although it is an essential metal, has taken a great interest, for its extensive use in the industry and its indiscriminate spill (Volesky, 1994).



138

Numerous methods have been used for the elimination of heavy metals, physical and chemical fundamentally, but these have not been completely efficient, due to the high cost and to the affectation of the treated ecosystems. For this reason, at the moment, one of the technologies for the recovery of natural polluted atmospheres is the bioremediation, which is based on the use of biological systems for the elimination of polluting and specifically the employment of microbial biomasses represents a viable alternative (Gupta et al., 2000; Pethkar et al., 2001). Keeping in mind the mentioned aspects, the present work intended as objectives: 1) To isolate bacterias, with capacity of capturing Zn2+ and Cd2+ , from Martín Pérez and Almendares rivers, City of Havana, Cuba. 2) To determine Zn2+ and Cd2+ removal capacity by the microbial isolates. 3) To select and to identify the isolates with highest removal capacity. 4) To characterize the removal process with the selected bacterial isolated. Materials and Methods Taking of water sample from Martín Pérez and Almendares rivers The samples were taken to 1 meter of the rivers bank and 1 meter deep. Points: Martín Pérez River: Línea del Ferrocarril and Martín Pérez River (Vía Blanca and Calzada Vieja de Guanabacoa). In their proximities are the Habana (Bottles Fabric) establishment and the Galvanic Shop Emilio Pérez Olivera. Almendares River: Vertedero Calle 100. It belongs to the high part of the river. In it are spilled domiciliary and industrial wastes. Isolation of bacterias Starting from water samples, it were prepared dilutions from 10 -1 up to 10-4 in sterile distilled water. 100 µL of each dilution were inoculated by spread - plate technique. This was carried out for triplicate, in Petri boxes with nutrient agar. It were carried out variants of each medium with the addition of Zn2+ (1mM), Cd2+ (1mM) and Zn2+ and Cd2+ (solutions of CdCl2.4H2O and ZnSO4.7H2O were used). It was incubated 30 ± 2º C for 24 hours. The boxes were observed to detect the appearance of colonies on the surface of solid media and distinctive colonies that appeared in the media with presence of metals were chosen, it were carried out by streak - plate technique and purity of the colonies was proven through Gram stain with later observations to the optic microscope, with a 100 x objective (Harrigan and McCance, 1968). The isolations were conserved in refrigeration to 4 ºC, in inclined nutrient agar. Obtaining of biomass Obtaining of preinoculum The liquid cultivation medium (nutritious broth) was distributed in 500 mL erlenmeyers with an effective volume of 200 mL and it was inoculated starting from the growths in conservation media. They stayed during 24 hours to 30 ± 2 ºC and they were agitated to 100 r.min-1.



139

Obtaining of the inoculum It was carried out a 1/5 dilution, using the total volume of the preinoculum in cultivation medium and it was incubated under similar conditions, for the cellular biomass obtaining. Biomass collection It was carried by centrifugation to 1500 r.min-1 during 20 minutes, with a MLW T24D centrifuge. The pellet was washed with bidestilated water and it was centrifuged in Eppendorf (Drehichtung) centrifuge to 3200 r.min-1 during 10 minutes. The floating was eliminated and the pellet was recovered. Screaning of bacterias in front of Zn2+ and Cd2+ The biomass (0,03g) of each isolated was put in contact, in erlenmeyers of 100 mL, with 15 mL of each metal solution, CdCl2.4H2O and ZnSO4.7H2O. The erlenmeyers was placed to 100 r.min-1 and 25 ± 2 ºC during 24 hours. The pH was adjusted and controlled to 6.0 each 2 hours, for addition of NaOH 1 M or HCL 1 M, as it was required, by means of a pH-meter (MV 88 Prazisions-work-pH-Messgerat). The biomass was separated from residual metals solution by centrifugation in Eppendorf (Drehichtung) centrifuge to 3200 r.min-1 during 10 minutes, at 24 hours of contact. The pellet was eliminated and the floating was conserved to 4 ºC, for its later analysis. All the experiments were carried out for triplicate. pH effect study in metals removal It was carried out maintaining the same conditions that in biosorption experiment carried out for the screaning, with the variation that 3 pHs values (5.0, 6.0 and 7.0) were used. The pHs were controlled like it was explained previously. Study of physiologic age influence in metals removal Selected isolated growth curve determination The selected isolate was inoculated starting from a preinoculum, completing the relationship 1/5 in nutritious broth and it was incubated under the previously mentioned conditions. It were took 2 mL from the medium at the 0, 2, 4, 5, 6, 8, 10, 16, 18 and 24 hours. The growth was measured through espectrofotometric method to a 640 nm wave longitude. Physiologic age test The isolated was inoculated in nutritious broth, in a same way that for the determination of growth curve and was grew during 24 hours. The biomass was collected starting from the extraction of 300mL from medium to different time intervals (4 h, 10 h and 24 h) and it was carried out the biosorption experiment staying same conditions that screaning. Biosorption kinetics test It was done following the same preinoculation and inoculation conditions that screaning and following the same biosorption test steps, with the variation that it was took the sample at different times: 0 hours, 5, 10, 15, 20, 30, 45 minutes, 1, 2, 4, 6 and 24 hours. Biomass treatment The biomass was treated by heat using 2 methods: autoclave and oven. In first method the inoculated medium was treated in the autoclave at 121°C for 20 minutes and in second the microbial growth was centrifuged and collected biomass was placed in oven to 60 °C for 24 hours. In both



140

methods were carried out confrontation of treated biomasses to Zn2+ and Cd2+ solutions. Untreated biomass was used as control. Metals mixture test 2 solutions were used with Zn2+ and Cd2+ blended; one with concentration of 0.5 mM of each metal and another with a concentration of 1.0 mM. The biomass for test was obtained like it was described previously and it was faced the solutions with metals mixture. Confrontation to Zn2+ and Cd2+ simple solutions was used as control. Analysis and quantification of captured metal Samplings were analyzed by atomic absorption espectrofotometry with air-acetylene flame (EAA, Phillips 9100). A lamp current of 8 mA was used for Cd2+ and a wave longitude of 228,8 nm and a lamp current of 10 mA and a wave longitude of 230,9 nm for Zn2+. A calibration curve for each metal was prepared to calculate the lineal correlation coefficient and the straight line equation, through Barnett computation program (Microsoft Excel), by means of which the concentration of the residual metal was calculated in samples. The calculations to determine the quantity of captured metal were carried out according to the equation: q = (Ci - Cf) V / m (Holan and Volesky, 1995; Vieira and Volesky, 2003), where q: metal mg connected by grams of biomass (mg / g), Ci: initial metal concentration (mg / L), Cf: final metal concentration (mg / L), m: biomass mass in reaction mixture (g), V: reaction mixture volume (L). Statistical analysis It were carried out Kolmogorov - Smirnov and Bartlett tests to check normality and variance homogeneity of samples, respectively. Then simple classification ANOVA was made; the media were compared using Student Newman Keuls parametric test (SNK). Statistica 6.0. computation programming was used for data statistical prosecution. Selected isolate identification Bacterial isolated CB-M4 was identified through conventional techniques, observation of cultural characteristics on cultivation medium and for morphological and tintorial characteristics, through Gram stain. A battery of biochemical tests was also carried out based on procedures outlined in Manual of Laboratory Methods in Microbiology (Harrigan and McCance, 1968). Identificating relied on Bergey's Manual of Determinative Microbiology (Buchanan and Gibbons, 1974). Results and discusion Figures 1 to 7 and Tabla 1 present the results. Eleven isolated were obtained in the isolation and it was selected CB-M4 isolated after confrontation to zinc and cadmium solutions, with levels of 14,75 and 21,68 captured metal mg/g for zinc and cadmium, respectively. The removal efficiencies of microbial systems have to be > 99% and their load capacities approximately should be bigger than 15 mg/g to be able to compete with the existent technologies for metals removal (Cañizares-Villanueva, 2000), which is positive with regard to the obtained results. Bigger values of metals capture were observed to basic pH in the characterization; the physiologic age didn't influence in removal capacity; biosorption kinetics showed a first quick stage, where the biggest removal percentages were reached; heating treatment increased the capture of both metals and the employment of a mixture of zinc and cadmium affected the removal negatively. The isolated CB-M4 was identified as Acinetobacter spp.



141

Figure 1. Removal of Zn2+ (a) and Cd2+ (b) for bacterial isolated to temperature 30 ± 2º C, pH 6, 24 hours of contact, 100 r.min-1

a

a

b

c-

5,0010,0015,0020,0025,0030,0035,0040,0045,0050,00

ph5 ph6 ph7

pH

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

b

a a

0

5

10

15

20

pH 5 pH 6 pH 7

pH

q C

d (m

g/g

biom

asa)

Figure 2. Removal of Zn2+ (a) y Cd2+ (b) for bacterial isolated CB-M4, to pH 5, 6 y 7, temperature 30 ± 2º C, 24 h of contact, 100 r.min-1

a

ba

a

0

5

10

15

20

25

0 2 4 5 6 8 10 16 18 24

t

q Zn

(mg/

g)

0,000

0,200

0,400

0,600

0,800

D.O

.

qD.O.*

b

a a a

0

5

10

15

20

0 2 4 5 6 8 10 16 18 24

t

q C

d (m

g/g)

0

0,2

0,4

0,6

0,8

D.O q

D.O.*

Figure 3. CB-M4 growth curve and CB-M4 physiologic age influence in removal of Zn2+ (a) and Cd2+ (b), to pH 6, temperature 30 ± 2º C, 24 h of contact, 100 r.min-1 High correspondence of the result obtained in the identification exists with the habitat where this microorganism was isolated and the removal levels reported in screaning, since the representatives of this gender show up in waters and soils like main habitats, according to Bergey's Manual of Microbiology. Some data demonstrate this statement, for example, Hsu and Chiang, (1991) found that Cd2+ ions could be removed by Acinetobacter calca var. antratus, isolated from residual waters of a copper refinery, through biosorption. Shakibaie et al., (1999) demonstrated that Acinetobacter baumannii BL54 removed high quantities of silver in residual waters of photographic effluents.

b

bba

b

c

e ef

d

fg

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

CB-V12

CB-M1

CB-M4

CB-M6

CB-M10

CB-V9

CB-M7

CB-V8

CB-M2

CB-M11

CB-V3

aislados bacterianos

qCd

(mg/

g bi

omas

a)



142

0

5

10

15

20

25

30

0 h 5' 10' 20' 30' 45' 1h 2h 4h 6h 24h

tie m po

q Zn

/Cd

(mg/

g bi

omas

a)

Cd

Zn

Figure 4. CB-M4 biosorption kinetics front of Zn2+ and Cd2+.

a

c

b

a

0

5

10

15

20

25

30

BV BA BH

Biomasa tratada

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

c

b

a

0

10

20

30

40

50

60

BV BA BH

Biomasa tratada

q C

d (m

g/g

biom

asa)

Figure 5. Removal of Zn2+ (a) and Cd2+ (b) for CB-M4 biomass. BV: alive biomass, BA: autoclave tried biomass, BH: oven tried biomass.

a

a

b b

02468

10121416

Zn 1.0mM Mezcla Zn+Cd 0.5mM

Mezcla Zn+Cd 1.0mM

q Zn

(mg/

g bi

omas

a)

b

a

bb

0

5

10

15

20

25

Cd 1.0mM Mezcla Zn+Cd 0.5mM

Mezcla Zn+Cd 1.0mM

q Cd

(mg/

g bi

omas

a)

Figure 6. Removal of Zn2+ (a) and Cd2+ (b) in monometallic solution, Zn2+ and Cd2+ (0.5 mM) solution and Zn2+ and Cd2+ (1.0 mM) solution.



143

Figure 7. Cultural characteristic (a) and Gram stain (objective 100x) (b) of CB-M4 Table 1. Biochemical tests for CB-M4 identification Prueba Bioquímica Resultado

Triptofane -

Arabinose -

Citrate + (48 h)

Indol -

Urea +/-

Hugh-Leifson (manitol) -

Hugh-Leifson (manitol-parafine) -

Metil red +

Gelatine -

Hugh-Leifson (glucose) +

Hugh-Leifson (glucose-parafine) +

Arginine -

Voges Proskauer -

Kligler -

Nitrate reduction -

H2S -

Motility -

(+): positive result, (-): negative result, (+/-): weak result



144

Conclusions

11 autochthonous bacterial strains were obtained with potentiality to remove zinc and cadmium from watery solutions. CB-M4 isolated presented the greater levels of zinc and cadmium removal (q = 14,75 and

21,68 mg/g, respectively); it was identified as Acinetobacter spp. and it represents a promissory bacterial strain for treatment of both metals in waters. Zinc and cadmium removal process by CB-M4 were characterized to be quick, with greater

levels of remotion to basic pHs, inactive biomass with heat, witnesses of a single metal in solution and biomass physiologic age didn't influence in capture of metals.

References

Buchanan R.E., Gibbons N.E. (1974) Bergey`s Manual of Determinative Microbiology. 8th edition. 1246 p. The Williams and Wilkins Company. USA. Cañizares-Villanueva R. (2000) Biosorción de metales pesados mediante el uso de biomasa

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académica. 426p.España. Holan Z., Volesky B. (1995) Accumulation of cadmium, lead, and nickel by fungal and wood

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heavy metals from plant extracts of medicinal plants. Current Science 80: 1216-1218. Shakibaie M.R., Kapadnis B.P., Dhakephalker P., Chopade B A. Can. J. (1999) Removal of

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Microbiology Reviews 14; 291-302.



145

AG-107 PROBLEMAS DE CONTAMINACIÓN EN EL PROCESO DE LA

CAÑA DE AZÚCAR. PARTE 2: COMPARACIÓN DE MÉTODOS DE CLARIFICACIÓN DE JUGOS DE CAÑA A

NIVEL DE LABORATORIO / SUGARCANE PROCESSING POLLUTION PROBLEMS. PARTE 2: COMPARISON OF CLARIFICATION FOR SUGARCANE JUICE AT

LABORATORY LEVEL

Laura Rocío Espinosa-Cervantes1, Julio Alberto Solís-Fuentes2, Landy Irene Ramírez-Burgos1, Carmen Durán-de-Bazúa1

1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México. 2Instituto de Ciencias Básicas, Universidad

Veracruzana. Región Xalapa, Xalapa, Veracruz, México

[email protected]

Resumen El presente trabajo compara tres métodos de clarificación de jugos obtenidos de la caña de azúcar (Saccharum officinarum L) con diferentes sustancias: el subacetato de plomo , sales de aluminio y alcohol etílico. Estas clarificaciones son realizadas en los laboratorios de control de materia prima y de proceso en los ingenios azucareros para después cuantificar la cantidad de sacarosa presente en los jugos y así realizar el pago a los productores (cañeros). El objetivo es demostrar que el alcohol etílico posee la capacidad de precipitar material con un peso molecular mayor a 10,000 daltones precipitando así compuestos presentes en los jugos obtenidos de caña y, además, sus residuos son menos peligroso que los de los compuestos de plomo y aluminio. El análisis de cuantificación de azúcares presentes se realiza mediante cromatografía de líquidos de alta resolución (CLAR) y mediciones espectrofotométricas para conocer la turbidez presente en las muestras de jugos clarificadas. Introducción En los laboratorios de control de calidad de los ingenios azucareros para el análisis de materia prima (caña de azúcar) y de control de proceso, para la clarificación de muestras de soluciones azucaradas y jugos se emplea subacetato de plomo que es un clarificador excelente para la industria azucarera. Sin embargo, debido al impacto que éste causa al ambiente, es catalogado como tóxico y peligroso, por lo cual constituye una fuente de contaminación ambiental. Se han planteado en varios foros el uso de un reactivo conocido comercialmente como “octapol”, que parece estar basado en sales de aluminio, el cual también es un producto tóxico y sus residuos son peligrosos (Panizza-de-León, 2006). En el presente trabajo se pretende demostrar que el alcohol etílico, aunque es una sustancia de carácter volátil e inflamable, posee la capacidad de precipitar material con un peso molecular mayor a 10,000 daltones y sus residuos son menos peligrosa que los del plomo y el aluminio, evitando así



146

el uso de reactivos contaminantes y tóxicos debido al impacto que estos causan al ambiente (Castillo-Guajardo, 1996). Se compararán los tres métodos, con objeto de evaluar la bondad del alcohol etílico como sustituto de los otros métodos. El jugo obtenido en la etapa de molienda en el proceso de obtención de azúcar a partir de caña es de carácter ácido (pH aproximado: 5.2). Este jugo se somete a un proceso de clarificación, donde hay un cambio de pH con el objetivo de minimizar las posibles pérdidas de sacarosa adicionando hidróxido de calcio. Es en este punto donde los químicos de control de calidad toman muestras para verificar el contenido de sacarosa en el laboratorio para, con ello, efectuar los pagos a los proveedores de la materia prima (cañeros). Es en este punto donde incidirá esta investigación. Objetivo Comparar el subacetato de plomo vs. el tricloruro de aluminio vs. el alcohol etílico como agentes clarificantes utilizados para muestras de jugos obtenidos de la caña de azúcar. Objetivo particular Encontrar las condiciones adecuadas del uso del alcohol etílico como agente clarificante para obtener mayor eficiencia del agente clarificante. Metodología En la bibliografía se encuentra la metodología establecida (Espinosa y col., 2006). Resultados y discusión Los resultados que se muestran en la Tabla 1 indican que, para la cuantificación de sacarosa por cromatografía de líquidos de alta resolución, empleando la clarificación con octapol, el % de sacarosa es mayor con respecto a la clarificación con etanol y subacetato de plomo. Con objeto de obtener los promedios, la desviación estándar y el coeficiente de variación se realizó un análisis estadístico. Tabla 1.Porciento de sacarosa, glucosa y fructosa en jugo desmenuzado clarificado con etanol,

subacetato de plomo y octapol medidos con CLAR Agente clarificante % sacarosa % glucosa % fructosa

Subacetato de plomo 21.07 0.0961 0.0877 Octapol 28.4 0.1060 0.1203 Etanol 23.48 0.1086 0.1026 Cuantificación de azúcares por cromatografía de líquidos de alta resolución presentes en el jugo verde clarificado con dos de los agentes en estudio (octapol y etanol) Es importante mencionar que, al intentar usar los tres agentes clarificantes con este jugo verde, las muestras adicionadas con subacetato de plomo, dieron un precipitado coloidal lechoso que no precipita.



147

Figura 1. Diagrama del proceso de producción de azúcar de caña en el ingenio cooperante (se

señalan los puntos donde se muestrearon el jugo de caña desmenuzado y el jugo de caña verde)

Jugo verde*Es jugo de las muestras de caña que llevan al ingenio para control de madurez. Estas cañas no se queman y se tienen lapsos máximos de 4 horas después de su corte para la extracción de jugo en el molino de ensayo de laboratorio. Este jugo no entra al proceso.



148

De hecho, en el ingenio cooperante no usan subacetato de plomo sino solamente octapol para las muestras que llegan al laboratorio químico de cañas, que es diferente al laboratorio químico de control de calidad. Las muestras de jugo verde clarificadas con los otros dos métodos de clarificación fueron preparadas para medir sacarosa, glucosa y fructosa por cromatografía de líquidos de alta resolución. Los resultados se muestran en la Tabla 2.

Tabla 2. Por ciento de sacarosa, de glucosa y de fructosa cuantificadas por CLAR en la clarificación del jugo verde

Agente clarificante % sacarosa % glucosa % fructosa Octapol 33.01 0.3178 0.0822 Etanol 28.37 0.1041 0.1220 Los resultados indican que la cuantificación de sacarosa por cromatografía de líquidos de alta resolución da valores más altos para la clarificación con octapol que para la clarificación con etanol. Con objeto de obtener los promedios, la desviación estándar y el coeficiente de variación se realizó un análisis estadístico (Tablas 3 y 4).

Tabla 3. Análisis estadístico de los datos experimentales (azúcares cuantificados por CLAR)de la clarificación del jugo verde con etanol

Azúcar Promedio Desviación estándar Coeficiente de variación, %

Fructosa 0.1220 0.0057 4.74 Glucosa 0.1041 0.0078 7.57 Sacarosa 28.37 1.2842 4.52

Tabla 4. Análisis estadístico de los datos experimentales (azúcares cuantificados por CLAR)de la clarificación del jugo verde con octapol

Azúcar Promedio Desviación estándar Coeficiente de variación, %

Fructosa 0.0822 0.0596 72.52 Glucosa 0.3178 0.3834 120.67 Sacarosa 33.01 1.9842 6.01 Análisis de trazas de metales por espectrofotometría inducida con plasma en residuos de las clarificaciones de los jugos y precipitados obtenidos Al analizar los residuos de las clarificaciones del jugo desmenuzado con octapol y subacetato de plomo, así como los precipitados obtenidos de dichas clarificaciones, se pudieron cuantificar los contenidos de los dos metales considerados más relevantes por su toxicidad, el aluminio y plomo. Se observó que el reactivo comercial denominado octapol no tenía plomo. En la Tabla 5 se presentan las concentraciones encontradas en las muestras analizadas. Si estos datos se comparan con la Norma Oficial Mexicana para agua potable, NOM-127-SSA1-1994 (DOF, 1994), que es la que se puede contaminar cuando llegan a los cuerpos receptores, ya que aún después de pasar por una planta de tratamiento de aguas residuales, estos metales no son



149

eliminados por los procesos convencionales (Durán-de-Bazúa, 1994), se pueden considerar como residuos peligrosos ya que todas las muestras rebasan los límites.

Tabla 5. Cantidades de plomo y aluminio encontradas (mg L-1)

Muestra Aluminio Plomo Jugo clarificado con subacetato de plomo 2.511 0.8233 Precipitado obtenido de la clarificación con subacetato de plomo

1.025 0.9773

Jugo clarificado con octapol 5.328 1.7623 Precipitado obtenido de la clarificación con octapol

383.63 1.54

Reactivo comercial octapol 1646.3 0 Límite máximo permisible* 0.20 0.025 *Norma para agua potable NOM-127-SSA1-1994 (DOF, 1994) Es importante mencionar que el aluminio es una sustancia peligrosa, especialmente cuando está en formas biodisponibles, por lo que en el futuro cercano deberán estudiarse sus efectos y normarse al respecto (Panizza-de-León, 2006). Finalmente, en caso de que se continúe el uso del subacetato de plomo en los laboratorios analíticos de los ingenios azucareros, los residuos deberán se segregados en contenedores y, al término de la zafra, deberán ser estabilizados, separando el plomo y enviándolo a los proveedores del subacetato de plomo para que lo reutilicen en la elaboración de nuevo reactivo. Tratamiento de residuos En la Tabla 6 se presenta el volumen de los residuos generados en esta investigación de todas las muestras clarificadas, los cuales se analizarán posteriormente en busca de trazas de metales. En la Tabla 7 se presenta el volumen recuperado de etanol impuro por destilación simple.

Tabla 6. Volumen final de los residuos (3 semanas de estancia) Agente clarificante Volumen generado, L Subacetato de plomo 5 Octapol 5 Alcohol etílico No hay residuo peligroso porque el disolvente se destiló

para recuperarse y el jugo se desechó al drenaje industrial

Tabla 7. Volumen (mL) de etanol impuro recuperado (3 semanas de estancia) Volumen de jugo mezclado con

alcohol etílico (mL) Volumen de alcohol etílico impuro

recuperado (mL) 2520 2030

Rendimiento El rendimiento obtenido de la operación unitaria de destilación fue de: (2030 / 2520) 100% = 80.55%. El etanol empleado como agente clarificante fue recuperado mediante destilación,



150

obteniendo etanol impuro y dejando un residuo que solamente contiene las substancias originales del jugo mezclado, que no es un residuo peligroso. Además, los sólidos que se separaron de esta clarificación, al no contener metales pesados potencialmente peligrosos, también pueden disponerse sin problemas. Discusión final En las Tablas 8 y 9 se resumen los resultados de esta investigación.

Tabla 8. Por ciento de sacarosa, de glucosa y de fructosa en jugos desmenuzado y verde clarificados con etanol, subacetato de plomo y octapol medidos con CLAR

Jugo desmenuzado Agente clarificante % sacarosa % glucosa % fructosa

Subacetato de plomo 21.07* 0.0961 0.0877 Octapol 28.40* 0.1060 0.1203 Etanol 23.48* 0.1086 0.1026

Jugo verde Agente clarificante % sacarosa % glucosa % fructosa

Octapol 33.01* 0.3178 0.0822 Etanol 28.37* 0.1041 0.1220

Jugo mezclado Agente clarificante % sacarosa % glucosa % fructosa

Subacetato de plomo 20.91* 0.04355 0.0695 Octapol 20.86* 0.0559 0.0662 Etanol 24.86* 0.0530 0.0534 *Hay diferencia significativa (p>0.05) **No hay diferencia significativa (p>0.05)

Tabla 9. Por ciento de sacarosa aparente en jugo mezclado clarificado con los tres diferentes

agentes (subacetato de plomo, octapol y etanol) analizado por polarimetría Agente clarificante % de sacarosa aparente

Subacetato de plomo 14.304* Octapol 14.289* Etanol 14.446* *Hay diferencia significativa (p>0.05) **No hay diferencia significativa (p>0.05) Al clarificar las muestras de jugo mezclado con alcohol etílico el por ciento de sacarosa fue mayor con respecto a la cantidad de sacarosa en los jugos clarificados con octapol y con subacetato de plomo. La cantidad de sacarosa aparente cuantificada por polarimetría presentó un porcentaje menor con respecto a la cantidad de sacarosa cuantificada por cromatografía de líquidos de alta resolución. Esto se debe probablemente a la mayor sensibilidad de este último método. Al medir con la CLAR la cantidad de azúcares presentes: glucosa, fructosa y sacarosa, la cantidad de sacarosa presente cuantificada en las muestras de jugo verde y jugo desmenuzado se encontraron valores mayores de sacarosa en las muestras de jugo verde clarificadas con alcohol etílico que en las



151

muestras clarificadas con el agente clarificante octapol. Las muestras de jugo verde no pudieron ser clarificadas con subacetato de plomo debido, probablemente, a que algunos de los componentes del jugo verde producen compuestos con el subacetato de plomo que impiden la clarificación. Y, en el jugo desmenuzado, la cantidad de sacarosa presente en las muestras de jugo clarificadas con el agente comercial octapol fue ligeramente mayor que con el alcohol etílico. Conclusiones y recomendaciones Conclusiones De acuerdo con los objetivos planteados en esta investigación de comparar el subacetato de plomo vs. el octapol vs. el alcohol etílico como agentes clarificantes utilizados para muestras de jugos de la caña de azúcar verde, desmenuzado y mezclado, así como jugo obtenido artesanalmente en los laboratorios de la UNAM y de encontrar las condiciones adecuadas del uso del alcohol etílico como agente clarificante para obtener mayor eficiencia se tuvieron las siguientes conclusiones:

• Los tres agentes clarificantes estudiados resultaron ser buenos, ya que eliminaron los compuestos de alto peso molecular, las dextranas y las impurezas permitiendo la cuantificación del contenido de sacarosa en las muestras de jugos de caña por los métodos de polarimetría y cromatografía de líquidos de alta resolución.

• Se encontró que la condición óptima para el alcohol etílico como agente clarificante fue a

partir de una concentración alcohol etílico-agua 90:10 (90% alcohol etílico) hasta la relación etanol-agua 96:4 (96% alcohol etílico)

Recomendaciones y comentarios

• Realizar un estudio costo- beneficio del alcohol etílico como agente clarificante.

• Evaluar el gasto del tratamiento de los residuos de las clarificaciones con subacetato de plomo u octapol versus el costo del alcohol etílico como agente clarificante, tomando en cuenta que este último puede destilarse y recuperarse.

• En un estudio posterior podrían identificarse los compuestos que imparten la coloración de

los precipitados y de las soluciones filtradas para elucidar el principio de separación que garantice la clarificación del jugo con la mínima cantidad de agente químico.

• El uso continuo del subacetato de plomo opaca el material de vidrio utilizado para realizar

las determinaciones, precisamente porque reacciona químicamente con la sílice del vidrio. Este tipo de problema no se presenta en el caso del uso del alcohol etílico. Este podría ser otro punto a favor del uso de este agente clarificante, además de su disponibilidad en los ingenios azucareros-alcoholeros. Además, evitaría que sustancias tan peligrosas como el plomo y el aluminio entren en contacto con el medio ambiente, ya que por destilación se recuperó el alcohol etílico utilizado y, por lo tanto, se puede desechar por el drenaje solamente el jugo de caña y sus subproductos.



152

• En algunas ocasiones, en las clarificaciones con subacetato de plomo el filtrado se observaba con una ligera coloración blanca producida por un precipitado lechoso (al que los técnicos azucareros le conocen como “mala defecación”). En un estudio posterior será importante identificar estos compuestos que imparten la coloración para conocer la causa y eliminar este problema que aumenta la generación de residuos y el consumo de reactivos.

• Es importante medir de manera precisa los reactivos analíticos (subacetato de plomo,

octapol). De no ser así, esto significaría que se están generando más residuos potencialmente tóxicos que los estrictamente necesarios. Será importante sensibilizar al personal sobre los daños potenciales de verter estos residuos a los drenajes de la planta (sin tomar en cuenta el costo en sí de los propios reactivos), con objeto de que sigan las metodologías oficialmente aprobadas de manera responsable.

• A largo plazo, si son desechados los efluentes de los laboratorios químicos de control de

calidad de los ingenios sin ser tratados, perjudican la calidad del agua de ríos y otras fuentes de agua a las que alcanzan estos residuos y, a su vez, a plantas y animales, si no se tratan los desechos de las clarificaciones con subacetato de plomo y octapol.

Referencia Laura Rocío Espinosa-Cervantes, María-del-Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa, Landy Irene Ramírez-Burgos. 2006. Sugarcane processing pollution problems: Substitution of Pb compounds during clarification procedures / Problemas de contaminación en el proceso de la caña de azúcar: Substitución de compuestos de Pb durante los procedimientos de clarificación. Programa de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental, Conjunto E, Facultad de Química, UNAM. SyRP-02. Pp. 215-221. Memorias del IV Minisimposium Internacional sobre Remoción de Contaminantes de Agua, Atmósfera y Suelos. México D.F: México.



153

AG-108 ARRANQUE DE UN REACTOR (RALLFA) PARA EL

TRATAMIENTO DE AGUA DEL EFLUENTE DE LA INDUSTRIA MINERA / START OF AN UP-FLOW ANAEROBIC

SLUDGE BLANMKET REACTOR (UASB ) FOR THE TREATMENT OF WASTE WATER FROM A MINNING PROCESS

Juan Luis Ríos-Vázquez, José Alberto Guido-Martínez, María del Refugio González-

Sandoval, Luis Ojeda-Berra, Salvador Alejandro Sánchez-Tovar*, Carmen Durán-de-Bazúa Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química.

UNAM. *TICSA

[email protected] Resumen El proceso flotación y recuperación de metales en su forma sulfurosa en una planta minera, genera grandes cantidades de residuo llamado “jal”, este residuo mezcla de agua, piedra, partículas de metales que no fueron recuperadas en la flotación y aditivos químicos utilizados en el proceso, es llevado a un punto de descarga o disposición (presa de jales). Este trabajo se basa en estudiar experimentalmente, una alternativa de optimización del uso de agua dentro de la planta minera, la cual consiste en separar una cantidad de agua del residuo del proceso de flotación, y tratar el agua en un reactor anaerobio de lecho de lodos de flujo ascendente (RALLFA) con microorganismos sulfato reductores, como punto principal reducir sulfatos y generar sulfuros, prevenir la generación drenaje ácido. El reactor a escala laboratorio que se diseñó y construyó de material de vidrio, tiene una capacidad en volumen de agua de 2700 mL. Se pasó por el reactor que contiene una cama de lecho de lodos de un volumen aproximado de 250mL, una mezcla que contiene, un 50% de agua recolectada de la sedimentación de los sólidos del efluente de flotación de la planta minera y el otro 50% de agua sintética que contiene sulfatos y ácido láctico como fuente de carbono. El arranque se logró en 5 etapas, determinando sulfatos, sulfuros, DQO y sólidos suspendidos, donde se fue aumentando el volumen de alimentación de agua residual a tratar. Obteniendo resultados de remoción de sulfatos entre 60-80%, remoción de DQO 65-78% y un aumento de sulfuros soluble de 34 mgS-2/L hasta un 120 mgS-2/L, al igual se observó un aumento de sólidos suspendidos fijos que en su mayoría pueden ser sulfuros precipitados. Los resultados mostraron que los microorganismos pueden mantenerse a las condiciones similares de un efluente de flotación de una planta minera, con la adición de un sustrato como fuente de carbono usando para esta investigación ácido láctico. Como siguiente paso en la etapa de experimentación se considera aumentar el porcentaje de agua residual del proceso de flotación hasta lograr que el reactor opere casi en su totalidad con agua proveniente del proceso de flotación. Para esto es necesario lograr una total caracterización del influente y efluente del reactor, midiendo parámetros como concentración de fósforo y nitrógeno total, así como el seguimiento de la concentración de sulfatos, sulfuros, DQO y la cantidad de metales totales a la entrada y la salida del tratamiento. Introducción En nuestro país una de las actividades económicas de gran importancia es la industria minera, más sin embargo, en los procesos de extracción y recuperación de los metales para su comercialización generan grandes cantidades de residuos, los cuales afectan al ecosistema que rodea el lugar donde se



154

lleva a cabo la actividad de la minería. Otro punto que se debe considerar dentro de la actividad minera, es el aprovechamiento de recursos tales como el agua y la energía eléctrica por mencionar algunos. Estos hechos promueven la investigación para nuevas tecnologías y medidas preventivas, con el fin de hacer más eficientes los procesos que se llevan acabo dentro de la industria minera y tengan un menor impacto ambiental. Una problemática que tiene la industria minera de impacto ambiental y económico es el consumo de agua (Figura 1, Tabla 1), pues este recurso tiene un costo elevado y la recuperación que se tiene en los procesos llevados acabo dentro de la planta es mínima, la recuperación de agua es un motivo para la apertura de estudios acerca del aprovechamiento y/o re-uso. Existen estudios los cuales definen los puntos a considerar en el manejo de agua, como el tratamiento de agua residual por medios biológicos así como fisicoquímicos. La industria requiere agua de buena calidad debido a que los procesos pueden ser más eficientes. En el caso de la industria minera, se requiere de grandes volúmenes de agua en los procesos de recuperación de metales, por lo que es de vital importancia evitar su desperdicio y mejorar su calidad antes de su reutilización.

Fig, 1. Diagrama del proceso de la mina y propuesta de estudio (Pacheco-Gutiérrez, 2006)

Tabla 1. Corrientes del proceso de la mina y propuesta de estudio

Corriente descripción 1 Agua mina 2 Agua manantial 3 Concentrado, 20% sólidos 4 Jales, 20% sólidos 5 Agua recuperada de espesador

(concentrado) 6 Concentrado 60% sólidos

Proceso de flotación

Espesador

Filtro

Espesador

Tratamiento de agua

Presa de jales 1

2

3

6

8

7

94

10

13

15

14

11

5

12



155

7 Agua recuperada de espesador y filtro 8 Concentrado 92% sólidos 9 Agua recuperada de espesador de jales 10 Corriente de colas 11 Agua recuperada de filtro de

concentrados 12 Agua recuperada de presa 13 Pérdidas de agua presa 14 Agua de reproceso 15 Agua tratada propuesta

Esta investigación se basa en un trabajo de maestría donde se propone un tipo de tratamiento biológico anaerobio para agua con objeto de disminuir el consumo de agua de manantial que se toma para el proceso. Además, como el agua de retorno de la presa de jales contiene una cierta cantidad de metales los cuales podrían recuperarse de nuevo, el presentar la alternativa de consorcios de bacterias anaerobias dentro del sistema de tratamiento como es el caso de bacterias sulfato reductoras, suena muy atractivo para el estudio de este sistema. Los microorganismos sulfato reductores a condiciones que se les favorezcan para su proliferación y manutención, pueden reducir los sulfatos a sulfuros por producción de H2S que al estar en presencia de metales pesados diluidos los precipita en su forma sulfurada. Este tipo de sistema el cual tiene como objetivo principal el aprovechamiento y re-uso de agua, también cubre otros aspectos ambientales importantes, tales como, el drenaje ácido, evaporación de agua que se encuentra en la presa de jales y es rica en FeS2 (pirita) y un volumen menor de jal húmedo que se lleva a la presa de jales. La presente investigación toma como punto principal la construcción y arranque de un reactor anaerobio de lecho de lodos de flujo ascendente con consorcios de bacterias anaerobias en especial sulfato-reductoras, para la reducción de sulfatos a sulfuros y formar precipitados sulfurosos de metales pesados. El efluente líquido a tratar proviene de una planta minera que se encuentra en el Estado de México, la cual es una mina productora de zinc, cobre y plomo (como sulfuros) que se encuentra en operación desde 1994 y que, por su alta concentración de pirita (alrededor del 50 por ciento), podría estar generando drenajes ácidos de mina con el consecuente riesgo para el entorno, especialmente de contaminación de las corrientes de agua subterráneas y ríos de la zona. Objetivo El objetivo global de la investigación de la que esta tesis forma parte es obtener la reducción sulfatos y precipitados de sulfuros en un sistema de tratamiento anaerobio con bacterias sulfato-reductoras para el tratamiento del efluente del proceso de flotación de una planta minera concentradora de sulfuros. El objetivo de esta tesis es diseñar, construir y arrancar un reactor anaerobio de laboratorio para la reducción de los sulfatos presentes en un efluente de flotación de una planta minera. Resultados y discusión Los resultados con la metodología planteada, se muestran a continuación. Con estos resultados se analiza el arranque del reactor y su bondad.



156

Resultados de las pruebas preliminares Con base en ellas pudo mejorarse el montaje y arranque del sistema de laboratorio en un reactor anaerobio de lecho de lodos de flujo ascendente, RALLFA. Montaje del sistema El reactor que se diseñó, se construyó en un taller de vidrio especializado en material de laboratorio. El reactor construido, como se puede ver en las Figuras 1 y 2 presenta, como características principales, el serpentín para mantener la temperatura deseada dentro del reactor y en la parte superior se observa el separador de las tres fases (sólida, líquida y gaseosa). El sistema de operación del tratamiento anaerobio, tiene el montaje final que se observa en la Figura 3. Allí pueden verse los equipos utilizados. Es interesante corroborar la apariencia negra, debida a la presencia de sulfuros metálicos precipitados sobre la superficie del vidrio y otros en suspensión en el líquido. En la Figura 4 se percibe cómo, sobre el serpentín de cristal del reactor, se sedimentaron algunos de los sulfuros que se produjeron. De igual manera, en la campana de separación de fases colocada en la parte superior del reactor (Figura 5), se visualizan los sedimentos de los sulfuros sobre ella.

Fig. 1. Reactor construido Fig. 2. Parte superior del reactor

En el montaje del equipo se cuidaron todos lo detalles que, a lo largo de la operación del tratamiento, podrían provocar algún desperfecto o alteración que afectara directamente con el comportamiento del reactor. Entre ellos destacan posibles fugas en las conexiones, ingreso indeseable de oxígeno del aire, fallas en la parrilla de calentamiento que modifiquen el mantenimiento de condiciones isotérmicas, fallas en la bomba de alimentación del agua residual en estudio que pudieran provocar cambios en el flujo de alimentación y, por tanto, en el tiempo de residencia hidráulica dentro del reactor (Figura 6). El seguimiento y la forma que se realizaron las pruebas de seguimiento de la investigación se observa en la Tabla 2. Resultados de DQO En la Figura 7 se muestra la tendencia que el rendimiento presentó durante la investigación, se observan algunos puntos donde el rendimiento decae, sin embargo después del día 33 empieza a ver un periodo estable, aunque no constante.



157

Resultados de sulfatos Los resultados obtenidos de las pruebas de sulfatos, ya considerando su eficiencia de conversión a sulfuros. Con los datos obtenidos se construyó la Figura 8a que muestra el porcentaje de remoción que se ha ido alcanzando en esta esta estapa de adaptación.

Fig. 3. Sistema de operación del tratamiento

Fig. 4. Precipitación de sulfuros en el

serpentín Fig. 5. Precipitación de sulfuros en la

campana de separación



158

Resultados de sulfuros y sólidos suspendidos; totales, fijos y volátiles La prueba de sulfuros que se realizó, dio como resultado la Figura 8b, con la que se dio el seguimiento a la cantidad de sulfuros que se generaron a lo largo de esta etapa de tratamiento, cuyo objetivo es transformar los sulfatos a sulfuros bioquímicamente. Esta prueba fue de mucha ayuda pues en esta también se podía saber sobre el comportamiento de las bacterias y corroborar si estaban funcionando. La determinación de los sólidos suspendidos está muy ligada con la prueba de sulfuros puesto que los sulfuros deben estar precipitados recuperándose los metales disueltos (Figura 9). Tabla 2. Plan de trabajo DÍAS Alimentación en Volumen

1 4 7

10 15 18

20% volumen

21 23 25 28 30 32

50% volumen 35 37 39 42 44 49 75% volumen 51 53 56 100% volumen

*Los volúmenes adicionados son de una mezcla de 50% de agua residual sintética y 50% de agua proveniente del cárcamo de bombeo de la mina en estudio Alcalinidad La alcalinidad es un parámetro muy importante para los reactores anaerobios ya que permite llevar un mejor control del reactor y obtener más información acerca del comportamiento de los microorganismos, pues el factor de amortiguamiento varía dependiendo del medio en el que los microorganismos se encuentran. En las Figuras 9 y 10 se ven estos valores del factor de amortiguamiento y de la concentración de CaCO3. Esta prueba se realizó al efluente.

Todos los días que están marcados enla tabla se realizaron las pruebasanalíticas (pH, conductividad eléctrica,DQO total, sulfuros, sulfatos, yalcalinidad. Los sólidos en todas susformas solamente fueron hecho unavez por semana)



159

Fig. 6. Diagrama del sistema para el tratamiento

% REMOCIÓN DQO

0,010,020,030,040,050,060,070,080,090,0

100,0

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55DÍAS

% R

EMO

CIÓ

N

Fig. 7. Gráfica del porcentaje de remoción de DQO del reactor en su etapa dinámica

%REMOCIÓN

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50

DIAS

%R

EMO

CÓ

N

Determinación de Sulfuros

020406080

100120140160180

0 10 20 30 40 50 60DÍAS

mg

S-2/

L

ALIMENTACIÓNEFLUENTE

Fig. 8a. Porcentaje de remoción de sulfatos Fig. 8b. Determinación de sulfuros

Reactor anaerobio

Agua de calenta-miento

Trampa de gas

Influente

Gas

Efluente

Colector de NaOH desplazado



160

Conclusiones Esta fase de la investigación permite concluir acerca de algunos aspectos de gran importancia para los estudios subsecuentes una vez que alcance el reactor la estabilización. Siendo el objetivo principal de esta etapa la adaptación de los microorganismos sulfato-reductores en un reactor anaerobio, así como la corroboración de la reducción de los sulfatos a sulfuros y la precipitación y separación de éstos, los resultados obtenidos son satisfactorios ya que los porcentajes de remoción de sulfatos y de DQO son alentadores paracontinuar con este tratamiento anaerobio. Un punto que no se discutió ni se hizo el seguimiento fue el de la producción de biogases ricos en metano, por lo que en estudios posteriores se recomienda montar un sistema para la recolección de los gases que se desprenden del tratamiento anaerobio. Falta todavía el análisis estadístico el cual ya se realiza, para dar datos confiables para las siguientes fases de la investigación.

Determinación de Sólidos Suspendidos

0.000

0.200

0.400

0.600

0.800

1.000

1.200

1.400

1.600

alimenta alimenta alimenta alimenta efluente20

efluente50

efluente75

Corrientes

mg/

L SSTSSFSSV

Fig. 9. Determinación de sólidos suspendidos

Concentración mg CaCO3

0500

100015002000250030003500400045005000

0 10 20 30 40 50 60

días

mg

CaC

O3

ALCALINIDAD

0.000

0.050

0.100

0.150

0.200

0.250

0.300

0.350

0.400

0 10 20 30 40 50 60

Días

fact

or d

e am

ortig

uam

ient

o α

Fig. 9. Determinación de mg CaCO3 Fig. 10. Seguimiento del factor de amortiguamiento



161

HAZARDOUS SUBSTANCES AND

RESIDUES

SUBSTANCIAS y RESIDUOS

PELIGROSOS



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SyRP-101 MOVILIDAD DEL ARSÉNICO DESDE JALES DE MINERÍA

HACIA CUERPOS SUPERFICIALES DE AGUA / ARSENIC MOBILITY FROM MINING TAILINGS TOWARDS

SURFACE WATER BODIES Beatriz E. Rubio-Campos, Irene Cano-Aguilera, Guadalupe de la Rosa y Alberto F. Aguilera

Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato Noria Alta S/N, 36000Guanajuato, Gto., México


Resumen Los residuos de mina en el distrito minero de Guanajuato, constituye una fuente importante de contaminación por metales pesados. En este trabajo, se presenta la movilidad del arsénico desde los depósitos de jales mineros hacia un reservorio de agua superficial mediante la simulación en el software MODFLOW v.2.7.2. Abstract Mining tailings in the mining district of Guanajuato, constitute an important source of heavy metals contamination. Arsenic mobility from the mining waste deposits to a surface water reservoir was simulated by MODFLOW v.2.7.2 software. Introducción México es uno de los países de Latinoamérica que se encuentra localizado en una región volcánica rica en minerales. La tradición minera en el país se remonta a la época prehispánica, con la explotación de yacimientos ubicados principalmente en las zonas de Taxco, Pachuca, Guanajuato y Querétaro. Dicha actividad adquirió una gran relevancia económica y social hasta el periodo de la colonia, convirtiéndose entonces en el motor del crecimiento económico y modernización de la Corona Española. La minería suministró insumos a la industria de la construcción, metalurgia, siderurgia y química por más de tres siglos, ayudando a generar infraestructura y polos de desarrollo en el país. A nivel mundial, el auge de la minería mexicana se tradujo en un importante flujo de metales preciosos, especialmente plata, hacia los circuitos comerciales europeos. Actualmente, la posición de la minería dentro de las industrias de sector primario es significativa aún cuando enfrenta problemas de mercados deprimidos (Coremi 1994, Gutiérrez 2003). La explotación minera en el país se realiza básicamente en dos modalidades: (i) explotación y beneficio de metales (preciosos e industriales) y (ii) explotación de piedras preciosas y minerales industriales, como los ópalos y caolines, respectivamente. Sin embargo, la explotación de yacimientos minerales genera grandes cantidades de residuos conocidos como jales (del náhuatl xalli, arenas finas). La minería genera 65% de los residuos industriales que se producen en México. Se estima que alrededor del 95% al 99% del material extraído de las minas se deposita en estas presas de jales.



163

Los principales problemas ambientales asociados a los residuos de minas son los drenajes ácidos, resultado de la oxidación de sulfuros (principalmente pirita), la hidrólisis de óxidos metálicos y las altas concentraciones de metales pesados (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr, Fe, Mn, As, Se, Sb, etc.), que pueden ser lixiviados y transportados a diversos sistemas acuosos como ríos, lagos, presas, acuíferos, etc. El arsénico es un elemento habitual en la atmósfera, suelos, rocas, aguas naturales y organismos vivos. El fenómeno de la existencia de contenidos altos de arsénico de origen natural en las aguas está controlado por tres factores: la fuente primaria de arsénico, los procesos de movilización/retención de arsénico en la interacción entre la fase sólida y la fase líquida, y el transporte de arsénico como especie acuosa en el seno del agua (Masculla, 2000). El As es extremadamente tóxico para el organismo humano, no sólo en concentraciones altas, donde la exposición causa efectos agudos que pueden llegar a ser letales, sino también por la exposición durante un largo período a bajas concentraciones (por ejemplo, por ingestión de agua) teniendo efectos negativos crónicos para la salud. Por eso, el arsénico en las aguas superficiales y subterráneas susceptibles de ser utilizadas para consumo, constituye una gran amenaza para la salud. Esto ha llevado a organismos como la Organización Mundial de la Salud (OMS), la Unión Europea (Directiva 98/83) o la Agencia de Protección Ambiental estadounidense (USEPA) a establecer la reducción del límite del contenido de arsénico en agua de consumo de 50 a 10 µg/L (p.e., WHO, 1993). En este trabajo se determinaron las condiciones fisicoquímicas en las cuales los metales contenidos en presas de jales pueden ser lixiviados, así como la simulación de su transporte desde la fuente puntual hacia un sistema acuosos superficial, no sólo para representar el estado actual de contaminación, sino también para realizar un pronóstico en función del tiempo, que permita tomar acciones para prevenir, controlar o remediar dicha contaminación. El caso de estudio se enfoca a la presa de jales ubicada en el Monte de San Nicolás, Gto., de una mina abandonada. Esta está siendo considerada como la fuente de contaminación que bajo ciertas condiciones físico-químicas y biológicas puedan favorecer la lixiviación de metales, y su transporte hacia sistemas acuosos. La movilidad del arsénico fue simulada en el software Visual MODFLOW V. 2.7.2. Materiales y métodos Área de estudio La mina Monte de San Nicolás y las pilas de colas se encuentran localizadas al norte de la ciudad de Guanajuato y pertenece al sistema de Vetas la Sierra. La mina operó desde los últimos años del siglo XVIII hasta 1920. Las pilas consisten de tres capas diferentes depositadas sobre el suroriente de una colina inclinada. El volumen combinado de jales es aproximadamente de 5 millones de toneladas. La capa más antigua y gruesa, se encuentra localizada en el fondo y finaliza en dos capas más finas y recientes (Oelsner, 2001). Las pilas de jales fallaron y se erosionaron significativamente (aproximadamente un 25% del total) durante una excepcional temporada de lluvias muy intensas hace unos 40 años. La mayoría de los jales erosionados, fueron depositados en la planicie aluvial de la Presa de Mata (4 km corriente abajo del área de San Nicolás). En la planicie aluvial, una capa continua de más o menos 10 cm de espesor, pudo observarse durante la temporada de sequía. Este reservorio fue empleado en procesos industriales (extracción de minerales), pero por algunos años



164

para uso municipal de Guanajuato (Carrillo-Chávez, 2002). Esta zona de estudio se muestra en la Figura 1.

Fig. 1. Localización de los Jales mineros del Monte de San Nicolás, Guanajuato.

Muestreo El muestreo se llevó a cabo en los meses de septiembre 2007 y febrero 2008. Se colectaron las muestras con ayuda de una pala y espátulas, teniendo la precaución de no contaminar la muestra con material de otros estratos. Las muestras se guardaron en bolsas de polietileno debidamente etiquetadas. Se secaron al aire, se tamizaron a tamaño menor a 2 mm y se almacenaron a temperatura ambiente hasta su análisis. Para las muestras de agua, se tomaron muestras líquidas por duplicado, colectándolas en recipientes de polietileno, tapados y etiquetados, adicionando una pequeña cantidad de ácido nítrico concentrado para el análisis de metales y otra sin ácido para la determinación de algunos iones presentes. NOM-AA-61 y NMX-AA-015-1985. Caracterización de muestras líquidas y jales Para las muestras de jales, se pesaron 0.5 gr de sedimento seco por triplicado en vidrio de reloj. Enseguida el sedimento se transfirió a un tubo para digestión y se añadieron 5 mL de ácido nítrico concentrado y se mantuvo en un digestor durante 2 h a 150 °C. Después de enfriarse el extracto digerido, se filtró la solución obtenida empleando papel filtro cuantitativo (Whatman No. 40) y se aforó en un matraz de 25 mL con agua desionizada. Para la determinación de los metales se empleó Espectrofotómetro de Absorción Atómica (Perkin Elmer, Analyst 100), acoplado a un generador de hidruros para el caso del arsénico. El método es simple, rápido y aplicable a un gran número de metales presentes en agua superficial, salina y potable, y en desechos domésticos e industriales, de acuerdo con la norma oficial NOM-141-SEMARNAT-2003. Simulación del transporte de arsénico desde Jales Mineros El transporte de una especie por difusión y advección (movimiento del agua), depende de las características hidrodinámicas e hidrológicas del lugar en particular. El transporte advectivo predomina donde las velocidades de flujo son grandes; por ejemplo, en el movimiento de una



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corriente de agua. La difusión domina en aguas cuyas velocidades de flujo son muy bajas, como en los lagos, estuarios, etc. Para el caso de metales se asume que son contaminantes conservativos, por lo que no se considera el término de la reacción. La ecuación diferencial parcial que describe el transporte de contaminantes en tres dimensiones es: donde: C: es la concentración del contaminante disuelto, ML-3; t: es el tiempo, T; xi: es la distancia a lo largo de la coordenada cartesiana, L; Dij: es el coeficiente de dispersión hidrodinámica, L2T1; νj: es la velocidad de agua en los poros, LT-1; qs: es el flujo de agua por unidad de volumen, representando las fuentes y sumideros; T-1; Cs: es la concentración de las fuentes o sumideros, ML-3; : es el término de reacción química, ML-3T. Existen varios paquetes que resuelven las ecuaciones del transporte de contaminantes. En este trabajo se usando el software Visual Modflow v.2.7.2, ya que simula el transporte de contaminantes en flujos de agua en tres dimensiones. Resultados y discusión Caracterización de muestras La concentración de metales para la estación de lluvias y estación de sequía se presentan en las Tablas 1 y 2, respectivamente. En la Tabla 1 se puede observar que las concentración de manganeso se encuentra por encima de los límites máximos permisibles; mientras que en la Tabla 2 se presentan altas concentraciones de arsénico, manganeso y de hierro para algunas de las muestras, rebasando los límites máximos permisibles en agua para uso y consumo humano de acuerdo a la norma oficial NOM-127-SSA1-1994; siendo los límites máximos 0.05, 0.15 y 0.30 mg/L respectivamente. En la Tabla 3 se presenta el análisis elemental de las muestras de jales. Puede observarse que existen altas concentraciones de hierro, cobre y manganeso; sin embargo el arsénico, se presenta en menor cantidad pero puede estar asociado al hierro como impureza. Simulación del transporte de arsénico desde jales mineros La simulación realizada para determinar el comportamiento del arsénico se llevó a cabo en estado estable y fueron introducidos ciertos parámetros como conductividad hidráulica, almacenamiento específico, porosidad y la concentración inicial de arsénico en la presa de jales. En la Figura 2 se muestra el perfil de concentraciones para 3650 días de movilidad del arsénico. En esta Figura se puede observar que habrá un momento en que se llegará al equilibrio, es decir, la concentración en la Presa de Mata sea igual que en la zona puntual de contaminación.

( )N

sij i s k

k 1i j i

qC CD C C R (1)t x x x =

⎛ ⎞∂ ∂ ∂ ∂= − ν + +⎜ ⎟⎜ ⎟∂ ∂ ∂ ∂ θ⎝ ⎠

∑

N

kk 1

R=

∑



166

Tabla 1. Caracterización de muestras acuosas (estación de lluvias)

Coordenada UTM

Geográficas (grados decimales)

X Y Longitud Latitud

Elevación(m)

Arsénico (mg/L)

Manganeso(mg/L)

Plomo (mg/L)

269780.5 2327389.6 101°12’54.8’’ 21°02’03.0’’ 2231 0.036 0.097 - 270899.9 2328752.3 101°12’16.7’’ 21°02’47.8’’ 2319 0.038 0.111 - 270659.0 2329500.2 101°12’25.4’’ 21°03’12.0’’ 2387 0.042 0.139 - 270691.4 2329548.9 101°12’24.2’’ 21°03’13.6’’ 2389 0.038 0.125 0.130 271104.0 2328891.0 101°12’09.7’’ 21°02’52.4’’ 2276 0.033 0.042 0.250 268254.1 2326263.4 101°13’47.1’’ 21°01’25.7’’ 2223 0.040 0.167 0.330 268476.9 2326081.8 101°13’39.3’’ 21°01’19.9’’ 2188 0.042 0.097 0.330

Tabla 2. Caracterización de muestras acuosas (estación de sequía)

Coordenada UTM

Geográficas (grados decimales)

X Y Longitud Latitud

Elevación(m)

Arsénico(mg/L)

Manganeso (mg/L)

Hierro (mg/L)

Zinc (mg/L)

269780.5 2327389.6 101°12’54.8’’ 21°02’03.0’’ 2231 0.008 0.113 - 0.047 270899.9 2328752.3 101°12’16.7’’ 21°02’47.8’’ 2319 0.004 0.184 0.089 0.127 270659.0 2329500.2 101°12’25.4’’ 21°03’12.0’’ 2387 0.011 0.255 - 0.036 270691.4 2329548.9 101°12’24.2’’ 21°03’13.6’’ 2389 0.008 0.060 0.502 0.057 271104.0 2328891.0 101°12’09.7’’ 21°02’52.4’’ 2276 0.008 0.007 0.121 0.047 268254.1 2326263.4 101°13’47.1’’ 21°01’25.7’’ 2223 0.009 0.149 - 0.047 268476.9 2326081.8 101°13’39.3’’ 21°01’19.9’’ 2188 0.058 - - 0.041

Tabla 3. Caracterización de jales mineros

Muestra Manganeso Cobre Zinc Plata Plomo Hierro Arsénico A3 1030.01±0.87 1320.23±1.03 266.67±0.31 749.88±1.39 1179.07±5.21 15838.28±5.28 867.49±2.29 A4 989.35±0.87 1370.80±1.03 212.12±0.31 940.24±2.09 1095.92±5.21 15269.60±4.39 582.19±0.73 A5 1044.52±0.87 1321.02±1.03 216.99±0.31 928.72±0.70 1179.07±5.21 16128.22±5.28 631.86±0.96 B1 1031.66±2.31 1338.77±1.03 217.21±0.31 1242.13±1.21 929.62±5.21 15770.03±3.59 625.18±2.06 B2 1002.65±0.87 1435.61±1.03 227.22±1.36 1062.29±1.40 1179.07±5.21 15914.71±5.28 673.11±1.47 B3 1018.16±2.61 1339.21±1.03 226.86±1.35 1075.16±1.21 929.62±5.21 15916.76±4.40 626.65±11.75

Cabe mencionar que el mayor transporte del arsénico desde la presa que recibe lixiviados de los jales hasta el reservorio de agua se ocasiona principalmente por el derrame de la misma presa en grandes avenidas, la velocidad corriente, que a su vez está determinado por la pendiente que determina la velocidad y dirección. El movimiento sub-superficial y subterráneo es muy lento debido a la naturaleza y condiciones fisicoquímicas del suelo. Estos datos serán validados con muestreos periódicos, para determinar la concentración del arsénico en la microcuenca.



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Fig. 2. Perfil de concentraciones de arsénico en la principal corriente de la microcuenca

Conclusiones Mediante los resultados obtenidos, se pudo simular la movilidad del arsénico a través de la microcuenca que conduce desde la presa de jales hasta el principal reservorio de agua. Bibliografía E. K. Berner, “Global Environment: Water, Air and Geochemical Cycles”, Ed. Prentince Hall (Book

style)”, 1996, pp. 376. Arsenic in drinking water. National Research Council, National Academy Press, Washington D. C.

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A. Carrillo, O. Morton, E. Gonzalez, H. Rivas, V. Garcia, E. Hernandez, P. Morales and E. Cienfuegos, “Environmental geochemistry of the Guanajuato mining district, Mexico”. Ore Geology Reviews, vol. 23, pp. 277-297. 2003.

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168

SyRP-102 CAMBIOS ESTACIONALES EN LA COMPOSICIÓN DEL

AGUA DE UNA PRESA DE JALES / SEASONAL CHANGES IN THE WATER COMPOSITION OF A

MINING TAILINGS DAM

María del Refugio González-Sandoval1, Liliana Lizárraga-Mendiola, Luis A. Pacheco-Gutiérrez Ofelia Morton-Bermea2, José Antonio Barrera-Godínez3, Mikhail Ostrooumov-

Fink4, Salvador Alejandro Sánchez-Tovar5, Carmen Durán-de-Bazúa1 1Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química.,

2Laboratorio de ICP-MS, Instituto de Geofísica, 3Departamento de Ingeniería Química Metalúrgica, Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México 4Instituto de Investigaciones

Metalúrgicas, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, 5TICSA, 4 Tecnología Intercontinental, S.A. de C.V. Río Lerma no. 171-3, Cuauhtémoc 06500 México, D.F. México

[email protected]

Resumen La minería es una actividad económica de larga tradición en México pero también una de las que genera mayores volúmenes de residuos. Entre estos residuos se encuentran las colas o “jales” (del náhuatl “xalli”, arena fina) que resultan de las operaciones primarias de separación y concentración de minerales”. En este trabajo se presenta el seguimiento realizado en las presas de jales de una mina en operación que concentra por flotación sulfuros de zinc, plomo y cobre y cuyos jales tienen altas concentraciones de pirita y prácticamente nula presencia de carbonatos que puedan neutralizar la acidez generada por la oxidación de la pirita a ácido sulfúrico. Esta investigación tiene por objeto determinar la influencia de las condiciones ambientales sobre la composición del agua decantada en la presa de jales como un indicativo de la calidad de los lixiviados o derrames que podrían liberarse de la presa y contaminar el río que pasa junta la mina o las aguas subterráneas de la zona. Abstract Mining is an economical activity with a long tradition in Mexico, but it is also one of the largest volumes of wastes generators industries. Among theses wastes are tailings, also named “jales” in Mexico (from náhuatl “xalli”, fine sand), which result from the primary operations of separation and mineral concentration. The present work presents the follow up performed in the tailings pond of a mine in operation producer of zinc, lead and copper sulfides concentrates by flotation and whose tailings are rich in pyrite and have a nule presence of carbonates that could neutralize the acidiy generated by the oxidation of pyrite to sulfuric acid. The objective of the research is to determine the influence of environmental conditions on the composition of the water decanted in the tailings pond as an indicator of the quality of the leacheates or spills that Could be released from the pond and contaminate a nearby river or the groundwaters of the zone. Introducción La minería ha sido de gran importancia para el desarrollo de las civilizaciones a lo largo de la historia. Sin embargo, la operación de la industria minera tiene un gran impacto sobre el medio



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ambiente, tanto por la afectación del ecosistema circundante al extraer los minerales, como por los recursos que se requieren para la obtención de metales y otros elementos (agua, energía eléctrica, aditivos) y los desechos que se generan (agua residual, jales o colas, gases invernadero). Uno de los problemas más serios que enfrenta la industria minera a nivel mundial es el provocado por la explotación de menas que tienen un alto contenido de sulfuro ferroso, principalmente en forma de pirita (FeS2), conocida también como “oro de los tontos” por su apariencia semejante a este metal precioso. La oxidación de la pirita, ocurre lentamente en presencia de oxígeno y agua, produciendo ácido sulfúrico. La acidez producida promueve la solubilización de cationes metálicos y metaloides “pesados” de los minerales circundantes, los cuales pueden lixiviarse y llegar a los cuerpos de agua provocando una reducción del pH causando la muerte de la flora y fauna acuáticas. A este tipo de contaminación se le conoce como lixiviado o drenaje ácido de mina. Las principlaes reacciones involucradas en la oxidación de la pirita son las siguientes (Bullock y Bell, 1994): 2FeS2 (s) + 2H2O + 7O2 → 4H+ + 4SO4

2- + 2Fe 2+ (1) En esta etapa, el azufre se oxida produciendo iones de hidronio y sulfato, los productos de disociación del ácido sulfúrico en solución y se encuentra el ión Fe2+ libre en solución lo que permite que siga reaccionando. La oxidación del ión ferroso a ión férrico ocurre más lentamente a valores más bajos de pH: 4Fe2+ + O2 + 4H+ → 4Fe3+ + 2H2O (2) Si el ión férrico producido está en contacto con la pirita, puede ocurrir la siguiente reacción de disolución de la pirita, convirtiéndose en el principal catalizador de su oxidación: FeS2 (s) + 14Fe3+ + 8H2O → 15Fe2+ + 2SO4

2- + 16H+ (3) El ión férrico precipita como hidróxido de hierro como se indica en la siguiente reacción o formar otros minerales secundarios dependiendo del ambiente: Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3 (s) + 3H+ (4) En México existen un gran número de sitios mineros abandonados y en la actualidad, del material extraído en las minas, aproximadamente entre el 95 y el 98% se desecha en las llamadas “presas de jales” (Anónimo, 204). Los jales (del náhuatl “xalli”, arenas finas) son residuos sólidos conformados por finas partículas minerales fluidificados en agua que incluyen, entre otros materiales, metales y metaloides potencialmente tóxicos en elevadas concentraciones, además de las sustancias químicas empleadas para los procesos de beneficio. Para desarrollar la presente investigación se toma como caso de estudio el análisis del agua decantada en una presa de jales perteneciente a una mina que produce por flotación concentrados de zinc, plomo y cobre como sulfuros (esfalerita (ZnS), galena (PbS) y calcopirita (CuFeS2), respectivamente. La mina se encuentra en operación desde 1994 y, por su alta concentración de pirita (alrededor del 70 por ciento en promedio), tiene un alto potencial de generar drenajes ácidos de mina con el consecuente riesgo para el entorno, especialmente de contaminación de las corrientes de agua subterráneas y ríos de la zona.



170

Metodología Colecta de muestras Los muestreos se planearon para que fueran antes, durante y después de la temporada de lluvias, para observar los cambios en la presa de jales debido a los efectos climáticos e identificar los elementos potencialmente tóxicos que podrían liberarse al ambiente en caso de que la presa sufriera algún derrame o fractura. Los jales se disponen en la presa como una mezcla sólido-líquido que se vierte desde una de las márgenes de se va distribuyendo homogéneamente sobre la superficie de la presa buscando mantener un ligero declive hacia una zona, que siempre permanece inundada y de la que se bombea el sobrenadante de la presa hacia el proceso de flotación del mineral. En la zona inundada de la presa, se tomaron muestras de agua e “in situ” se midieron: Temperatura, pH y conductividad eléctrica usando un equipo de campo Corning Modelo Checkmate II, de acuerdo con el instructivo del fabricante (Corning Inc., 1999). La recuperación de agua de la presa se hace a través de una red de tuberías que permiten colectar el sobrenadante de la presa para su recirculación a proceso (Pacheco-Gutiérrez, 2006), por lo que se muestrearon también los llamados tanques de reproceso a los que se conduce el agua de estas tuberías. Asimismo, se muestreó agua en una galería que desvía de la presa los escurrimientos naturales que estos puntos de descarga y, como referencia de un agua natural no contaminada de la zona, se tomaron muestras del agua de manantial con que se surte al circuito de flotación de agua de reposición. En esto puntos también se midieron los mismos parámetros que para el muestreo de agua en la presa. En la Figura no.1 se presenta el plano de la mina con los puntos de muestreo de aguas y jales seleccionados durante las visitas a la mina realizadas por el grupo de investigación de abril de 2004 a abril de 2006. Caracterización de las muestras de agua Para la caracterización de las muestras de agua de la presa de jales, además de los parámetros medidos en campo, se determinaron las concentraciones de sulfatos, como indicadores de la oxidación de los jales y su concentración de metales totales. Los sulfatos se cuantificaron por turbidimetría conforme a lo indicado en la norma NOM-141-SEMARNAT-2003 (2004) (método EPA 9038 de cuantificación de sulfatos por turbidimetría). Las muestras de agua fueron digeridas adaptando las metodologías de la EPA (1992) para digestión ácida para su posterior análisis multi-elemental mediante espectrometría de emisión óptica acoplada inductivamente a plasma (ICP-OES por sus siglas en inglés, inductively coupled plasma – optical emisión spectrometry) en el Departamento de Ingeniería Química Metalúrgica de la Facultad de Química de la UNAM Resultados y discusión La extensión del área inundada en la presa varía debido al desplazamiento de la tubería de descarga de jales que permite mantener una pendiente y distribución del jal en la superficie de la presa. Las muestras de agua fueron tomadas en zonas cercanas a las orillas de la presa donde era posible el acceso. En la Fig. 1 se presenta una visa de la zona inundada desde uno de los puntos de muestreo. Además de las muestras de agua tomadas en la presa de jales, se caracterizaron muestras de agua decantada del jal fresco vertido en la presa así como de los tanques de reproceso en los que se



171

colecta el agua decantada al proceso; también se tomaron muestras de una galería por la que se desvían los escurrimientos naturales para evitar que corran hacia la presa y, finalmente, se tomó como referencia de la calidad del agua, las muestras de agua de un manatial, ya entubada y que se utiliza como agua de reposición. En la Tabla 1 se presentan tanto los parámetros medidos in situ a las muestras de agua de la presa de jales y puntos de referencia, así como los resultados de los análisis de sulfatos, hierro y zinc. De los metales cuantificados se consideraron estos por su relación con la oxidación de la pirita y dado que el sulfuro de zinc es el siguiente más abundante así como el más fácilmente oxidable de lo sulfuros. De los resultados anteriores se pueden hacer las siguientes observaciones:

- En todos los puntos muestreado en la presa el pH del agua es menor al pH de descarga el

cual está entre 7 y 8 como pudo verificarse al decantar el sobrenadante del jal fresco vertido en la presa en dos visitas (pHPJJ02-0805=7.4; pHPJJ01-0106=6.8, puntos H e I)

- El pH de las muestras de agua de la presa se encuentre e fluctúa entre 2 y 5.2. Los valores más ácidos se presentan en la temporada de estiaje y los menos ácidos en la época de lluvias

- Las conductividades eléctricas en los diferentes puntos de muestreo se encuentran en un intervalo entre 4300 y 7000 µS/cm observándose una ligera disminución en el muestreo en temporada de lluvias. Como referencia, estas conductividades eléctricas corresponden aproximadamente a 40 a 50 veces las del agua potable que puede ser hasta de 100 µS/cm (Bolaños y col., 1996)

- El aspecto de la presa en las partes donde el jal ya está reseco es de unacoloración blanquecina debida a la precipitación de sulfatos, principalmente. Esto se corroboró con el análisis de difracción de rayos X (USAI-FQ-UNAM) de los cristales en forma de agujas precipitadas en las muestras de agua de la presa y separados en el laboratorio por evaporación del agua. Los resultados confirmaron que el principal componente de los cristales era sulfato de calcio dihidratado, conocido también como yeso. El análisis de metales también confirmó este hecho, ya que el calcio es el elemento más abundante (entre 400 y 800 ppm) en las aguas de la presa.

- En cuanto a las muestras de los tanques de reproceso, donde se concentra el agua de la presa para su posterior recirculación al circuito de flotación, estas presentan características semejantes semejantes al agua de la presa.

- Las muestras tomadas en la galería muestran características semejantes al agua de la presa lo que indica que existe contacto con el agua de la presa, o bien, que existe un escurrimiento o lixiviado de la presa hacia este punto

- Finalmente, el agua de manatial no presenta indicios de contaminación y su calidad es semejante a la del agua potable

En la Tabla 2 se presentan las concentraciones de metales totales de los puntos muestreados, sobre las cuales se tienen las siguientes observaciones:

- Después del calcio, señalado anteriormente, el siguiente elemento en abundancia es el magnesio, con concentraciones de más de 200 ppm en la mayoría de los casos, producto, posiblemente, de la disolución de otros minerales presentes como los detectados en la mineralogía

- Contrario a lo que se esperaba, las concentraciones de hierro en las aguas son, en la gran mayoría de los casos, de unas cuantas partes por millón, fluctuando aproximadamente entre 0.35 y 10, de igual modo, en la mayor parte de las muestras, las concentraciones de zinc son



172

mayores que las de hierro, lo que indica que el sulfuro de zinc se oxida con mayor facilidad que la pirita y además que permanece en disolución, mientras que el hierro podría estar precipitando como hidróxido o alguna otra especie o complejo

Identificación de puntos: Descripción I Caseta de acceso a la empresa II Planta de proceso III Oficinas 1, 2, 3,... Puntos de muestreo de aguas H, I Puntos de muestreo de jales

Fig. 1. Plano de la mina y localización de puntos de muestreo (en coordenadas UTM, Universal Transverse Mercator o unidades técnicas de Mercator)



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- En el agua de la galería, al igual que en los otros parámetros, las concentraciones de los

metales son muy parecidas al agua de la presa, lo que indica que tiene contacto con el agua de la presa.

Tabla 1. Muestras de agua de la presa de jales y alrededores

No. Loc. en plano

Clave muestra: Punto muestreo-mes y año

Descripción (observaciones)

T (ºC) pH

Cond. electr. (µS/cm)

Sulfatos (ppm)

Fe (ppm)

Zn (ppm)

PRESA DE JALES 1 PJA04-0805 Agua del oeste de presa

de jales 30.50 5.70 5380 4177 2.6 16.2

PJA03-0405 27.00 2.00 ND 3123 3.3 6.9 PJA03-0805 31.00 5.18 5410 1230 1.6 15.5 2 PJA03-0406

Agua de presa de jales (orilla rocosa más

profunda) 25.75 6.24 6940 4345 ND ND PJA07-0905 25.70 4.66 4340 2151 5.3 14.9 PJA07-0106 24.70 5.82 6280 4170 3.1 35.1 3 PJA07-0406

Agua de presa de jales (área de salida de agua

decantada) 24.40 3.85 6950 4515 ND ND PJA01-1104 ND 3.40 ND ND ND ND PJA01-0405 27.00 2.00 ND 3233 4.1 4.8 4 PJA01-0805

Agua de este de presa de jales (orilla poco

profunda) 28.00 4.55 5530 2540 2.6 16.3 PJA01-0406 26.20 3.90 6890 ND ND ND

PJA02-1104 ND 3.54 ND ND ND ND 5

PJA02-0805

Agua de presa de jales (cerca de límite de zona

inundada) 29.00 4.35 5370 1595 2.4 15.8 H PJJ02-0805 20.80 7.40 4770 ND 0.4 1.8 I PJJ01-0106

Decantado del jal en la presa 21.50 6.80 6260 ND 32.5 24.9

ALREDEDORES PRESA

PJMA5-0405 33 4.76 5930 2807 48.8 7.4 PJMA5-0905 26.1 5.03 5190 2594 5.9 17.9 PJMA5-0106 23.9 6.24 6260 4350 6.4 46.2

6

PJMA5-0406

Descarga de agua recuperada de la presa a

los tanques de reproceso)25.9 4.35 6760 3536 ND ND

PJMA6-0405 26.2 3.98 6000 3349 7.0 7.1 PJMA6-0905 26.8 5.01 5180 3170 6.0 18.2 7

PJMA6-0106

Corriente natural desviada de la presa

24.5 6.19 6500 4250 10.4 35.4 PJMA7-0905 23.8 6.75 185 <30 <LD 0.1

PJMA7-0106 24.2 7.19 146 <20 4.0 5.2 8

PJMA7-0406

Agua de manantial (es encauzada a través de tuberías y se usa como

agua de reposición en el proceso de mina) 25.53 7.54 141 ND ND ND

ND = No determinado, <LD = Menor a límite de detección



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Tabla 2. Concentraciones de metales totales en las muestras de agua

No. Loc. en

plano

Clave muestra (Punto

muestreo-mes y año)

Descripción (observaciones)

Fe Zn Pb Cu As B Ca Cd Cr Li Mg Mn Ni Sb Si Sr

PRESA DE JALES concentración (ppm) 1 PJA04-0805 Agua del oeste de presa

de jales 2.6 16.2 2.9 <LD <LD 1.9 546.6 0.1 <LD 1.6 297.0 6.4 <LD <LD 3.9 2.1

PJA03-0405 3.3 6.9 3.5 <LD NC 2.1 575.0 0.0 NC 2.2 253.4 2.8 <LD <LD 3.1 2.2

2 PJA03-0805

Agua de presa de jales (orilla rocosa más

profunda) 1.6 15.5 2.8 0.0 <LD 1.7 528.0 0.1 NC 1.5 282.4 6.0 <LD <LD 3.3 1.7 PJA07-0905 5.3 14.9 4.1 <LD NC 1.5 591.2 0.0 NC 1.2 224.0 5.0 0.0 4.1 7.5 1.9

3 PJA07-0106

Agua de presa de jales (área de salida de agua

decantada) 3.1 35.1 <LD <LD <LD ND 10.8 <LD <LD ND 9.3 <LD <LD <LD ND 0.2

PJA01-0405 4.1 4.8 1.0 <LD 0.03 ND ND 0.0 NC ND 77.7 0.9 0.0 <LD ND ND 4 PJA01-0805

Agua de este de presa de jales (orilla poco

profunda) 2.6 16.3 2.7 <LD NC 0.8 726.0 0.1 NC 0.7 292.4 6.2 0.0 <LD 4.0 0.9

5 PJA02-0805

Agua de presa de jales (límite de zona

inundada) 2.4 15.8 2.5 <LD <LD 1.1 544.6 0.1 NC 1.1 293.0 6.2 NC <LD 4.1 0.2

ALREDEDORES PRESA PJMA5-0405 48.8 7.4 3.0 0.1 <LD 2 560.0 0.1 NC 2.0 251.0 2.9 NC <LD 3.6 1.8 PJMA5-0905 5.9 17.9 3.3 0.0 NC 1.8 722.4 0.1 NC 1.6 274.8 6.0 0.0 <LD 4.3 2.1

6 PJMA5-0106

Descarga de agua recuperada de la presa a los tanques de reproceso 6.4 46.2 3.6 NC 0.8 ND 493.9 0.2 NC ND 220.3 8.8 NC 0.1 ND 2.2

PJMA6-0405 7.0 7.1 3.6 0.0 NC 1.9 576.4 <LD NC 1.7 252.0 3.9 0.0 <LD 5.0 2.2 PJMA6-0905 6.0 18.2 4.3 0.0 NC 1.8 709 0.1 NC 1.5 271.0 6.1 0.1 <LD 4.4 1.9

7 PJMA6-0106

Corriente natural desviada de la presa

10.4 35.4 3.0 0.1 0.2 ND 468.2 0.2 NC ND 209.6 8.3 NC <LD ND 2.2 PJMA7-0905 <LD 0.1 <LD 0.0 0.1 1.8 13.8 <LD NC <LD 10.8 0.0 <LD <LD 26.8 0.1

8 PJMA7-0106 Agua de manantial

4.0 5.2 0.0 <LD NC <LD 10.8 <LD NC ND 9.3 <LD <LD <LD ND 0.2 ND = No determinado, <LD = Menor a límite de detección, NC = No cuantificable

- Otros elementos presentes en concentraciones menores son el manganeso, el plomo, cadmio, litio, estroncio, cobre y silicio, de los cuales, el plomo y el cadmio se encuentran en el listado de la Tabla 2 de la NOM-052-ECOL-2001 (2006)1 con límites máximos permitidos en el extracto de elementos potencialmente tóxicos de 5 y 1 ppm, respectivamente, niveles que no son rebasados en las aguas de la presa.

- Los otros dos puntos muestreados fueron el agua de una galería que, de acuerdo al personal de la mina, desvía tanto el agua de lluvia como un escurrimiento natural de agua presente desde antes de la construcción de la presa y agua de manantial, utilizada también en el proceso como agua de reposición y que se considera como el agua natural característica de la zona. En el caso del primer punto, sus características En contraste, el agua de manantial, tiene una calidad muy alta, con un pH prácticamente neutro, bajas o nulas concentraciones de metales y bajas conductividades eléctricas.

Conclusiones Como resultado de los análisis de muestras en distintas épocas del año, puede concluirse que el verano es la temporada en que, por la dilución del agua de la presa con el agua de lluvia, las concentraciones de metales totales son mas bajos y los pH más elevados aun cuando persiste el fenómenos de acidificación del agua en la presa debida a la oxidación de la pirita. Este efecto es favorable considerando que en esta época es cuando aumenta la probabilidad de que el agua se libere al río que pasa junto a la presa. La concentraciones de metales totales no sobrepasan las indicadas en la normatividad mexicana para residuos peligrosos, sin embargo, cabe señalar que no todos los elementos analizados están señalados en ella, por lo que sería importante que en un futuro cercano se ampliara el alcance de esta norma. Referencias Anónimo. 2004. Datos proporcionados por la empresa en estudio Bolaños-Guillén, A., Pérez-López, M., Garza-Cano, E. 2006. Determinación de la conductividad eléctrica. Tutorial

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Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. 2006. Norma Oficial Mexicana NOM-052-SEMARNAT-2005, Que establece las características, el procedimiento de identificación, clasificación y los listados de los residuos peligrosos. Diario Oficial de la Federación. México, D.F. México

1 Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. 2006. Norma Oficial Mexicana NOM-052-SEMARNAT-2005,

Que establece las características, el procedimiento de identificación, clasificación y los listados de los residuos peligrosos. México, D.F. México

QUINTO MINISIMPOSIUM INTERNACIONAL SOBRE REMOCIÓN DE CONTAMINANTES DE AGUAS, ATMÓSFERA Y SUELOS

FIFTH INTERNATIONAL MINISYMPOSIUM ON REMOVAL OF CONTAMINANTS FROM

WASTEWATERS, ATMOSPHERE, AND SOILS


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SyRP-103 FITO-REMEDIACIÓN EN JALES MINEROS /

PHYTOREMEDIATION OF MINING TAILINGS

Guadalupe De la Rosaa, O. Cano-Reséndiza, B. Robinsonb, G. Cruza, Irene Cano-Rodrígueza, R. Fuentesa

a Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato, Noria Alta S/N, 36050 Guanajuato, Gto., México

b Institute of Terrestrial Ecosystems, ETH Zurich, Universitatstrasse 16, CH-8092 Zurich, Switzerland

[email protected], [email protected],: [email protected]

Resumen La fitorremediación es una tecnología relativamente nueva que utiliza plantas para restaurar aguas y suelos contaminados. La aplicación efectiva de la fitorremediación requiere en principio una correcta evaluación del sitio a remediar, una selección adecuada de las especies de plantas que se van a utilizar y la implementación de un plan apropiado de manejo de los cultivos desde la siembra, la cosecha y la disposición de las plantas al final del proceso. Para llevar a cabo esta tecnología son fundamentales dos criterios básicos: (1) Se debe satisfacer la legislación ambiental (2) Ser usada solo si es una opción económicamente atractiva. En este proyecto se propone utilizar el Phyto-DSS para modelar datos biogeoquímicos y ambientales para evaluar la factibilidad de aplicar la fitorremediación como alternativa para la limpieza de un sitio contaminado de la región del Bajío. Palabras clave: factibilidad, fitorremediación, modelo, Phyto-DSS Abstract Phytoremediation is a relatively new technology that uses plants to recover contaminated environments. The effective application of this technique requires, in principle, the correct evaluation of the site, an appropriate selection of plant species, as well as the implementation of a proper plan from sowing to harvest and final disposition. In order to carry out this technology two basic criteria are fundamental: (1) the environmental legislation should be satisfied (2) the technique should only be used if it is an economically attractive option. In this work the software Phyto-DSS is proposed to model biogeochemical and environmental data to evaluate the feasibility to apply phytoremediation as an alternative for cleaning contaminated sites in Guanajuato. Key words: feasibility, phytoremediation, modeling, Phyto-DSS Introducción Actualmente se sabe que la contaminación de suelos y cuerpos de agua es provocada por diversas actividades humanas, tales como la minería, actividades agrícolas, actividades industriales, basureros a cielo abierto e instalaciones de servicio, siendo los metales, compuestos inorgánicos, compuestos aromáticos, hidrocarburos y agroquímicos las principales sustancias que causan problemas de contaminación. En el caso específico de los metales, éstos no se





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degradan así que pueden acumularse en el ecosistema a través del tiempo provocando efectos adversos en la mayoría de los organismos a concentraciones elevadas o que sobrepasan los límites permisibles. Las técnicas de remediación tradicionales tienen como desventaja un alto costo, elevado consumo de energía así como la destrucción del sitio contaminado, por lo que surge la necesidad de utilizar técnicas alternas y entre ellas se encuentra la fitoremediación. De acuerdo con Robinson (2003), la aplicación más significativa de la fitorremediación podría ser en países en vías de desarrollo, en donde ésta tecnología puede proveer una forma de bajo costo para controlar diversos problemas ambientales para los cuales ya se cuenta con tecnología de punta en países desarrollados pero a costos muy elevados. Por citar un ejemplo, se ha estimado que para un determinado sitio contaminado el costo de aplicar las llamadas tecnologías tradicionales (remoción, limpieza ex situ, etc) podría elevarse a US$1 millón/ha; en cambio, aplicando fitorremediación el costo aproximado seria entre US$60,000 a 100,000/ha (Salt y col., 1995). Es importante evaluar costos relativos a la aplicación de las llamadas técnicas tradicionales y el costo de la inacción. De esta forma se tendrían elementos suficientes para una adecuada toma de decisión. Recientemente, el Dr Brett Robinson del Institute of Terrestrial Ecosystems (ITES) de Zurich, en Suiza, creó un Sistema de Apoyo de Decisión para Fitoextracción (Phyto-DSS) el cual proporciona una evaluación relativamente rápida acerca de la factibilidad de aplicar la fitorremediación en un sitio determinado (Robinson y col., 2003a,b,c,d). Ventajas y limitaciones de la fitoremediación La fitorremediación muestra importantes ventajas con respecto a las tecnologías tradicionales, la principal y ya mencionada es su bajo costo, se puede aplicar a grandes áreas, es fácil de implementar y de mantener además de que es nula o poca su agresividad hacia el medio ambiente. Su aplicación puede ser in situ y ex situ. En las aplicaciones in situ se disminuye la cantidad de residuos destinados a confinamiento y la disminución de dispersión de la contaminación a través de aire o agua (McIntyre, 2003). Una de las desventajas de la fitorremediación es el tiempo que se debe invertir para realizar la limpieza del lugar, tiempo que puede tomar varios años. Sin embargo, algunas estrategias como la aplicación de quelantes pueden acelerar el proceso. Otras desventajas es que depende de las condiciones climáticas y la introducción de especies no nativas puede afectar la biodiversidad (McIntyre, 2003). Fitoremediación de suelos contaminados con metales pesados Las plantas se pueden utilizar para tratar suelos contaminados por metales pesados, dichas plantas pueden ser hierbas, arbustos. Esta tecnología se puede dividir en diferentes categorías de acuerdo a la forma en que las plantas son utilizadas para la remediación (Barceló y Poschenrieder, 2003):

a. Fitoextracción. También llamada fitoacumulación, se refiere al uso de plantas que tienen una gran capacidad para absorber metales y otros contaminantes y para acumularlos en la parte aérea (hiperacumuladoras).

b. Fitoestabilización. En la cual las plantas inmovilizan los contaminantes ya sea mediante absorción/adsorción en las raíces o por microprecipitación en la rizósfera.

c. Rizofiltración. Mediante la cual se limpian aguas contaminadas utilizando plantas preferentemente acuáticas o bien, tolerantes a la hipoxia.

d. Fitodegradación. En la que las plantas degradan contaminantes orgánicos principalmente por acción enzimática.





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e. Rizodegradación. Cuando los contaminantes orgánicos son degradados en la raíz de las plantas.

f. Control hidráulico. Técnica que utiliza plantas que absorben grandes cantidades de agua evitando así la dispersión de los contaminantes a áreas adyacentes.

g. Fitovolatilización. Algunos contaminantes orgánicos y elementos inorgánicos son absorbidos por las plantas, metabolizados y posteriormente volatilizados.

h. Fitorrestauración. En la cual se utilizan plantas que crecen rápidamente para la revegetación de áreas erosionadas y en proceso de erosión. Esto se realiza con la finalidad de disminuir la erosión y de prevenir la migración de partículas contaminadas.

En el caso de fitoextracción, ésta incluye la fitominería en la cual se fitoextraen metales de interés comercial (incluyendo metales preciosos) lo cual le da un valor agregado al proceso (Anderson y col., 1998). Esto nos da una idea de la versatilidad de esta tecnología. Phyto-DSS El Sistema de Apoyo de Decisión para Fitoextracción (Phyto-DSS) proporciona una evaluación relativamente rápida acerca de la factibilidad de aplicar la fitorremediación en un sitio determinado (Robinson y col., 2003a,b,c,d). Para utilizar este sistema, es necesario conocer datos ambientales (precipitación, evaporación potencial, temperaturas promedio, etc.); los datos de los suelos deben incluir la concentración total del metal en el medio y en solución; los datos de las plantas incluyen la tolerancia a los contaminantes y los coeficientes de bioacumulación, entre otros. La información resultante incluye la concentración del contaminante en los perfiles del suelo como una función del tiempo, la cantidad de contaminante que se puede lixiviar a aguas subterráneas, la cantidad de contaminante que se extrae en las plantas, la producción de biomasa y finalmente los costos de la fitorremediación y una comparación con una tecnología tradicional. Las ventajas de utilizar este sistema es que evita en gran medida los errores relativos a prueba y error y proporciona información sumamente importante sobre la cual basarse para la toma de decisión en cuanto a aplicar o no la fitorremediación (en este caso la fitoextracción) o en cuanto a la elección de las especies fitorremediadoras, así como también realizar un plan de manejo de cultivos. Robinson reporta un caso de estudio en donde mediante el uso del Phyto-DSS se diseñó un plan para la fitorremediación de un área contaminada en Nueva Zelanda la cual estaba lixiviando cantidades considerables de boro a los cuerpos de agua. De acuerdo a los resultados del Phyto-DSS, se eligieron diferentes especies entre las que se incluyen eucaliptos y álamos. Este caso se reporta como exitoso (Robinson y col., 2003a). Metodología a) Lugares de interés en el presente estudio De acuerdo con referencias previas, se seleccionó el siguiente caso de estudio: Jales de minas de la ciudad de Guanajuato de la zona de La Valenciana y pertenecientes a la Veta Madre. b) Muestreo de los sitios contaminados Con el fin de obtener y verificar información acerca de la presencia y concentración de metales pesados en el sitio seleccionado, se realizará un muestreo selectivo o a juicio para suelos y plantas. Las muestras de suelos se obtendrán a una profundidad de 20-30 cm y a un 1 m de





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diámetro del lugar de recolección de las plantas. El muestreo, proceso y almacenamiento de los suelos se realizarán de acuerdo a la NOM-021-RECNAT-2000 (SEMARNAT, 2000). c) Procedimientos de análisis para suelos Se determinarán varios parámetros para evaluar el comportamiento del contaminante en el suelo bajo estudio y su efecto en la acumulación de elementos en la planta. Los parámetros a determinar son: pH, conductividad, contenido de fosfatos y sulfatos extraíbles, materia orgánica y ácidos húmicos. Los métodos a utilizar se realizarán de acuerdo a la NOM-021-RECNAT-2000 y a la Guía de Laboratorio para el Análisis de Suelos (SEMARNAT, 2000). d) Concentración de metales extraíbles de los suelos Se realizará la extracción de metales de los suelos en diferentes condiciones de pH y con diferentes extractantes. Esta información nos ayuda a determinar en que condiciones los metales serían más biodisponibles para las plantas. e) Identificación de las especies de plantas en las áreas contaminadas Para la identificación de las plantas, se recolectará un ejemplar de cada especie presente en el sitio de estudio. f) Determinación elemental en plantas Las plantas seleccionadas se dividirán en raíz y tallo; para lo cual la determinación se llevará a cabo por espectrofotometría de Plasma de acoplamiento inductivo (ICP/OES). Paralelamente se realizará la cuantificación en materiales de referencia para verificar la exactitud de los métodos. g) Identificación de especies hiperacumuladoras y potencialmente hiperacumuladoras Para identificar especies hiperacumuladoras se obtendrán los Factores de Bioconcentración en cada especie analizada de acuerdo a Rolston y col. (2003). h) Simulación utilizando el Phyto-DSS El software Phyto-DSS requiere de datos ambientales de la región. Para este efecto, se consultarán en los archivos históricos de diferentes dependencias para obtener datos acerca de temperatura, precipitación, humedad relativa, ETo, radiación solar, etc. Resultados preliminares En la Tabla 1 se presentan algunos datos preliminares de las concentraciones de metales y en la Tabla 2 vienen los contenidos de diferentes partes de las macrofitas.





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Tabla 1. Concentraciones de algunos metales presentes en jales pertenecientes a la mina de Valenciana, Guanajuato

Muestra B (mg/kg) Ag (mg/kg) Fe (mg/kg)

J1 291,93 37,33 12901,74 J2 303,99 38,19 13128,75 J3 337,36 45,71 9303,58 J4 244,85 81,55 8809,82 J5 271,03 32,46 7085,57 J6 328,11 37,49 8722,51 J7 327,95 53,65 9250,41

Tabla 2. Análisis de algunos metales en tallo, raíz y hoja para tres especies de plantas.

B Ag Fe Especie de planta

Nombre común

Parte (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg)

Aloe vera Sábila Tallo 45,90 0,00 262,41

Raíz 39,16 2,07 628,05

Ipomea murucoides Casahuate Hoja 54,14 2,16 195,90 Tallo 28,52 0,17 57,78

Setaria grisebachii Zacate blanco Hoja 36,38 2,11 1113,76 Raíz 49,84 4,64 2289,27

Discusión Se colectaron muestras de jales de diferentes puntos del sitio para lo cual se realizó un análisis para los elementos en estudio por espectrofotometría de plasma de acoplamiento inductivo (ICP-OES). En la Tabla 1 se muestra el resultado de dicho análisis, observándose que el jal presenta altas concentraciones de hierro en comparación con B y Ag. Después de realizar una digestión ácida en microondas, se cuantificó el contenido de metal en tallo, raíz y hoja en las especies de plantas estudiadas. La Tabla 2 exhibe la acumulación de Ag, B y Fe, observándose que las tres especies de plantas acumularon hierro en mayor cantidad particularmente la especie Setaria grisebachii. Conclusión La planta Setaria grisebachii, mostró un potencial de acumulación de Fe del 17%, lo cual indica que es una posible candidata para usarse como fitoremediadora de suelos contaminados por jales





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mineros, las especies restantes presentaron menor cantidad de metal acumulado, sin embargo esto no las descarta como especies para utilizarse en fitoremediación. Con los resultados obtenidos y la ayuda del Phyto-DSS, se podrá evaluar la factibilidad de las especies arriba mencionadas como posibles especies fitoremediadoras. Referencias 1. Anderson, C., Brooks, R.R., Stewart, R., Simcock, R. 1998. Induced hyperaccumulation of

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5. Robinson, B., Green, S., Mills, T., Clothier, B., van der Velde, M., Laplane, R., Fung, L., Deurer, M., Hurst, S., Thayalakumaran, T., van del Dijssel, C. 2003a. Phytoremediation: using plants as biopumps to improve degraded environments, Australian Journal of Soil Research, 41, 599-611.

6. Robinson, B.H., Fernández, J.E., Madejón, P., Marañón, T., Murillo, J.M., Green S.R., Clothier, B.E. 2003b. Phytoextraction: an assessment of biogeochemical and economic viability. Plant and Soil 249(1), 117-125

7. Robinson, B.H., Green, S.R., Anderson, C.W.N., Clothier, B.E.. 2003c. A phytoextraction decision support system and its use in the commercial environment Proceedings of the US EPA International applied phytotechnologies conference. March 3-5 Chicago Il.

8. Robinson, B., Green ,S., Mills, T., Clothier, B., Fung, L., Hurst, S., Snow, V., McIvor, I., Sivakumaran, S., van den Dijssel, C., Babbage, N. 2003d. Assessment of phytoextraction as best management practice for degraded environments. In Environmental management using soil-pant systems. pp 39 - 50 Eds LD Currie et al. Fertiliser and Lime Research Centre, Palmerston North

9. Rolston, D.E., Felsot, A.S., Pennell, K.D., Scow, K.M., Stroo, H.F. 2003. Fate of soil contaminants. En: Lanno, R.P. Contaminated soils: from soil-chemical interactions to ecosystem management, SETAC Press, Pensacola, Fl, USA.

10. Salt, D., Blaylock, M., Kumar, NPBA, Dushenkov, V., Ensley, B., Chet, I., Raskin, I. 1995. Phytoremediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants. Bio/Technology, 13, 468-474.





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SyRP-104 BIOLIXIVIACIÓN DE METALES DE JALES MINEROS/

METALS BIOLEACHING FROM MINING TAILINGS

Irene Cano-Rodríguez, G. Delgado, Alberto F. Aguilera, J. Ramírez, Guadalupe de la Rosa, Beatriz E. Rubio-Campos

Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato Noria Alta S/N, 36000 Guanajuato, Gto., México


Resumen En el sector minero metalúrgico, el proceso de biolixiviación se aplica fundamentalmente para la remoción de una sustancia de interés (generalmente, un metal) desde una estructura sólida como el mineral, a una forma soluble en solución acuosa desde la cual será posible extraerla mediante actividad microbiana. En este trabajo se realizaron pruebas en lote y en columna a nivel laboratorio para la recuperación de metales como Au, Ag, As, Cd, Mn, Zn; de jales, para lo cual se inocularon bacterias desarrolladas del mismo medio mineral y/o medio de cultivo apropiado únicamente. En sistemas por lote se obtuvo mejor rendimiento. Palabras clave: biolixiviación, metales, jales, thiobacillus, Abstract In the metallurgical mining sector, the bioleaching process is fundamentally applied for the removal of an interest substance (generally, a metal) from a solid structure as the mineral to a soluble form in aqueous solution from which it will be possible to extract it, means microbiological activity. In this work tests in batch and continuos systems at laboratory level were made for the metal recovery like Au, Ag, As, Cd, Mn, Zn; using the mining tailings inoculated with bacteria or appropiate growth medium. The best metals recovery were in batch systems. Key words: bioleaching,metals,mining tailings, thiobacillus. Introducción Los jales, minerales sulfurosos presentes en los depósitos residuales de procesos de extracción en las minas, pueden contener concentraciones menores a traza de una gran cantidad de metales como Mn, Cu, Ag, Cd, Cr, Ni, Zn, As y Fe. Estos metales se encuentran, en su mayoría, en sulfuros minerales, como pirita FeS2, pirrotita FeS, arsenopirita FeAsS, calcopirita FeCuS2 y esfalerita ZnS, por mencionar sólo algunos, los cuales pueden ser lixiviados por procesos biológicos (Rawlings, 2002), ya que no es rentable explotar estos desechos por procesos de concentración o por disolución tradicional.





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La biolixiviación es un reto muy importante ya que se considera una tecnología limpia a diferencia de los métodos tradicionales de la minería en los cuales se genera gran cantidad de residuos potencialmente peligrosos. Es sencilla, barata y ecológica, sus productos no contaminan el ambiente (Navarrete, et al., 2001). Durante el proceso, las bacterias obtienen electrones de elementos como el hierro ferroso o el azufre reducido. Estos electrones forman una especie de batería dentro de la bacteria, creando una diferencia de potencial que genera energía, esta energía es almacenada para utilizarla en su metabolismo, además de que cubren su demanda de carbono a partir del dióxido de carbono para la construcción de sus estructuras celulares (Ingledew, 1982). Por lo tanto, el objetivo de este trabajo es evaluar la recuperación de metales presentes en jales de minería mediante la acción de bacterias seleccionadas del mismo medio. Las pruebas de lixiviación de metales se llevaron a cabo en sistemas por lote y continuo en columnas soportadas con jales mineros por acción de las bacterias crecidas y desarrolladas del mismo medio mineral o por la adición del medio de cultivo únicamente. Materiales y métodos Muestreo Se realizaron visitas a la zona de estudio en los jales de la mina abandonada de San Nicolás del Monte, Guanajuato y se tomaron muestreas de campo según la NOM-AA-61 y NMX-AA-015-1985, obteniéndose 3 bolsas con 5 kg de jales en cada una. Las muestras de jales para la determinación analítica fueron tomadas directamente del área de almacenamiento, de conformidad con las especificaciones de la NOM-141-SEMARNAT-2003. Se formaron muestras compuestas siguiendo la metodología aceptada por la norma mexicana NOM-141-SEMARNAT- 2003 (1 kg) y las recomendaciones publicadas por el Centro Nacional de Prevención de Desastres (Navarrete-Rodríguez y Becerril-Albarrán, 1996). Desarrollo de bacterias lixiviadoras Para el crecimiento y desarrollo de los microorganismos, diferentes porciones de jales mineros se pusieron en contacto con el medios de cultivo, pH y temperatura apropiados, (Medrano, H., 2000). Medio de cultivo El medio de cultivo 9K, propuesto por Silveman y Lundgren (1959) fue utilizado para el crecimiento de los microorganismos involucrados en la lixiviación de minerales. Para la preparación del medio 9K se generaron dos soluciones: • Solución A:





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Se pesaron los reactivos en las cantidades que se indican en la Tabla 1:, éstos fueron disueltos en 500 ml de agua destilada, el pH se ajustó a 1,5 con H2SO4 10 N y se esterilizó en el autoclave a 15 Lb/in2 de presión durante 15 min. • Solución B: Se pesó el FeSO4 y fue disuelto en 500 ml de agua destilada, el pH se ajustó a 1,5 con H2SO4 10 N y se filtró con un filtro de 0.45 µm para evitar que con el calentamiento se precipite el compuesto, ver Tabla 2.

Tabla 1. Solución A para el medio de cultivo 9K

SAL MINERAL g/L (NH4)2SO4 3.00 KCl 0.50 K2HPO4 0.50 MgSO4.7H2O 0.10 Ca(NO3) 0.01

Tabla 2. Solución B para el medio de cultivo 9K

SAL MINERAL g/L FeSO4 44

Finalmente se mezclan las soluciones, y se envasó el medio de cultivo en un frasco de plástico debidamente etiquetado. Crecimiento de bacterias lixiviadoras de metales Para el crecimiento y desarrollo de bacterias del tipo Thiobacillus contenidas en las muestras se preparó y utilizó el medio de cultivo 9K (Silverman and Lundgren, 1959) selectivo para Thiobacillus ferrooxidans y se ajustó el pH a 1,5 con una solución de ácido sulfúrico 2N. Se pesaron 10 muestras de 5 g de jales con un tamaño de malla de 80 y se colocaron en frascos de vidrio, se aforaron a 50 ml con medio de cultivo 9K y se taparon con torundas de algodón para permitir la entrada de aire, estos pasos fueron realizados en condiciones asépticas y los materiales así como el medio de cultivo fueron previamente esterilizados. Los frascos se colocaron en una cuba a baño María y agitación para mantener la temperatura óptima en el crecimiento de las bacterias de 35 ºC. A partir de estas condiciones se busca mantener y asegurar su actividad metabólica. El pH se registró y ajustó en forma periódica, para lo cual se empleó solución de H2SO4 1 N para ajustar el pH. Cuando los frascos han dado positivos en coloración, precipitado y ORP máximo, el contenido es empleado para inocular frascos que solo contienen medio de cultivo, se verifica el pH y el ORP máximo. Se registraron los datos del potencial óxido-reducción (ORP) y cambio de pH indicativos de actividad





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bacteriana, así como su cambio de coloración a ámbar y la aparición de un leve precipitado beige. El contenido es utilizado para realizar las pruebas de lixiviación por agitación constante en batch y por columna. Pruebas de lixiviación de metales Lixiviación de metales en sistemas por lote Se pesaron 9 muestras de 10 g de muestra de jales, se colocaron en vasos de precipitado y se realizaron las siguientes pruebas: 1. 50 mL agua destilada 2. 50 mL de agua acidulada a pH 2 3. 50 mL de solución de H2SO4 0.1 M 4. 50 mL de solución de H2SO4 1 M 5. 50 mL de medio 6. 35 mL de medio + 15 ml de medio con bacterias 7. 25 mL de medio + 25 ml de medio con bacterias 8. 15 mL de medio + 35 ml de medio con bacterias 9. 50 mL de medio con bacterias Cada una de las pruebas se mantuvo en agitación, a una temperatura de 35ºC y se llevaron a cabo muestreos en el tercer y sexto día para monitorear las concentraciones de plata, oro, cobre, manganeso, arsénico, plomo, zinc y cadmio en un espectrofotómetro de absorción atómica (Perkin Elmer Analyst 100) acoplado a un generador de hidruros para los elementos que se requiere. Lixiviación de metales en sistemas de flujo continuo Para evaluar la biolixiviación de metales en sistemas de flujo continuo, se pesaron 3 muestras de 172.8 g de jal, se empacaron columnas de 3.5 cm de diámetro a 11 cm de altura. El flujo debe ser suficientemente lento para que en cualquier punto dentro de la columna exista un equilibrio termodinámico entre el material y el líquido que se filtra por lo cual la velocidad del flujo se ajustó a 4 mL/h. A la salida de las columnas se colocaron matraces Erlenmeyer para recolectar el lixiviado. El lixiviado, es la solución de irrigación que ya ha pasado a través del empaque de la columna, esta solución recuperada contiene metales en solución. Se efectuó un seguimiento de la concentración de los metales contenidos en la solución recuperada durante el periodo de lixiviación del mineral (Au, Ag, Zn, Cu, Fe, Cd) haciendo muestreos de 5 ml cada tercer día para determinar y comparar las concentraciones de los metales en las soluciones recuperadas en cada prueba. Las soluciones con las que se irrigaron las columnas fueron las siguientes: 1. Medio de cultivo 9K con bacterias. 2. Medio de cultivo 9K





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3. Solución de H2SO4 0.1 M Resultados y discusión Bacterias lixiviadoras obtenidas de las muestras de jales mineros En algunas de las muestras incubadas se registró crecimiento y acción microbiana, ya que aumentó la turbidez debido al desarrollo y crecimiento de microorganismos. Las especies bacterianas biolixiviadoras se presentan como bacilos pleomórficos gram negativos. Recuperación de metales en las pruebas de lixiviación en sistemas por lote La determinación de metales lixiviados en sistemas por lote, de acuerdo al arreglo presentado anteriormente se muestra en la Figura 1.

Figura 1. Biolixiviación de metales en muestras de jales de minería en sistemas por lote





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En esta Figura sólo se consideran las pruebas que involucran a las bacterias y el medio de cultivo ya que las pruebas que no se presentas tuvieron muy baja lixiviación de metales, en general se obtuvo una tendencia al incremento de las concentraciones de los metales en función del tiempo de contacto. Para el cobre y el cadmio se obtuvo una mejor lixiviación empleando las bacterias con medio. Para el zinc se obtienen concentraciones similares. En general si solo consideramos las pruebas que tienen bacterias, se observa una tendencia de las concentraciones de los metales a incrementarse. Concentraciones de metales en las pruebas de lixiviación en sistemas de flujo continuo Los resultados de la determinación de metales en la lixiviación de muestras de Jales de Minería en sistemas continuos se presentan en la Figura 2.

Fig. 2. Biolixiviación de metales de muestras de Jales de Minería en sistemas de flujocontinuo Conclusiones En este trabajo se demostró la presencia de bacterias en las muestras de jales mineros, las cuales tienen la capacidad para lixiviar metales que se desarrollan muy rápidamente al tener las condiciones ambientales y nutrientes adecuados lo cual favorecería el proceso.ular la solución de irrigación al comienzo del proceso. La recuperación de metales por biolixiviación por sistemas por lote es la mejor alternativa para la recuperación de metales de interés económico como el zinc, níquel, cobre, hierro y plata, ya que se obtuvieron en mayor concentración.





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Norma Oficial Mexicana NOM-141-SEMARNAT-2003 Norma Mexicana NMX-AA-015-1985. Método de cuarteo en campo. Norma Oficial Mexicana NOM-AA-61. Método de muestreo. Rawlings, D E (2002). Heavy metal mining using microbes. Annu. Rev. Microbiol. 56: 65-91.





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SyRP-105 ELIMINACIÓN DE METALES PESADOS DE AGUAS

MUNICIPALES RESIDUALES MEDIANTE UNA ARCILLA MODIFICADA O ACTIVADA /

HEAVY METALS REMOVAL FROM WASTE WATER BY USING ACTIVATED OR TAILORED CLAY

G. Martínez1, R. Rangel1, S. A. García Flores1, F. Castillón-Barraza2, Mikhail

Ostrooumov-Fink3 1Departamento de Posgrado, Facultad de Ingeniería Química, Universidad Michoacana de

S.N.H., Francisco J. Mújica S/N, 58060 Morelia, Michoacán, México 2CNyN-UNAM, km 107 Carretera Tijuana-Ensenada, 22800 Ensenada, B.C., México

3 Instituto de Investigaciones Metalúrgicas, Edificio U, Universidad Michoacana de S.N.H., Francisco J. Mújica S/N, 58060 Morelia, Michoacán, México

[email protected]

Abstract The present work is addressed to study the dismissing of hexavalent chromium from waste water by activating or modifying native clay from Michoacàn, México. The native clay contains the following composition SiO2, 56%; Al2O3, 14 %; MgO, 4%; Fe2O3, 2.5 %. Also, small amounts of minor oxides. The activation was performed by using a sulphuric acid solution (3.5 %, weight). In order to obtain the modified clay, it was reacted with cethyl pyridine. Initially, the hexavalent chromium content was 122 mg/L. The removal percent was 93.6 and 93.8 % for activated and modified, respectively. It was noticed that the modified clay showed longer periods of time without being deactivated. Resumen El presente reporte comprende el estudio de arcillas naturales provenientes del estado de Michoacán, las cuales fueron activadas o modificadas para promover la remoción de Cr6+ presente en aguas municipales contaminadas. Las arcillas constaban inicialmente de SiO2 (56%); Al2O3 (14 %); MgO (4%); Fe2O3 (2.5%) así como cantidades menores de otros óxidos. La activación se realizó mediante una solución ácida para generar el adsorbente; la modificación consistió en la adición de cloruro de cetilpiridinio, el cual invierte la carga de la arcilla para ser un intercambiador aniónico. La concentración inicial de Cr6+ en el lixiviado fue 122 mg/L. los porcentajes de remoción logrados con la arcilla activada fue de 93.6%, mientras que para la arcilla modificada 93.8%, siendo la vida útil de esta última más prolongado. Demostrando el proceso ser altamente eficiente. Introducción Los residuos sólidos depositados en los rellenos sanitarios a cielo abierto generan los lixiviados, con la consecuente biodegradación molecular de la materia orgánica y la presencia de metales





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pesados tales como plomo, cromo, cadmio, fierro, etc; los cuales originan la afectación directa del subsuelo y de los mantos freáticos. Considerando que los metales pesados son cancerígenos, teratológicos, tóxicos a la salud humana; se tienen razones de peso suficientes para implementar tratamientos que eliminen éstos contaminantes. El tratamiento del Cr6+ es de particular importancia, dadas sus características. El uso de arcillas como agente adsorbente [1], como soporte de catalizador [2], decolorantes [3] y como aditivo en la industria cosmética [4], como adsorbente de compuesto tóxicos orgánicos [5, 6] ha sido ampliamente documentado. Dada la complejidad de su composición química, su aplicación depende principalmente de los contenidos de los diferentes tipos de arcillas para un material en particular [7]. Usualmente, es difícil separar cada constituyente y debido a ello, es más común que una vez caracterizado el material, se busque un uso para este. De manera general, las arcillas naturales se clasifican con respecto a su forma como minerales arcillosos en placas (filosilicatos), arcillas minerales fibrosas y arcillas amorfas. Así mismo, es normal encontrar que una arcilla natural contenga cantidades significativas de feldespatos (alumino silicatos). Estas estructuras, en general, se caracterizan por formar cadenas de SiO2 (feldespatos) mientras que en las arcillas las unidades que las conforman son del tipo −2

52OSi . Esto es un dato importante a considerar pues la “avidez de carga” que presentan las arcillas, aunada a la debilidad de los enlaces interlaminares hacen proclives a estos materiales a un intercambio iónico en sus espacios tetraedrales u octaedrales. Una razón más para el extensivo uso de las arcillas se debe principalmente a sus valores de área superficial los cuales oscilan entre 80 y 300 m2/g, además de su elevada capacidad de adsorción e intercambio iónico interlaminar, propiedades isomórficas que permiten intercambio de cargas en las laminas y utilización de los débiles enlaces interlaminares [8]. En el presente trabajo se muestran los resultados sobre el uso de una arcilla natural de alta pureza, proveniente del estado de Michoacán. Inicialmente se dispuso de una arcilla constituida por montmorillonita (Ver Figura 1), halloisita y ortoclasa (feldespato) con la composición global SiO2 (36.84%); Al2O3 ( 5.40 %); MgO (0.41%); MnO (0.40%) Fe2O3 (3.85%), K2O (2.15%), CaO (1.22%) principalmente, la cual fue sometida dos diferentes procesos: activación o modificación con el objetivo de evaluar la eficiencia de la arcilla para remover Cr6+ disuelto en los residuos de un tiradero de basura de la ciudad de Morelia.

Figura 1. Imagen de una arcilla tipo monmorrillonita





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Proceso de activación de la arcilla Éste se realizó mediante el procedimiento establecido por Kirk [9]. La arcilla triturada se mezcla con una solución al 3.5% de ácido sulfúrico para formar una papilla, la proporción aproximada de la solución es 35 % de peso total de la arcilla. Después se trata la mezcla con vapor vivo a temperatura de 93 a 99°C durante 5 a 6 h. La mayor parte del ácido se consume durante este tiempo y la mezcla tratada se vierte en agua limpia y después se lava en un filtro prensa o en un sistema de espesamiento con el propósito de eliminar las sales formadas y el exceso de ácido. Una vez activado el material, con ácido sulfúrico el cual tiene como finalidad la descomposición parcial de las arcillas para aumentar su capacidad de adsorción, ya que remueve algunos iones octaédricos de aluminio, hierro y magnesio, con lo que resulta una partícula altamente cargada y saturada con iones hidrógeno, lo que las convierte en arcillas factibles de decolorar soluciones. Proceso de modificación de la arcilla Consiste en la adición de una molécula orgánica, que en este caso es el cloruro de cetilpiridinio, también conocido como agente modificante que tiene la propiedad de invertir la carga negativa de la arcilla natural y convertirla en un intercambiador aniónico, capaz de remover especies cargadas negativamente. El uso de este agente modificante basado en el resultado positivo que se ha tenido en investigaciones anteriores, nos dice que este compuesto proporciona cationes de cetilpiridinio, los cuales se encuentran cargados positivamente, debido al nitrógeno trivalente en el grupo piridín. La técnica consiste en lograr una suspensión de 50 g de arcilla natural en 1000 mL. de agua destilada y agregar 25 g de cloruro de cetilpiridinio, manteniendo la suspensión en agitación durante 5 h, para posteriormente dejarla reposar por un periodo de 24 h. A continuación las arcillas se lavan varias veces hasta eliminar el exceso del agente modificante y se seca en estufa a 80 °C por 12 h. Valoración Se midió la concentración de Cromo VI en cada muestra de arcilla para conocer el grado de remoción que tiene este material y demostrar su eficiencia en la disminución o eliminación de este metal en los lixiviados, con el espectrofotómetro HANNA 991300. Resultados La arcilla utilizada en todas las pruebas proviene de la Mina de Agua Blanca, Municipio de Ciudad de Hidalgo, Mich., con base en resultados de investigaciones preliminares [7]. Se eligió para el estudio un tamaño de malla 14-30, serie Tyler. Se realizaron experimentos preliminares con un volumen constante de lixiviado de 50 mL para conocer la capacidad de adsorción de la arcilla natural, modificada o activada. Se realizó para cada tipo de arcilla un estudio de adsorción como función del peso de arcilla (Figuras 2 a 4). La muestra patrón (lixiviado) contenía una concentración de 4 mg/L de Cr6+. Los resultados preliminares de los lixiviados tratados con Arcilla Natural se muestran en Figura 2, donde se observa que la remoción de Cr6+ es de 21.58%. Esta limitante en su remoción es debida a que el material se encuentra saturado con calcio, magnesio u otros elementos los cuales no permiten la adsorción del Cr6+. Con respecto a la





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arcilla activada (ver Fig. 3) se lograron porcentajes de remoción de Cr6+, utilizando arcilla activada como adsorbente, de 95.37%, debido a la presencia de iones de hidrogeno producto de la activación, lo que permitió obtener mejores resultados. Posteriormente se utilizó Arcilla modificada (fig.4) para estudiar la remoción de cromo hexavalente y se observa un porcentaje de 97.68% de remoción.

% Remoción de Cromo VI vs Arcilla Natural

0

5

10

15

20

25

0 2 4 6 8 10Arcilla Natural, g

% R

em

oció

n

% Remoción de Cromo VI

% Remoción de Cromo VI vs Arcilla Activada

40

50

60

70

80

90

100

0 0.3 0.6 0.9 1.2 1.5

Arcilla Activada, g

% R

em

oc

ión

% Remoción de Cromo VI.

% Remoción de Cromo VI vs Arcilla Modificada

50

60

70

80

90

100

0 0.3 0.6 0.9 1.2 1.5

Arcilla Modificada, g

% R

em

oció

n

% Remoción de Cromo VI Fig. 2. Prueba preeliminar de remoción de Cr6+ empleando arcilla natural

Fig. 3. Prueba preeliminar de remoción de Cr6+ empleando arcilla activada

Fig. 4. Prueba preeliminar de remoción de Cr6+ empleando arcilla modificada

Una vez que se observó que las arcillas naturales y las modificadas presentaban resultados adecuados se procedió a realizar estudios de remoción de cromo hexavalente aplicando la norma ASTM [8]. Estas pruebas se realizaron con lixiviados a las condiciones de 121.997 mg/L de Cr6. Los resultados que corresponden a la arcilla activada se resumen en la Fig. 5, donde se presenta el comportamiento de la arcilla conforme el paso del lixiviado en la columna. Se encuentra que el 93.6% de Cr6 se logra remover en un primer paso de contaminante a través de la columna. Sin embargo, se observa que la arcilla se satura rápidamente, debido a la reacción inmediata de la acidez de la arcilla con la materia orgánica presente en los lixiviados. Lo que sugiere un pretratamiento del líquido contaminado para la remoción de la materia orgánica y el posterior paso por las columnas. Con respecto a la arcilla modificada, la Fig.6 presenta el comportamiento de la arcilla conforme el paso del lixiviado en la columna. En esta gráfico se aprecia que el 93.8% del cromo hexavalente es removido por la arcilla modificada. A su vez, este proceso revela la selectividad por el material contaminante, Cr6+, además de una vida útil mayor. Conclusión Los resultados de esta investigación demuestran una remoción eficiente del cromo hexavalente en aguas de desecho municipales al emplear una arcilla activada o modificada; lográndose valores de remoción de 94% aproximadamente en ambos casos pero observando que la arcilla modificada presenta un umbral mayor de saturación. Este límite puede aún ser ampliado si el líquido contaminante fuese tratado previamente para remover materia orgánica. A su vez, esta investigación sugiere el uso de materiales menos agresivos hacia el medio ambiente y la reducción de costos en los tratamientos de contaminantes con respecto a los tratamientos tradicionales. La investigación presenta resultados de aplicación directa hacia la reducción del contenido de Cr6 aprovechando las propiedades de la arcilla y reduciendo su afectación al medio





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ambiente. Este estudio pretende abarcar en una etapa subsecuente el tratamiento de las arcillas que han atrapado a los contaminantes así como realizar el estudio abarcando a otros metales pesados.

% Remoción de CromoVI vs. Volumen Arcilla Activada

0

20

40

60

80

100

50 100 150 200 250 300

Volumen, ml

% R

emo

ció

n

%de remoción de cromo VI

% Remoción de Cromo VI vs VolumenArcilla Modificada

0

20

40

60

80

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Volumen, ml

%R

emo

ció

n

% Remoción de cromo VI Fig. 5.% de remoción de Cr6+del lixiviado en columna empacada en arcilla activada

Fig. 6. % de remoción de Cr6+del lixiviado utilizando columna con arcilla modificada

Agradecimientos R. Rangel, G. Martínez y M. Ostrooumov agradecen apoyo de la CIC-UMSNH a través del proyecto 2008. R. Rangel agradece el apoyo brindado a través del proyecto Coecyt S08-02/277. Bibliografía 1.- G. Fetter, Pedro Salas Castillo, Catalizadores tipo arcillas pilareadas, Materiales Avanzados,

2005, Núm. 4, 19-24. 2.- F. Figueras, “Pillared clays as catalysts”, Catal. Rev.–Sci. Eng., 30 (1988) 457-499. 3.- Breck, D. W. Zeolita Molecular Sieves: Structure, chemistry and Use: Wiley, New Cork,

(1974) pp771. 4.- Boyd S. A., Mortland M. M., and Chiou C. T. Sorption characteristics of organic compounds

in hexadecyltrymethylammonium-smectite: Soil Sci. Soc. Amer. J. (1988a) 52, pp 652-660. 5.- Boyd, S. A. Shaobai, S., Lee J., and Mortland M. M. (1988b) pentachlorophenol sorption by

organoclays: Clays & Clays Minerals 36, pp 125 – 130. 6.- Lee, J., Crumm, J. R., and Boyd, S. A. (1989) Enanced retention of organic contaminants by

soils exchanged with organic cations: Env. Sci. Tech. 23, pp 1365-1372. 7.- Martínez, H. G., Reducción de color en la Industria Papelera usando un Material Arcillosos

extraído de la Mina Agua Blanca, Tesis de Maestría en Ciencias con Especialidad en Ingeniería Ambiental. IPN, México, DF, Mayo 2004.

8.- García, F. S. Diseño de un proceso para la remoción de cr (VI), empleando una mezcla arcillosa como barrera reactiva, a nivel laboratorio, tesis de licenciatura, Facultad de Ingeniería Química UMSNH, agosto 2006.

9.- Annual book of ASTM Standards. Section IV, construction, vol. 04.05.





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SyRP-106 EL USO DE LA BIOMASA DE AGAVE TEQUILANA WEBER

AZUL PARA LA ELIMINACIÓN DE CROMO(III) EN SOLUCIONES ACUOSAS /

USE OF BIOMASS FROM CHROMIUM(III) ADSORPTION CAPACITY FROM AQUEOUS SOLUTION BY THE BIOMASS OF

AGAVE TEQUILANA WEBER

M. L. Ramírez, Irene Cano-Rodríguez, Alberto F. Aguilera, J. Ramírez, G. Cruz y Guadalupe de la Rosa

Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Química, Universidad de Guanajuato Col. Noria Alta S/N, 36050 Guanajuato, Gto., Mexico

[email protected]

Resumen En este estudio se determinó la capacidad de adsorción de cromo(III) en soluciones acuosas por la biomasa de Agave tequilana Weber azul, biomaterial de gran disponibilidad y bajo precio en México ya que es un desecho de la industria de la producción de tequila. Esta biomasa fue capaz de remover 14 mg de cromo(III) por gramo de biomasa seca, a pH 4 y 15 min. de tiempo de contacto. Aproximadamente el 75% del cromo adsorbido logró desorberse mediante un tratamiento con HCl 0,1 eq L-1. Los resultados de este trabajo muestran que el desecho de la biomasa de Agave tequilana Weber azul puede ser usada para remover eficientemente cromo(III) de soluciones acuosas. Palabras clave: bioadsorción, cromo(III), desecho de biomasa de agave tequilana Abstract In this study the chromium(III) adsorption capacity from aqueous solution by the biomass of Agave tequilana Weber azul was determined. In Mexico, this low-cost biomaterial is abundant as it is waste of the tequila liquor manufacturing process. This biomaterial was adsorbing 14 mg of chromium(III) per gram of dry biomass, at pH 4 and 15 min. of contact time. Aproximately, 75% of the adsorbed chromium was later desorbed by a treatment with HCl 0,1 eq L-1. Those results show that the Agave tequilana Weber azul waste biomass might be utilized for an efficiently chromium(III) removal from aqueous solutions. Key words: biosorption, chromium(III), agave tequilana waste biomass Introducción El tratamiento y disposición de los efluentes líquidos de la industria curtidora es un serio problema, por ello es importante reducir el nivel de cromo en las descargas (Alvarez-Bernal et





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al., 2006). Existen diversos métodos de remoción de cromo de soluciones acuosas, entre los que sobresalen el intercambio iónico, precipitación alcalina, separación con membranas, separaciones electroquímicas y adsorción con diferentes adsorbentes. La precipitación alcalina es el método más común para remover cromo de efluentes industriales (Stoeppler, 1992), pero se generan grandes cantidades de lodos contaminados (Machado et al., 2002). La adsorción es un método efectivo y versátil para remover cromo, particularmente cuando se combina con la etapa apropiada de regeneración. Esto resuelve el problema de la disposición de los lodos y convierte el sistema en una opción económicamente viable, especialmente cuando se usan materiales adsorbentes de bajo costo, como los subproductos agroindustriales (Dakiky et al., 2002). Existen diversos reportes de la aplicación de varios subproductos agroindustriales, de bajo costo y abundantes, para la recuperación de metales en soluciones acuosas (Elangovan et al., 2008). Para remover cromo se han empleado diferentes biomasas incluyendo mazorcas de maíz, aserrín, corteza de pino, bagazo de la caña de azúcar, cáscara de nuez, hojas de cactus, pata de sorgo, polvo de corcho, entre otros (Kratochvil, 1998). La bioadsorción es una tecnología emergente que ofrece diversas ventajas, como bajos costos de operación, reducción del gasto de reactivos químicos y de la generación de lodos, alta eficiencia de remoción, además permite la recuperación de los metales y la reutilización de la biomasa y el agua. Por lo tanto, en este trabajo se investigó la capacidad del desecho de la biomasa Agave tequilana Weber azul para adsorber cromo(III) de soluciones acuosas en condiciones por lote y continuas, así como determinar las mejores condiciones de adsorción y la reversibilidad del proceso. Materiales y métodos Reactivos y soluciones Todos los reactivos utilizados fueron grado reactivo analítico: ácido clorhídrico concentrado, HCl, (J.T. Baker), hidróxido de sodio, NaOH (J.T. Baker), nitrato de cromo(III) nonahidratado, Cr(NO3)3.9H2O (J.T. Baker), solución estándar de cromo(III) de 1000 mg L-1 (ALDRICH 207055). Todas las soluciones se prepararon con agua deionizada. Preparación de la biomasa La biomasa se obtuvo de pencas de desecho del Agave tequilana Weber azul, previamente lavada con agua destilada, para eliminar impurezas. Después se secó en una estufa a 80 ºC por 72 h, se molió y tamizó a través de una criba de malla No. 60, para obtener material de diámetro menor a 0.25 mm. La biomasa tamizada se lavó varias veces con solución de HCl 0,01 eq L-1 hasta obtener un sobrenadante claro. La separación del sobrenadante se realizó por centrifugación a 5000 rpm durante 5 min. La biomasa tamizada y lavada se secó en estufa a 50 ºC durante 48 h. La biomasa se suspendió en agua deionizada (5 mg mL-1) y posteriormente se ajustó al pH requerido para los diferentes experimentos. Determinación de cromo Para determinar la concentración de cromo en las soluciones se utilizó un Espectrofotómetro de Absorción Atómica de Flama (EAAF), Perkin Elmer AAnalyst 100. Las mediciones de concentración fueron determinadas en una curva de calibración con estándares de concentración conocida y con una correlación de ajuste (R2) mayor de 0,95. Las condiciones del equipo fueron:





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longitud de onda de 357,9 nm; slit, 0,7; rango lineal: 0,1-10 mg L-1; e intensidad de la lámpara, 15 mA. Adsorción de cromo(III) en función del pH El pH de la suspensión de biomasa de agave azul se ajustó a 2, usando soluciones de HCl y NaOH de diferentes concentraciones para utilizar el menor volumen, según fue requerido. De esta suspensión, se transfirieron 2 mL a tres tubos de ensaye, que después de una centrifugación se separó y descartó el sobrenadante de la pastilla. Posteriormente, se agregaron a cada uno de los tubos 2 mL de una solución de cromo de 6,3 mg L-1 previamente ajustada al mismo pH. También se preparon tubos control que contenían únicamente solución de cromo al pH respectivo. Los tubos se taparon y se agitaron durante 30 min, después se centrifugaron y el contenido de cromo fue determinado por EAAF. El pH final del sobrenadante se registró en todos los tubos. Esta operación se repitió para pH de 3, 4, 5 y 6. Se asumió que la diferencia entre la concentración del metal en el sobrenadante menos lo que se determinó en el respectivo control fue lo que quedó unido a la biomasa, descartando una posible precipitación por el comportamiento de los controles. Adsorción de cromo(III) en función del tiempo De una suspensión de biomasa de agave azul ajustada al mejor pH de adsorción previamente determinado, se transfirieron 2 mL a tres tubos de ensaye, se centrifugaron para separar el sobrenadante de la pastilla. Después se agregaron a cada uno de los tubos 2 mL de solución de cromo de 6,3 mg L-1 previamente ajustada al mismo pH. Se preparó un tubo control que contenía únicamente solución de cromo al pH respectivo. Los tubos se taparon y se agitaron durante 5 min. Posteriormente se centrifugaron y el sobrenadante se separó de la pastilla y la cantidad de cromo que quedó en solución fue determinada por EAAF. El pH final del sobrenadante se registró. Esta operación se repitió para tiempos de 15, 30, 45 y 60 min. La diferencia de la concentración de cromo determinado del respectivo control, se asumió quedo unido a la biomasa. Capacidad de saturación De una suspensión de biomasa de agave azul ajustada a pH de mejor adsorción previamente determinado, se transfirieron 2 mL a tres tubos de ensaye, se centrifugaron para separar el sobrenadante de la pastilla. Posteriormente se agregaron a cada uno de los tubos 2 mL de solución de cromo de 60 mg L-1 previamente ajustada al mismo pH. Se preparó un tubo control que contenía únicamente solución de cromo al pH respectivo. Los tubos se taparon y se agitaron durante 15 min, tiempo de interacción determinado como el mejor para la adsorción. Finalmente se centrifugaron y el sobrenadante se separó de la pastilla y la cantidad de cromo que quedó en solución fue determinada por EAAF. El pH final del sobrenadante se registró en todos los tubos. Esta operación se repitió tantas veces, para la interacción de la biomasa con solución fresca del metal, hasta que la biomasa no adsorbió más metal y la concentración del metal fue la misma en el sobrenadante y en el control. La suma de las diferencia entre las concentración de cromo determinada en cada uno de los sobrenadantes y el del respectivo control, se asumió quedo unido a la biomasa.





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Desorción de cromo Después de saturar la biomasa de agave azul con cromo, se agregaron 2 mL de solución de HCl 0,01 eq L-1 a cada uno de los tubos, se taparon y se agitaron durante 15 min, después se centrifugaron y el sobrenadante se separó de la pastilla y la cantidad de cromo que quedó en solución fue determinada por EAAF. El pH final del sobrenadante se registró. Esta operación se repitió varias veces hasta que en el sobrenadante no se registró cromo desorbido. Este procedimiento se repitió con una solución de ácido oxálico 0,1 eq L-1, NaOH 0,1 eq L-1, mezcla de metanol-agua 2:1, y peróxido de hidrógeno 0,1 mol L-1. La cantidad de cromo desorbido se calculó sumando la cantidad del mismo detectada en cada fracción y relacionándola con la cantidad de cromo total previamente adsorbida. Resultados y discusión Adsorción de cromo(III) en función del pH Este experimento se realizó para determinar el mejor valor de pH en el cual la biomasa de agave azul adsorbe la mayor cantidad de cromo(III) en solución. El porcentaje de cromo adsorbido fue calculado de acuerdo a la ecuación 1:

% Cromo adsorbido = (100)[Cr]

[Cr][Cr]inicial

finalinicial − (1)

En la Figura 1 se muestra el porcentaje de cromo(III) adsorbido en la biomasa de agave con respecto a diferentes valores de pH. Se observa que la adsorción del cromo es fuertemente afectada por el pH y que el rango de pH para la adsorción máxima esta entre 3 y 4, siendo el porcentaje de adsorción de 95,13% y 98,75%, respectivamente. En los controles respectivos no se registró precipitación alguna. El valor del pH que se consideró para realizar los experimentos posteriores fue de 4. A este valor de pH, en soluciones acuosas el cromo se encuentra predominantemente en la forma de hidroxocomplejo (Machado et al., 2002). Lo cual permite concluir que la forma activa de cromo(III) que puede ser adsorbida por la biomasa de agave azul es [Cr(OH)]2+. Además, la composición química del agave azul contiene principalmente, 64,8% de α-celulosa, 15.9% de lignina y 5,1% de hemicelulosa (Iñiguez et al., 2001), por lo que los sitios enlazantes en este tipo de biomasa son los grupos oxhidrilo (Volesky, 2003). A este pH el número de grupos cargados negativamente sobre la partícula de biomasa se incrementa y aumenta la remoción de las especies de cromo(III) por atracciones electrostáticas (Dakiky et al., 2002), tal como se muestra en la ecuación 2:

2(B-O-) + [Cr(OH)]2+ (B-O-)2[Cr(OH)]2+ (2)

donde B- representa la matriz de la partícula de biomasa. Lo anterior, es el fundamento del mecanismo de intercambio iónico, principal proceso que se desarrolla en la bioadsorción.





198

Fig. 1. Adsorción de cromo(III) en biomasa de Agave tequilana Weber azul en función del

pH Adsorción de cromo(III) en función del tiempo El propósito de este experimento fue determinar el tiempo en el cual, a pH 4 predeterminado como el de mejor adsorción, la biomasa de agave azul adsorbió la mayor cantidad de cromo en solución. En la Figura 2 se muestra el porcentaje de cromo adsorbido en la biomasa de agave con respecto a diferentes tiempos. Se observa que la adsorción de cromo es muy rápida, ya que desde los 5 min se observa una adsorción del 100%, lo que nos indica que en tiempos muy cortos se lleva a cabo la mayor adsorción, esto sugiere que se está llevando a cabo un proceso de adsorción a nivel de superficie debido a la interacción del metal con los grupos enlazantes de la biomasa de agave azul. Para los experimentos posteriores se estableció el tiempo de interacción de la biomasa con la solución de cromo de 15 min. Fig. 2. Adsorción de cromo(III) en biomasa de Agave tequilana Weber azul en función del

tiempo

0

20

40

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100

120

0 2 4 6 8

pH

% C

r ad

sorb

ido

0

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60

80

100

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0 10 20 30 40 50 60 70

Tiempo, min

% C

r ads

orbi

do





199

Capacidad de saturación de la biomasa En este experimento se determinó la cantidad máxima de cromo que adsorbe la biomasa de agave azul a las condiciones de pH y tiempo determinados para la mejor adsorción (pH 4 y 15 min. de tiempo de contacto). En la Figura 3 se muestra el porcentaje de cromo adsorbido en función del número de adiciones de solución fresca de cromo a la misma biomasa. En esta Figura se puede observar que después de la tercera adición de solución fresca de cromo, la capacidad de adsorción de la biomasa disminuye considerablemente, probablemente debido a que van disminuyendo el número de sitios enlazantes disponibles. Para determinar la capacidad de adsorción de la biomasa se calcularon los mg de cromo adsorbidos en cada adición y se sumaron, esta suma se dividió entre los g de biomasa de agave utilizada (0,01 g). La capacidad de adsorción de la biomasa de agave resultó de 14 mg de cromo(III) por g biomasa seca.

Fig. 3. Capacidad de saturación de la biomasa de Agave tequilana Weber azul con cromo(III)

Desorción de cromo Los procesos de adsorción de metales por biomateriales han demostrado ser reversibles, ya que dependen del pH. Por lo tanto, se espera que a pH bajo se presente una competencia de iones H+ por los iones de cromo previamente adsorbidos. En este experimento se comprobó que la biomasa, después de saturarse con cromo, fue capaz de desorber los iones cromo cuando se puso en contacto con soluciones ácidas, ya que para el NaOH 0,1 eq L-1, la mezcla metanol-agua 2:1 y el peróxido de hidrógeno 0,1 mol L-1, se presenta un porcentaje muy bajo de desorción. En la primera adición de ácido se logra recuperar el 74,94% del cromo adsorbido. Conclusiones Los resultados obtenidos en este estudio muestran que la biomasa de Agave tequilana Weber azul pueden ser usada para remover eficientemente cromo de soluciones acuosas. La mayor cantidad de cromo fue removida a pH 4, en este valor de pH el cromo(III) existe, predominantemente, como [Cr(OH)]2+. Dicha especie química es fácilmente adsorbida, ya que el proceso se da de manera rápida y eficiente, obteniendo un 98,75% de adsorción a un tiempo de contacto de 15 min. La biosorción está altamente influenciada por las variaciones de pH, ya que

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

1 2 3 4 5

Número de adiciones

mg

de C

r/g d

e bi

omas

a se

ca





200

al modificarse el valor del pH, la adsorción de cromo disminuye significativamente. La biosorción de cromo(III) en la biomasa de agave azul se realiza, principalmente, mediante el mecanismo de intercambio iónico, con una capacidad de 13,76 mg de cromo(III) por g de biomasa seca. La biomasa de agave azul permitió la mejor recuperación del cromo adsorbido mediante un tratamiento ácido, recuperando el 74.94% cuando se utiliza HCl 0.1 eq L-1. Los resultados obtenidos en este estudio muestran que la biomasa de Agave tequilana Weber azul es una buena alternativa para la implementación de biofiltros con la capacidad de remover cromo(III) de soluciones acuosas en sistemas de flujo continuo. Referencias Alvarez-Bernal, D., S.M., Contreras-Ramos, N. Trujillo-Tapia, V. Olalde-Portugal, J.T. Frías-

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201

SyRP-107 EVALUCIÓN DE COLEUS COMO ACUMULADORA DE

ALUMINIO / EVALUATION OF COLEUS AS ALUMINIUM SEQUESTERING ORGANISMO

Amalia Panizza1*, Marisela Bernal-González1 , Ciro Márquez-Herrera2, Carmen Durán de

Bazúa1

1 Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. 2Departamento de Ingeniería Química Metalúrgica. Facultad de Química. UNAM

[email protected]

Introducción Conocer la capacidad que poseen las especies ornamentales como acumuladoras de metales sería ventajoso porque permitiría generar tratamientos de fitocorrección. La fitoextracción es una alternativa que consiste en cultivar plantas con capacidad de acumular metales en la parte aérea y de esta forma limpiar el ambiente [1, 2]. Los tratamientos de fitocorrección consisten en la limpieza del ambiente utilizando plantas y son definidos como una técnica pasiva, estéticamente agradable, que aprovecha la energía solar y se puede utilizar en combinación con otros métodos de limpieza del ambiente [2, 3, 4]. El aluminio es el tercer elemento más frecuente en la corteza terrestre[5] y en sus formas químicas disponibles presenta efectos tóxicos en plantas, animales y humanos[6,7,8,9,10,11,12, 13]. Es conocido y ampliamente documentado el efecto negativo que el aluminio presenta sobre el crecimiento de las plantas en suelos con pH <5.5[14, 15, 16]. Sin embargo, hay autores que reportan concentraciones de aluminio en los tejidos de algunas especies vegetales [17,18,19,20,21]. Existen residuos sólidos y líquidos, donde el aluminio representa un problema ambiental como por ejemplo lodos con aluminio, o efluentes líquidos industriales con alto contenido de metales. Objetivos En esta investigación se evaluó la capacidad de Coleus blumei (cretonas) para acumular aluminio en sus tejidos, así como la habilidad de la planta para crecer sobre una solución con 4 concentraciones de sales de aluminio (0, 150, 300 y 500 mg/L) estimada a partir de su desarrollo radical. Materiales y métodos Se tomaron 15 ejemplares de Coleus blumei (cretonas) que crecieron durante 20 días en una habitación con luz natural y una temperatura promedio de 22±1ºC. La solución nutritiva se elaboró a partir de las siguientes sales: NH4NO3, (0.04 mM/L), CaCl2 (0.40mM/L), (NH4)2SO4 (0.01mM/L), MgCl26H2O (0.25 mM/L) y KNO3 (0.65 mM/L), y se ajustadó a pH= 4.8. Posteriormente las plantas fueron trasladadas a las soluciones con cuatro concentraciones diferentes de sales de aluminio 0, 150, 300 y 500 mg/L de (AlK(SO4)2.12H2O) donde permanecieron durante 3 días. Las determinaciones realizadas fueron: largo radical y la cantidad de raíces, porcentaje de materia seca, contenido de aluminio en la materia seca, índice de





202

tolerancia (IT)[20] y el factor de bio-acumulación (FBA)[22]. Los datos estadísticos fueron analizados y procesados utilizando el paquete estadístico STATGRAPHIC plus 5.1 Resultados En la Figura 1 se presentan la cantidad de raíces por planta y el largo promedio de las mismas, cuando las plantas crecieron sobre 4 concentraciones de sales de aluminio (0, 150, 300 y 500 mg/L).

9.6

14.6

10.412.4

9.958.08

7.26 7.46

02

46

810

1214

16

0 150 300 500

Concentración de sales de aluminio (mg/L)

Cant

idad

y la

rgo

radi

cal

Cantidad de raíces por plantaLargo radical

Figura 1. Cantidad de raíces por planta y largo radical

El ANAVA (análisis de varianza) indica que no hay diferencias significativas para la cantidad de raíces por planta, pero sí las hay para el largo radical. El largo radical disminuye cuando el aluminio se encuentra presente en la solución de crecimiento. El contenido de aluminio se presenta en la Cuadro 1. La mayor concentración de aluminio en los tejidos vegetales se presenta cuando la concentración de las sales del metal es de 150 mg/L y existiendo diferencias significativas entre los diferentes niveles de las sales del metal.

Cuadro 1. Contenido de aluminio en la parte aérea determinada por absorción atómica mg Al/kg de m.s Concentración de sales de aluminio

(mg/L) Media Desviación estándar 0 485.22 (a) 16.41

150 1445.77 (b) 58.79 300 1018.23 (c) 36.55 500 1187.74 (d) 42.41

Las letras entre paréntesis indican diferencias significativas entre las medias de una misma columna según el método de menores diferencias significativas (LSD) para un α=0.05

Los índices de tolerancia y el factor de bio-acumulación se presentan en la Figura 2. Conclusiones La especie Coleus blumei fue afectada por las diferentes concentraciones de sales de aluminio a pH = 4.8. El mayor contenido de aluminio hallado en los tejidos la define como acumuladora





203

marginal de aluminio, sin embargo, no se puede descartar que el metal detectado se encuentre adherido exteriormente a las paredes celulares. Las concentraciones alcanzadas en el interior del tejido no justificaría económica ni biológicamente la explotación de esta especie como acumuladora del metal en cuestión. Es necesario definir la cantidad disponible del aluminio en la solución y realizar pruebas con otros contaminantes, antes de descartar esta especie.

100.00

81.20

72.90

74.90

0.00

9.64

3.39

2.38

0.00 50.00 100.00 150.00

0

150

300

500

Conc

entra

ción d

e las

sales

de al

umin

io(m

g/L)

Factor de bioacumulación(L/kg de m.s)

Índice de tolerancia (%)

Figura 2. Factor de bioacumulación e índice de tolerancia

Agradecimientos A la M.en C. Landy Ramírez Burgos y a todo el personal del Laboratorio 301-303 del Conjunto E de la Facultad de Química de la Universidad Nacional Autónoma de México. Referencias [1] BAKER A., McGRATH S., REEVERS R., SMITH J. 2000. ISBN: 1-56670-450-2, pp 85-107. Lewis Publishers Washington, DC, EEUU. [2] BARCELÓ J. y POSCHENRIEDER C. 2003. Contributions to Science. 2(3):333-334. [3] EPA. 1996. Ficha tecnológica EPA 542-F-96-025. Washington, D.C. EEUU. [4] CHANEY R.L., MSLIK M., LI Y.M., BROWN S.L., BREWER E.P., ANGLE S.J., BAKER A.J.M. 1997. Current Opinion in Biotecnology. 8 (3):279-284. [5] TIKHONOV V.N. 1973.Ed. Halsted Press Book, pp. 1-8. Israel. [6] GUTIÉRREZ E.A., VILLAESCUSA J.A., ARREOLA A. 1999. Ciencias Marinas. 25(4):557-578. [7] CASTAÑEDA S.O. 2000. Tesis de maestría en Ingeniería (Ambiental). UNAM. México. [8] BECARIA A., CAMPBELL A., BONDY S.C. 2002. Toxicol. Ind. Health. 18(7):309-320. [9] NESSE A., GARBOSSA G., PÉREZ G., VITORRI D., PREGI N. 2003. Química Viva. 2(1):10-15. [10] FENWICK S., ROBERTS E.A., MAHESH B.S., ROBERTS N.B. 2005. Annals Clin. Biochem. 42(2):149-152. [11] FARINA M., ROTTA L.N., SOARES F.A., JARDIM F., JACQUES R., SOUZA D.O., ROCHA J.B. 2005. Toxicology. 209(1):29-37.





204

[12] BUSTOS Z. G., MONKS W. S., PRIETO F., ROMÁN A.D. 2006. http://www.respyn.uanl.mx/especiales/2006/ee-14-2006/documentos/Art26.pdf. (Activo en internet el 18/05/07). [13] GUPTA V.B., ANITHA S., HEGDE M.L., ZECCA L., GARRUTO R.M., RAVID R., SHANKAR S.K., STEIN R., SHANMUGAVELU P., JAGANNATHA RAO K.S. 2005. Cell. Mol. Life Sci. 62(2):143-58. [14] FOY C.D., CHANCY R.L., WHITE C.M. 1978. Annu Rev Plant Physiol 29:511-566 [16] RYAN P.R., DITOMASO J.M., KOCHIAN L.V. 1993. J. Experim. Bot. 44(259):437-446. [17] CHENERY, E.M. 1948. Kew Bull. 2:173–183. [18] CHENERY, E.M. 1949. Kew Bull. 4:463–473. [20]BAKER A.J.M., REEVES R.D. y HAJAR A.S.M. 1994. New Phytol. 127:61-68 [21]WEATHERFORD J., HAMMOND A. Y RATLIFF J. 1997. Microchemical J. 56:93-102. [22] ZAYED A., GOWTHAMAN S., TERRY N.1998.J of Environ. 27 (3): 715.





205

SyRP-108 EVALUACIÓN DE LOS EFECTOS FITOTÓXICOS DEL

ALUMINIO / EVALUATION OF PHYTOTOXIC EFFECTS OF ALUMINIUM

Amalia Panizza1*, Carmen Durán-de-Bazúa1

Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química. UNAM

[email protected]

Introducción Los bioensayos de toxicidad con semillas de lechuga (Lactuca sativa L) son una prueba estática de toxicidad aguda (120 h de exposición) en la que se pueden evaluar los efectos fitotóxicos de compuestos puros o de mezclas complejas en el proceso de germinación de las semillas y en el desarrollo de las plántulas durante los primeros días de crecimiento. En esta prueba se determina la inhibición en la germinación y la inhibición en la elongación de la radícula y del hipocotilo[1] Objetivos Evaluar los efectos fitotóxicos del aluminio mediante la observación de la cantidad de semillas germinadas y la elongación de la radícula y el hipocótilo de las plántulas de lechuga (Lactuca sativa). Metodología Se colocó una capa de algodón y una capa de papel de filtro dentro de cajas de Petri, en cada una de ella se depositó 10 semillas de L. sativa. Se adicionó 4 mL de cada una de las soluciones problemas con pH 4.6. Posteriormente se colocó en oscuridad a una temperatura de 20 ± 2 ºC durante 120 h. Los tratamientos asignados fueron: 0.0, 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 y 0.5 mM de Al, las soluciones se prepararon con sales de aluminio AlK(SO4)2.12H2O. Esta prueba se realiza por triplicado. Resultados En la Figura 1 se puede observar que existen diferencias significativas (α=0.05 ) en la cantidad de semillas germinadas por caja de Petri en ausencia y presencia de aluminio. Sin embargo no hay diferencia significativa entre usar 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 o 0.5 mM de aluminio. En la Figura 2 se presenta el crecimiento tanto del hipocótilo como de la radícula, ambos son afectado negativamente por la presencia del aluminio en solución y este efecto es superior en la radícula que en el hipocótilo. El análisis de varianza descompone la variabilidad del la respuesta en dos componentes: entre grupos y dentro de los grupos. El valor de F=32.13 y F=149.29 para el largo del hipocótilo y de la radícula respectivamente, con un valor de p=0.000 en ambos casos, está indicando que existen





206

diferencias significativas utilizando un α=0.05 y de 0.01, para ambas variables de respuestas. Ver Cuadro 1.

Concentración de aluminio (mM)Can

tidad

de

sem

illas

ger

min

adas

por

caj

a

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.58.28.6

99.49.8

10.210.6

11

Figura 1. Cantidad de semillas germinadas por caja de Petri en función de las concentraciones de

aluminio (menor diferencia significativa para α=0.05)

yr = -0.4693x + 3.219R2 = 0.6995

yh = -0.2164x + 2.7957R2 = 0.9359

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

Concentraciones de Al (mM)

Larg

o (c

m) hipocótilo

radículaLineal (radícula)Lineal (hipocótilo )

Figura 2. Largo de hipocótilo y de radícula de las plántulas de Lactuca sativa

Cuadro 1. Análisis de varianza del largo del hipocótilo y radícula de Lactuca sativa

HIPOCÓTILO Sumas de cuadrados gl Cuadrado medio Cociente F Valor de P Entre grupos 33.2084 5 6.6416 Intra grupos 38.4541 186 0.206742 32.13 0.0000

Total 71.6624 191 RADÍCULA Sumas de cuadrados gl Cuadrado medio Cociente F Valor de P Entre grupos 188.821 5 37.7642 Intra grupos 47.0503 186 0.252959 149.29 0.0000

Total 235.871 191 P: probabilidad, gl: grados de libertad





207

En la Figura 3, se puede ver como las semillas que germinaron en ausencia del metal desarrollaron una radícula de mayores dimensiones ( x = 3.63 cm ) que las que germinaron en presencia de aluminio, por otro lado no hay diferencias significativas entre usar una concentración de 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 o 0.5. En la Figura 4, se observa que el hipocótilo en ausencia de aluminio alcanza una altura promedio de 2.69 cm y mayor contenido de aluminio, menor desarrollo del mismo, sin embargo no parece que existan diferencias significativas entre usar una concentración de 0.1, 0.2 ó 0.3 mM de Al, en el mismo sentido disminuye el desarrollo del hipocótilo cuando se utilizan concentraciones del orden de 0.4 y 0.5.

Concentraciones de Al en solución (mM)

Larg

o de

la ra

dícu

la (c

m)

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.50

1

2

3

4

Figura 3. Largo de la radícula de Lactuca sativa según diferentes concentraciones de aluminio,

(menor diferencia significativa para α=0.05)

Contenido de Al en solución (mM)

Larg

o de

l hip

ocót

ilo

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.51.3

1.7

2.1

2.5

2.9

Figura 4. Largo del hipocótilo de Lactuca sativa según diferentes concentraciones de aluminio

(menor diferencia significativa para α=0.05)

Conclusiones El aluminio presenta un efecto fitotóxico en el desarrollo de las plántulas de lechuga. Este efecto es superior en la radícula que en el hipocótilo. En las condiciones de este estudio la cantidad de semillas germinadas, así como la radícula y el hipocótilo se ven afectadas con concentraciones superiores a 0.1mM de aluminio, y quizás a menor concentraciones de las analizadas en esta investigación. A nivel del hipocótilo, aparentemente menos sensible que la radícula, las





208

concentraciones de aluminio entre 0.1, 0.2 y 0.3 mM Al presentaron diferencias significativas con las concentraciones 0.3 y 0.4 mM de Al. Referencias [1] SOBRERO M. C. y RONCO A. 2004. Ensayo de toxicidad aguda con semillas de lechuga.

En: ENSAYOS TOXICOLÓGICOS Y MÉTODOS DE EVALUACIÓN DE CALIDAD DE AGUAS. Estandarización, intercalibración, resultados y aplicaciones. Editado por Gabriela Castillo. Centro Internacional de Investigaciones para el Desarrollo.K1G 3H9 IDRC/IMTA 2004. ISBN 9-68553-633-3 e-ISBN 1-55250-147-7. p 202. Ottawa, Canadá.





209

SyRP-109 REAPROVECHAMIENTO INTEGRAL DE RESIDUOS

AGROINDUSTRIALES: CÁSCARA Y PULPA DE CACAO / AGROINDUSTRIAL RESIDUES RECYCLING: CACAO SHELLS

AND PULP REUSE Magaly Ramírez-Hernández, Mauricio Franco-Castillo, Rolando Salvador García-Gómez,

Carmen Durán-de-Bazúa Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental. Facultad de Química.



Introducción El cacao, base del chocolate, es un árbol nativo del trópico americano, especialmente de Mesoamérica. Es muy probable que fueran los olmecas los responsables de su domesticación, hace tres mil años, pero se atribuye a los Mayas la difusión de su uso, pues constituyó una parte importante de sus actividades culturales, como alimento, medicina e incluso como parte de su sistema económico, como moneda. Los aztecas o mexicas integraron sus usos en su cultura. Por otro lado, hay evidencia que sugiere que antes de la llegada de los españoles también se cultivaba en Sudamérica, principalmente en Perú y Venezuela. (4) El cacao no fue descubierto por nuestros antepasados españoles sino hasta principios del siglo XVI, cuando Cristóbal Colón y su tripulación, anclados en la isla de Guanja frente a las costas de lo que hoy es Honduras, recibieron como presente de los habitantes de esta isla unas pequeñas nueces de forma ovalada y color marrón. Con ellas se elaboraba el "xocolatl" una bebida de fuerte sabor que producía una gran energía y vitalidad. La palabra maya con que se designaba al grano “cacau” derivaba de la voz antigua “chacahuaa”. Actualmente, los descendientes mayas lo nombran “chucua”. En el imperio azteca, Moctezuma recibía parte de sus tributos en almendras de cacao, porque estimaba mucho sus bayas como monedas. Como bebida, Moctezuma recibía anualmente 400,000 countles, equivalentes a 160 millones de bayas de cacao, útiles para preparar diariamente 50 tazas de chocolate, para su consumo personal. En México, el cultivo del cacao estaba esparcido en toda la zona templada y caliente del país, desde la provincia de Tabasco, hasta Michoacán, Colima, Chiapas y Campeche. Se producía de manera espontánea, pero también se cultivaban cuatro variedades principales de la planta: Quauhcahuatl, Xochicahuatl y Tlacacahuatl. Los cacaos más estimados eran los de las provincias de Tabasco y Soconusco o Xoconocho, por sus semillas grandes, oleaginosas y de buen sabor“. (2) El árbol de cacao es una planta de tipo tropical que crece en climas cálidos y húmedos, por lo general es un árbol pequeño, entre 4 y 8 metros de alto, aunque si recibe sombra de árboles grandes, puede alcanzar hasta los 10 metros de alto. La madera es de color claro, casi blanco, y la corteza es delgada, de color café. El cacao pertenece al género Theobroma que en griego significa “Alimento de los Dioses” de la familia de las bitneriáceas. (IV) Se conocen 18 especies distintas, que se distinguen por el mayor o menor crecimiento de la planta, la forma de sus hojas,





210

el volumen y coloración del fruto. Las semillas también varían en forma, tamaño y cualidades nutritivas. Las flores del cacao son pequeñas y abundantes, de color amarillo rojizo que al marchitarse dejan un embrión con el fruto que luego crece y se convierte en una especie de baya carnosa en todo su espesor. El grano del cacao, es una semilla encerrada en su fruto, similar al pepino. El cacaotero tiene una longevidad de 40 años. Un único árbol puede llegar a dar 100,000 flores a lo largo de un año. Estas flores tienen una vida tan corta de apenas 48 horas. Una mazorca de cacao siempre contiene un número par de semillas o habas. El fruto puede alcanzar una longitud de 15 a 25 centímetros. Al abrir el fruto, aparecen acomodadas en la parte carnosa, entre 30 y 40 semillas del cacao, que al lavarse y secarse, son empleadas para preparar la bebida ahora llamada “Chocolate“, una castellanización del vocablo náhuatl. (2) Producción de cacao en Chiapas Excesiva importación de cacao y derivados, falta de apoyo a la producción, comercialización e industrialización y las plagas han afectado severamente al sector cacaotero nacional, que se encuentra en crisis, de acuerdo con organizaciones de productores. (V) Solamente en Chiapas, en una década se han perdido más de 10 mil hectáreas destinadas al cultivo de este grano y, aunque el gobierno estatal diseñó un programa de rescate, los productores consideran que es insuficiente. En la entidad se cultivan 19 mil 892 hectáreas de cacao, que producen cada año 16 mil 746 toneladas, de acuerdo con la Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación (Sagarpa). De las 30 mil hectáreas que se dedicaban al cacao en 1993, unas 10 mil se utilizan hoy día para caña, maíz, mango y ganadería, lo que redujo el volumen de las cosechas en más de 16 mil toneladas anuales. De acuerdo con la Sagarpa, para la gran mayoría de los productores el cacao se ha convertido en un cultivo alternativo o complementario, pues sus ingresos no proceden únicamente de ese grano, sino también de la caña o la ganadería, y algunos son simplemente trabajadores agrícolas. (5) El cacao contiene cerca de 300 compuestos volátiles incluyendo ésteres, hidrocarburolactonas, monocarbonilos, piroles y otros más. Los importantes compuestos que dan el sabor son ésteres alifáticos, polifenoles, carbonilos aromáticos insaturados, pirazinas y teobromina. El cacao también contiene cerca de 18% de proteínas (8% digeribles); grasas, aminas y alcaloides incluyendo teobromina (0.5 a 2.7%), cafeína (0.25 a 1.43%), tiramina, dopamina, salsolinol, trigonelina, ácido nicótico y aminoácidos libres, taninos, fosfolípidos, etc. En adición a los alcaloides (principalmente teobromina), taninos y otros constituyentes, la cáscara de cacao posee un pigmento que es un poliflavonoglucósido. Este pigmento es muy requerido por ser resistente al calor y a la luz, muy estable a pH de 3 a 11 y muy usado como colorante de alimentos. (9,10,14) En la explotación cacaotera sólo se aprovecha económicamente la semilla, que representa aproximadamente un 10% del peso del fruto fresco. Lo anterior ha derivado en serios problemas ambientales debido a que las pulpas y cáscaras se disponen en los terrenos aledaños a los cacaoteros, lo que da lugar a la aparición de olores fétidos y al deterioro del paisaje, así como también a problemas de contaminación de suelos y cuerpos de agua aledaños en la época de lluvias por las escorrentías del agua de lluvia. Los desechos generados, como se dijo arriba, están principalmente constituidos por la cáscara, que además se considera un foco para la propagación de Phytophora spp, que es la causa principal de pérdidas económicas de la actividad cacaotera (4) y por la pulpa que, aunque está principalmente constituida por agua tiene azúcares que permiten la proliferación de bacterias y otros organismos indeseables. Se han propuesto en la





211

literatura a las cáscaras de cacao como fuente de pectinas a nivel comercial por su relativo bajo costo. (4) Las pectinas son un grupo de polisacáridos vegetales estructurados básicamente por moléculas de ácido D-galacturónico unidas por enlaces glucosídicos donde algunos de los carboxilos pueden estar esterificados con metilos o en forma de sal (Figura 1).

Figura 1. Estructura química de la pectina, un polímero del ácido α-galacturónico con un número variable de metil ésteres (I)

Las pectinas se usan en la industria alimentaría como agentes gelificantes, espesantes, texturizantes, emulsificantes y estabilizantes, como sustitutos de grasa en alimentos de bajo aporte calórico, entre otros. Su aplicación más común es en la elaboración de mermeladas y jaleas. Esta multifuncionalidad de la pectina es atribuida a la presencia de regiones polares y apolares dentro de su molécula, lo que permite incorporarla a diferentes sistemas alimenticios. Las pectinas se usan en combinación con lípidos en la elaboración de películas comestibles de doble capa y emulsionadas (13,15) y, en la industria farmacéutica, se aprovecha el uso terapéutico de la pectina como constituyente de la fibra dietaria. (6,17) Objetivos y metas Los objetivos de esta investigación son los siguientes: • Producir pectina a partir de frutos recolectados en el estado de Chiapas a escala de laboratorio • Probar su calidad adicionándolos en una mermelada y haciendo pruebas sensoriales

comparativas con una pectina comercial como control. Las metas fijadas para alcanzar los objetivos establecidos son las siguientes: • Obtención de pectina a partir de pulpa y cáscara de frutos de cacaoteros comerciales del

estado de Chiapas, México, de la zona de Tapachula. • Preparación de mermelada de fresa adicionando pectina de cacao y usando como control

pectina comercial de limón. • Realización de pruebas sensoriales usando la prueba escalar hedónica para evaluar los

siguientes atributos de las dos mermeladas: Color, sabor, aroma, capacidad de gelatinización y aceptabilidad general.

Metodología Extracción de pectinas En la Figura 2 se muestra el diagrama de bloques del método experimental a seguir para obtener la pectina de los subproductos del cacao (4). En la Figura 3 se presenta el diagrama de bloques para efectuar el análisis de pectina de las muestras secas de cáscara y pulpa de cacao (4).





212

Se hace un análisis bromatológico inicial para verificar el contenido carbohidratos por diferencia para hacer un balance del contenido de pectina en la cáscara y pulpa del cacao en estudio. Se siguieron las metodologías analíticas propuestas por la AOAC (2).

Se cortar las mazorcas de cacao transversalmente en dos mitades y se separan manualmente las semillas

de la pulpa y la cáscara

Se almacena a temperatura ambiente

Se muele el producto seco

Se deshidratan, junto con la pulpa, a 55ºC durante 36 – 48 h hasta un contenido de humedad de aproximadamente 6%

Se cortan las cáscaras en trozos pequeños

Se enfría rápidamente la dispersión hasta temperatura ambiente y se filtra dos veces en “manta de cielo” Los sólidos de cada dispersión se colocan en un vaso de precipitado de 1 L

Se calienta 60 min. en baño de María a la temperatura, según sea el caso

Se ajusta el pH con HCl 1.0 N ó NaOH 1.0 N, según el caso

2 porciones de 30 g de cáscara y pulpa de cacao deshidratada y molida se colocan por separado en vasos de precipitado de 1 L. Se mezclan con 800 mL de EDTA

Se dispersan con 600 mL de agua destilada para posteriormente ajustar el pH y repetir el proceso de extracción

CACAO EN MAZORCA

Análisis bromatológicos y rendimiento (2)

A





213

Figura 2. Diagrama de bloques del método experimental a seguir para obtener la pectina de los

subproductos del cacao (4) Análisis de la pectina A la pectina extraída de cada tratamiento se le determinan los siguientes análisis:

• Contenido de ácido glacturónico • Contenido de metoxilo • Grado de esterificación • Grado de gelificación • Peso equivalente

Para lo cual se realiza el tratamiento presentado en la Figura 3 a los geles obtenidos de la cáscara y pulpa del cacao.

PECTINA EXTRAÍDA

El extracto obtenido se mezcla con 1,5 volúmenes de etanol al 95% conteniendo HCl al 10%

Se deja reposar por 12–15 h, se separa el precipitado por centrifugación a 5000 rvm por 10 min.

El residuo se lava 2 veces con 500 mL de etanol al 70% . Se separa por centrifugación a 5000 rpm por 10 min.

El lavado se repite una vez con etanol al 95% y luego con 300 mL de acetona

El precipitado se prensa manualmente utilizando un guante de goma y se coloca en una cápsula de vidrio sometiéndose a secado en una estufa

convencional a 40ºC hasta peso constante

A

Se centrifuga a 2700 g durante 15 min para separar sólidos en suspensión





214

Figura 3. Diagrama de bloques para efectuar el análisis de pectina de las muestras secas de cáscara y pulpa de cacao (4) Aceptabilidad de una mermelada de fresa con pectina de cáscara de cacao Con la pectina obtenida de la cáscara de cacao se prepararon mermeladas de fresa, las cuales se compararon con otras mermeladas a partir de pectina de limón. Se realizaron pruebas afectivas usando la prueba escalar hedónica para evaluar los siguientes atributos de las dos mermeladas: Color, sabor, aroma, capacidad de gelatinización y aceptabilidad general, siguiendo la metodología propuesta por Pedrero y Pangborn (16). Bibliografía 1. Adomako, D. 1972. Cocoa pod husk pectin, Phytochemistry 11:1145-1148.

Se preparan geles con 0.5% de pectina extraída, azúcar en cantidad suficiente para lograr 30% de sólidos solubles en la dispersión final, 0.% de ácido cítrico, cloruro de calcio (30 mg de calcio/g de pectina) y agua en cantidad suficiente para completar el 100% de los

ingredientes

Se calienta el agua hasta 72°C, se añade lentamente la pectina mezclada con una parte del azúcar en proporción 1:5 p/p

La dispersión se coloca en envases de plástico y se deja en reposo por 2 h a temperatura ambiente, para luego determinar la firmeza del gel

Sin dejar de agitar, se continúa el calentamiento hasta alcanzar nuevamente la ebullición (106°C), se añade el cloruro de calcio disuelto en agua y luego el ácido

cítrico, se mezcla y deja hervir durante 3 min

Se continúa calentando la mezcla con agitación constante hasta ebullición, una vez dispersa la pectina, se añade lentamente el resto del azúcar





215

2. AOAC. Official Methods of Analysis. 16a. Ed. (Washington: Association of Official Analytical Chemists, 1995).

3. Baduí, S. Química de los alimentos (México D.F.: Ed. Pearson Educación. Longman de México Editores, S.A. de C.V., 1999), 106-108.

4. Barazarte, H., Sangronis, E., Unai, E. 2008. La cáscara de cacao (Theobroma cacao L.): Una posible fuente comercial de pectinas, Archivos Latinoamericanos de Nutrición 58(1) Dirección electrónica (redes internacionales): http://www.alanrevista.org/ediciones/2008-1/cascara_cacao_posible_comercial_pectinas.asp

5. Enciclopedia de México. (México, D.F.: Ed. Enciclopedia de México, S.A. 1978), Tomo II, 398-405.

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7. Fontes, P.R. 1972. Estudo da pectina do mel e da casca do fruto de cacao, Rev. Theobroma 2(2):49-51.

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9. Kalvatchev, Z., Garzaro, D., Guerra-Cedezo, F. 1998. Theobroma cacao L..: Un nuevo enfoque para nutrición y salud, Agroalimentaria 6(Junio):23-25.

10. Leung, A.Y. Encyclopedia of common natural ingredients used in food, drugs, and cosmetics (Nueva York: John Wiley & Sons, 1980)

11. López, A..S., Ferreira, H., Llamosas, A.., Romeu, A. 1984. Present status of cacao by-products utilization in Brazil, Rev Theobroma 14(4):271-291.

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SyRP-110 SUBSTITUCIÓN DE POLÍMEROS SINTÉTICOS POR

QUITINAS NATURALES DE RESIDUOS / SYNTHETIC POLYMERS SUBSTITUTION USING NATURAL

CHITIN FROM RESIDUES

Ana María Mendoza-Márquez, Óscar Arias-Torres, Ronny A. Flores-Ortega, Rolando Salvador García-Gómez, Carmen Durán-de-Bazúa



Introducción De manera tradicional, sólo la parte abdominal de los camarones es aprovechada, lo que implica un desperdicio de aproximadamente de un 30% a un 50% del peso de cada organismo. Debido a la cantidad de camarón que se descabeza durante los viajes en alta mar y en granjas camaroneras, son significativas las cantidades de cabeza y exoesqueleto que se tiran al mar o que se descomponen en tierra por no darles un uso adecuado. En el caso de la captura en alta mar, este desperdicio es devuelto al mar y, en el caso de las aguas protegidas y la acuicultura, es desechada en los alrededores de los centros de producción causando un impacto ecológico que puede alterar el ambiente (Cañipa y col., 1994). En los países productores o pescadores de camarón, tanto la cabeza como el exoesqueleto son subproductos que son desechados. Existen estudios sobre su aprovechamiento, pero casi todos ellos son del extranjero. En el marco de ellos, resulta importante buscar nuevas opciones de uso de estas materias primas desaprovechadas, en las zonas productoras y de captura de México. Uno de los posibles usos, es el de la extracción de quitina a partir de ambos subproductos, ya que es un producto estable en condiciones ambientales pero biodegradable cuando es depositado en la basura al estar en contacto con microorganismos. Objetivo general Desarrollar esponjas de quitina a partir del cefalotórax de camarón para elaborar recipientes biodegradables para alimentos Objetivos particulares

Elaborar recipientes a partir del cefalotórax de camarón empleando para ello tecnologías limpias que no dañen el ambiente

Comparar las propiedades físicas y mecánicas de los recipientes obtenidos, con las de uso

comercial elaboradas con poliestireno u otro material sintético alterno





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Determinar y conocer cuáles de las pruebas mecánicas serán las más apropiadas para evaluar los recipientes elaborados a partir de esponjas de quitina

Antecedentes Existe un marcado interés en el reaprovechamiento integral de los residuos sólidos derivados de la producción de camarón cultivado en granjas. Esto se debe principalmente a que por su composición química (quitina, proteína, minerales y pigmentos carotenoides), se considera una materia prima renovable con amplio potencial en la industria de alimentos y farmacéutica (Cabello y col., 1987; Rojas y col., 2002). México ocupa el segundo lugar en producción pesquera de camarón en el continente americano y el séptimo lugar a nivel mundial. Durante 2005 fueron capturadas 142,480.00 toneladas de este crustáceo, de los cuales México participó con la exportación mundial de 31,000 toneladas de camarón congelado (CONAPESCA, 2005). Por ello, si al valor de captura se le considera que el consumo de su carne es del 50%, la fracción restante, 71,240 toneladas, sería el desperdicio que se deposita en alta mar o, en caso de que sean limpiados en tierra, en tiraderos municipales, convirtiéndose en una fuente de contaminación de alto impacto ambiental (Duarte-de-Holanda y Netto, 2006). El cefalotórax de camarón está compuesto de 44.7% de proteína, 26.3% de cenizas, 20.7% de fibra cruda, 5.2% de grasa y 3.1% de otros carbohidratos, en promedio. Se destacan tres componentes potencialmente útiles que se puede reaprovechar: La quitina, los pigmentos carotenoides y las proteínas. Estos dos últimos están generalmente asociados formando complejos caroteno-proteínicos. Se calcula que el cefalotórax de camarón contiene alrededor de 14 a 27% de quitina, un biopolímero con diversas aplicaciones en la industria farmacéutica, de alimentos, cosmética y de empaques (Cañipa y col., 1994; Gerhurtz, 1986). Este biopolímero se encuentra en mayor o menor extensión en los exoesqueletos de todos los artrópodos y se encuentra asociado con proteínas de manera covalente, lo cual le da considerable estabilidad a la estructura, confiriéndole dureza, rigidez y resistencia a la hidrólisis. El segundo componente más abundante en el exoesqueleto, lo constituyen las sales minerales que se encuentran asociadas a la quitina y a las proteínas confiriéndole rigidez (Cañipa y col., 1994). Los principios de base del aislamiento de la quitina, datan desde el principio del siglo XIX, cuando en el año 1811, el profesor Henri Braconnot, director del Jardín Botánico en Nancy, Francia, aisló una fracción llamada “fungine” de las membranas celulares de las setas. Más tarde, en 1823, el nombre “fungine” cambió a quitina, casi tres décadas antes del aislamiento de la celulosa. Actualmente la quitina se obtiene principalmente de los exosqueletos de los crustáceos industrialmente procesados, tales como langosta, cangrejo y camarón, los cuales contienen entre el 20 y el 40% de quitina. El uso creciente de la quitina, así como de sus derivados, ha sido motivado por el hecho de que, al contrario de los derivados del petróleo, ésta se obtiene de los subproductos de las industrias pesqueras, fuente naturalmente renovable, no tóxica y no alergénica y, además, antimicrobiana y biodegradable (Conde, 2007). La quitina es el segundo polímero más abundante en el planeta, por lo que su utilización a gran escala en México es muy prometedora, como lo ha sido en Japón, en donde alrededor de 250 empresas explotan la quitina (Anónimo, 2000). Estructuralmente, es un polímero, constituido esencialmente de azúcares Poli (N-Acetil-D-glucosamina). Sus moléculas son fibrosas, y logran un material de gran resistencia química y mecánica. La quitina tiene una estructura cristalina





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altamente ordenada. Se han encontrado tres formas polimórficas α-, β- y γ-quitina, las cuales difieren en el arreglo de las cadenas dentro de las regiones cristalinas. La forma que parece ser la mas estable es la α-quitina como se menciona en la Figura 1 (Roberts, 1992).

Figura 1. Estructura de la quitina

Debido a su alta insolubilidad (no se disuelve en agua, ni en la mayoría de los disolventes orgánicos), la quitina no ha sido debidamente aprovechada y se prefiere convertirla en quitosana, su derivado desacetilado, la cual es soluble en medio ácido y, por tanto, de más fácil manipulación. El procedimiento habitual de la obtención de quitina y de quitosana, es estructuralmente degradable y contaminante, ya que emplea disolventes orgánicos dañinos al medio ambiente (NaOH y HCl que acortan el peso molecular de la quitina y generan residuos corrosivos). En estudios previos (Flores, 2008; Flores-Ortega y col., 2004), se determinó la manera de extraer quitina del cefalotórax del camarón de forma segura, sin la necesidad de utilizar ácido clorhídrico e hidróxido de sodio. Los envases como problema ecológico Los envases son un invento que ha mejorado la calidad de vida de los seres humanos; sin embargo, lo negativo de ese desarrollo y transformación es el enorme problema ambiental provocado por la acumulación de los materiales de desecho que generan. A pesar de que la mayoría de los productos plásticos y polímeros sintéticos derivados del petróleo garantizan la protección deseada en diversos tipos de aplicaciones en términos de costo, conveniencia, formatos, marketing y protección física, química y óptica, tienen la desventaja de no ser biodegradables, por lo que son responsables de gran parte de los residuos contaminantes que se acumulan en la naturaleza. Además, se sabe que su fabricación requiere de un alto costo energético, energía que se pierde en gran medida porque suelen tirarse tras el primer uso; asimismo, su destrucción es igualmente muy costosa, energéticamente hablando y muy contaminante en la mayoría de los casos. La incineración de determinados tipos de plástico es una de las causas de la lluvia ácida que destruye bosques y la salud de los seres humanos; abandonados a la intemperie, sus cadenas moleculares resisten a romperse por la acción de agentes naturales, razón por la cual generalmente necesitan un promedio de 150 años para degradarse, lo que está provocando una contaminación ambiental importante en todo el orbe. La fabricación de vidrio también exige un alto consumo de energía y, aunque este material está hecho a partir de materias primas abundantes, tampoco es biodegradable, por lo que tiene un fuerte impacto ambiental. En el caso de los envases metálicos, se sabe que las populares latas de refrescos representan del 6 al 9 por ciento de la basura que se produce en todo el mundo; como es evidente, su recuperación es escasa para posteriores usos y casi no son biodegradables, por lo que la única salida ecológicamente razonable para las latas, es el reciclaje. Así, varios países han tenido que reconocer la necesidad de proponer restricciones ambientales basadas en una verdadera política de control de residuos no degradables mediante el principio de las “tres “R”:





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1) Reducir la cantidad de residuos de envases contaminantes; 2) Reutilizar el material lo más que sea posible y 3) Reciclarlo para producir nuevos materiales (Conde, 2007). Biopolímeros naturales usados en empaques biodegradables Con el propósito de atenuar los problemas de la contaminación, se han realizado numerosos estudios para valorar algunos materiales alternativos. En ese sentido, surgió el concepto de plástico biodegradable asociado al uso de materias primas renovables que ofrecen un buen control en el ambiente después de diversos usos. Los biopolímeros, como también se llama a esas materias primas, son macromoléculas sintetizadas por procesos biológicos o por vía química a partir de monómeros naturales o idénticos a los naturales. La prioridad principal de los empaques es la preservación y protección de todo tipo de productos, siendo los alimentos y las materias primas el campo de mayor prioridad. La protección se hace a través de los empaques, los cuales generalmente se elaboran a partir de polímeros sintéticos. No obstante, el uso indiscriminado de empaques sintéticos ha generado serios problemas ecológicos contribuyendo a la contaminación ambiental provocada por desechos sólidos de baja degradabilidad, lo que ha impulsado a la búsqueda de biopolímeros naturales. El aprovechar los recursos naturales como fuente de conservación y reciclaje se convierte en una excelente opción e innovación en el desarrollo de nuevos productos biodegradables. Su total biodegradación en productos como CO2, agua y posteriormente en abono orgánico es una gran ventaja frente a los sintéticos (Bastioli, 2001). El reemplazo total de los plásticos sintéticos por materiales biodegradables para la elaboración de empaques, no se ha logrado hasta el presente, no obstante, sí se han sustituido algunos polímeros sintéticos por otros naturales, en aplicaciones específicas. Tales reemplazos han permitido el desarrollo de productos con características específicas relacionadas con las propiedades de barrera, mecánicas y térmicas en determinados empaques como películas, protectores, espumas, envolturas, platos, tazas, cucharas, bolsas, etc. (Avérous y Boquillon, 2004; Wang y col., 2003). Los biopolímeros naturales provienen de cuatro grandes fuentes: origen animal (colágeno/gelatina), origen marino (quitina/quitosana), origen agrícola (lípidos y grasas e hidrocoloides: proteínas y polisacáridos) y origen microbiano (ácido poliláctico (PLA) y polihidroxialcanoatos (PHA) (Tharanathan, 2003). Bioesponjas Son materiales porosos biodegradables que presentan una gran demanda en varias aplicaciones como sistemas de liberación controlada de drogas, soporte para inmovilización de enzimas, separación de moléculas y absorción de metales de transición. Estos materiales, también, han sido utilizados ampliamente en ingeniería de tejidos biológicos para la reparación y obtención de tejidos (Chow y Khor, 2000). La quitina tiene el potencial para formar una esponja estable altamente insoluble en agua y biodegradable cuando se encuentra en condiciones apropiadas, como en un sitio de disposición controlada de basura (Flores, 2004). Metodología Obtención de la materia prima Se emplearán los cefalotórax de camarón frescos, proporcionados gratuitamente por los comerciantes de la zona de pescados y mariscos de La Nueva Viga, en la ciudad de México, D.F. México.





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Limpieza Los cefalotórax de camarón fresco serán limpiados de objetos extraños al ser sometidos al chorro de agua de la llave, hasta observar el agua limpia, dejándose escurrir durante 20 minutos. Los cefalotórax deberán utilizarse preferentemente frescos, sin embargo en caso de que no se pueda realizar la extracción en ese mismo día, deberán de mantenerse en refrigeración para evitar la descomposición microbiana. Extracción de la quitina Para esta parte, se realizará la extracción de quitina del cefalotórax de camarón (CC) utilizando la metodología desarrollada por Flores (2008), la cual consiste en un lavado del CC con aceite vegetal saponificado, para extraer las proteínas, grasas y pigmentos. El producto que se obtiene de esta manera, será la quitina calcárea. Disolución de quitina La quitina se disuelve y se extrae de la quitina calcárea adicionando un disolvente poco tóxico formado de una solución saturada de cloruro de calcio (MeOH + Agua + CaCl2). Después de 24 horas es filtrado al vacío para separar los residuos sólidos. Formación de esponjas de quitina La solución de quitina-disolvente obtenida, se agita manualmente durante tres minutos con una varilla de vidrio para producir espuma. La espuma (quitina–disolvente) se coloca en un molde (caja Petri) y se guarda en una cámara de humidificación con una humedad relativa mayor al 90%, con la finalidad de que el cloruro de calcio, que es higroscópico, absorba agua del medio ambiente y la quitina precipite en forma de esponja. Después de 24 horas se extrae todo el licor formado, dejando en el molde la esponja de quitina, la cual se lava con agua destilada para eliminar el residuo de disolvente y se seca a temperatura ambiente. Comparación entre un recipiente de esponja de quitina y un recipiente de poliestireno Para esta etapa se investigaron en la bibliografía cuáles pruebas de laboratorio pueden ser aplicadas con base en la normativa2 existente, entre las que destacan las siguientes: Dimensiones, capacidad al derrame, compresión, presión de vacío (colapsamiento), barrera a los gases, monómero residual, color y transmisión de vapor de agua (Rodríguez-Tarango, 1997). Bibliografía Avérous, L., Boquillon, N. Biocomposites based on plasticized starch: thermal and mechanical behaviours. Carbohydate Polymer. 56:111-112, 2004. Bastioli, C. Global status of the production of biobased packaging materials. Starch/Stärke. 53:351-355, 2001. Cañipa, A., Durán, M.C., Escobedo, G., García, R. Aprovechamiento integral de cefalotórax de camarón. Serie “Tecnologías más limpias”. Vol. 3, UNAM, PIQAyQA. ISBN 968-36-4104-0. México, D.F., 1994. Chow, K., Khor, E. Novel fabrication of open-pore chitin matrix. Biomacromolecules. 1,61-67, 2000.

2 La palabra normatividad no está en el Diccionario. Normativa es la forma correcta. Es el conjunto de normas

aplicables a una determinada materia o actividad (RAE, 2008)





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CONAPESCA. Anuario Estadístico de Acuacultura y Pesca 2005. SAGARPA. México D. F. 2005. Duarte-de-Holanda, H.; Netto, F. M. Recovery of Components from Shrimp (Xiphopenaeus kroyeri) Processing Waste by Enzymatic Hydrolysis. J. Food Sci. 71(5):298-303, 2006. Flores, R. Bioplástico de quitina. Formación de películas de quitina a partir de desechos de camarón por métodos ecológicos. Tesis de Maestría, UNAM, México, D.F. 2004. Flores, R. Obtención y caracterización de esponja de quitina a partir de cefalotórax de camarón. Tesis Doctoral, UNAM, México D.F. 2008. Flores-Ortega, R.A., Barrera-Rodríguez, S., Durán-Domínguez, M.C. Extracción ecológica de quitina y subproductos. Solicitud de Registro de Patente: Octubre 1, 2004. Facultad de Química, UNAM. Instituto Mexicano de la Protección Industrial. IMPI. PA/a/2004/009517. México, D.F. México. 2004. Gerhurtz, W. Ullmann‘s enciclopedia of industrial chemistry. 5ª ed. Vol. A6, VCH. P. 231, Weinheim, República Federal de Alemania. 1986. Roberts, G. Chitin chemistry. Macmillan Press Ltd. Londres, Reino Unido. 1992. Rodríguez-Tarango, J.A. Pruebas de laboratorio para materiales de envase y embalaje. En Manual de ingeniería y diseño en envase y embalaje para la industria de alimentos, químico-farmacéutica y cosméticos. 3ª edición. Packaging, Ingeniería de Envase y Embalaje. México D.F. Capítulo Trece. Pp. 13:1-13.6, 1997. Tharanathan, R. Biodegradable films and composite coatings: past, present and future. Critical Review in Food Science and Technology. 14:71-78, 2003. Villada, H. S., Acosta, H. A., Velasco, R. J. Biopolímeros naturales usados en empaques biodegradables. Revisión bibliográfica. Temas agrarios Vol. 12(2):5-13, 2007. Wang, Y., Rakotonirainy, M., Papua, W. Thermal behavior of Zeína base biodegradable films. Starch/Stärke. 55:25-29, 2003. De las redes internacionales: Anónimo. 2000. Investigación y Desarrollo. “La quitina y su potencial industrial”. Periodismo de Ciencia y Tecnología. Noviembre, 2000 (en línea, disponible en la página http://www.invdes.com.mx/anteriores/Noviembre2000/htm/quitina.html; del internet. Fecha de consulta el 20 de agosto de 2008). Conde, M. 2007. “Las promesas de la quitina”. Mayo, 2007 (en línea, disponible en la página http://www.ambienteplastico.com/artman/publish/printer_769.php; del internet. Fecha de consulta el 20 de agosto de 2008). RAE. 2008. Real Academia Española. Diccionario de la lengua española - Vigésima segunda edición. Agosto, 2008 (en línea, disponible en la página http://buscon.rae.es/draeI/SrvltConsulta?TIPO_BUS=3&LEMA=normatividad; del internet. Fecha de consulta el 27 de agosto de 2008).





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SyRP-111 ALUMINIO EN REFRESCOS: EL AL3+ EN EL

DESARROLLO VEGETAL / SOFT DRINKS AND ALUMINIUM: AL3+ IN PLANTS

DEVELOPMENT

Frida H. Belmont Flores, Carmen Durán-de-Bazúa, Amalia Panizza-de-León, Ciro Márquez-Herrera


[email protected]

Resumen El objetivo de esta investigación es conocer si los refrescos envasados en las diferentes presentaciones (lata o PET) realizan un aporte diferencial de aluminio a la ingesta diaria, dado que México es el segundo consumidor de refrescos a nivel internacional. Se conoce que el ácido cítrico, aditivo empleado por las empresas refresqueras, es uno de los principales quelantes del aluminio, un pH ácido y dicho quelante son factores importantes que favorecen la lixiviación del aluminio presente en el envase de refresco. Por otra parte hay muchas evidencias sobre los efectos negativos que el aluminio presenta en los seres humanos. Los resultados obtenidos en relación al pH de los refrescos fue de 2.478, 2.473, 2.849 y 2.839 para Coca-cola, Pepsi, Fanta y Mirinda, respectivamente. En cuanto al contenido de aluminio se detectó que los refrescos envasados en PET tienen un contenido de aluminio que va desde las 7 ppb hasta un máximo de 39 y los refrescos enlatados se tiene un intervalo que va desde 33 hasta 140 ppb. Los resultados sobre la fitotoxicidad que tiene el aluminio sobre Lactuca sativa no fueron concluyentes; aparentemente no existe tal toxicidad. Sin embargo, estudios previos demuestran que el aluminio es un factor que afecta negativamente sobre el desarrollo de plantas durante el periodo de germinación. Introducción México es la segunda economía latinoamericana y es también el segundo consumidor de bebidas gaseosas no alcohólicas (conocidos como refrescos) del mundo. El primer lugar lo ocupa Estados Unidos como mayor consumidor mundial de Coca Cola per capita con 527 botellas de ocho onzas (227 gramos), lo que significa en promedio casi una botella y media diaria. Al cierre del año 2004, la industria de refrescos y aguas carbonatadas en México alcanzó un volumen de ventas de 15,601 millones de litros equivalentes a 2,748 millones de cajas unidad, y el consumo per capita se elevó a 148.1 litros anuales (Iglesias, 2005). Un estudio publicado por la revista The Science of the Total Environment demostró que los refrescos de España tienen cantidades apreciables de aluminio (44.6 a 1053.3 ppb) y dichas cantidades varían dependiendo del tipo de contenedor; las mayores cantidades corresponden a los refrescos enlatados (López et al., 2002).





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La ingesta de aluminio está relacionada con desórdenes neurológicos, tales como la enfermedad de Alzheimer, ya que induce los efectos oxidativos y también afecta los huesos porque interfiere en el metabolismo de fósforo y calcio, generando osteomalacia (Becaria et al., 2006). Además de lo antes mencionado también se ha relacionado con la anemia y la disminución de la resistencia osmótica de las células de la sangre (Osinska et al., 2004). Un estudio canadiense pone en evidencia el hecho de que las mujeres adolescentes sustituyen la leche por refrescos, con lo cual la ingesta de calcio disminuye. En dos estudios realizados sobre el efecto de los refrescos en la acumulación de masa ósea en adolescentes, las mujeres mostraron tener menor acumulación ósea cuando la ingesta de éstos era mayor (Vatanparast et al., 2006). La realización de este estudio tuvo como objetivo determinar la cantidad de aluminio presente en los refrescos mexicanos (de lata y otras presentaciones) y, posteriormente, evaluar el efecto que tiene el aluminio sobre algunas especies macrofitas, con la finalidad de dejar la puerta abierta a otros investigadores interesados en la salud pública y que deseen estudiar en profundidad los efectos del aluminio sobre los humanos y el grado de absorción intestinal que éste pueda tener. Objetivos Objetivos generales

• Determinar la cantidad de aluminio presente en algunas marcas de refrescos que se venden en México y confirmar si existe diferencia significativa entre la cantidad de aluminio presente en refresco de lata y otras presentaciones.

• Evaluar el efecto que el aluminio presenta sobre el desarrollo vegetal usando una planta de rápido crecimiento como modelo.

Objetivos específicos

• Cuantificar el contenido de aluminio y el pH de los refrescos enlatados y embotellados mediante análisis físico-químicos.

• Observar el efecto que presenta el aluminio sobre el desarrollo vegetal: largo de radícula y largo de hipocótilo.

Antecedentes ¿Qué es el aluminio? El aluminio es un metal que se encuentra en el grupo IIIA de la tabla periódica, su número atómico es 13 y su masa atómica es de 26.9815 u.m.a. La configuración electrónica es de 1s22s22p63s23p1 y la máxima valencia que presenta es de + 3 que corresponde a su forma más estable, a altas temperaturas puede presentar valencias +2 y +1 pero, en situaciones excepcionales, porque estos estados son muy inestables. El elemento aluminio es el tercero más abundante en la corteza terrestre y se encuentra como aluminosilicatos formando parte de las arcillas, micas y feldespatos representando el 8.8% de la litosfera (Tikhonov, 1973; Russell y Larena, 1994). El aluminio tiene características anfóteras, esto significa que se disuelve tanto en





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ácidos (formando sales de aluminio) como en bases fuertes (formando aluminatos con el anión [Al(OH)4]-) liberando hidrógeno. Absorción del aluminio a nivel intestinal En la ausencia de factores exógenos (de la dieta), hay varios determinante para la absorción intestinal, entre los cuales se encuentra el grado de solubilidad de éstos, el transporte a través de la capa mucosa y otros. Los factores externos pueden alterar la interacción de la mucosa con el metal de forma que se asimile en mayor o menor grado (Powell et al., 1994). Cuando los metales, normalmente ingeridos con la dieta, llegan al intestino delgado comienza un proceso de hidrólisis formándose polímeros de hidroxiiones. En el intestino delgado no existen especies quelantes como tales pero existen otras moléculas que actúan de forma similar interfiriendo en la absorción de los metales; tales compuestos son la albúmina, citrato, lactato, fosfato, piruvato, y la misma mucosa del intestino. Dentro de los factores exógenos está el ácido cítrico, el cual interfiere directamente sobre la absorción del aluminio, aumentándola y, por el otro lado disminuyendo la del calcio. Se ha encontrado que los polifenoles son potentes quelantes de metales trivalentes (Al3+, Fe3+) y disminuyen la absorción de éstos (Powell et al., 1994). Zhou et al. (2008) recientemente publicaron en la revista “Journal of Inorganic Biochemistry” el efecto que tienen algunos compuestos orgánicos como el citrato, malonato y los fluoruros sobre la absorción del aluminio. En dicha investigación se plantearon dos hipótesis: (a) el citrato, el malonato y el fluoruro no modifican la biodisponibilidad del aluminio, a una concentración de aluminio común en el agua potable de humanos (65 µM) y (b) el complejo formado entre el citrato y malonato con el aluminio no se disocia en el tracto gastrointestinal y se absorbe de manera intacta. Como organismo modelo para el estudio se utilizaron ratas a las cuales se les suministraron de forma oral las siguientes mezclas: (1) aluminio en disolución sin quelante, (2) aluminio en disolución con citrato, (3) aluminio en disolución con malonato y (4) aluminio en disolución con fluoruro. Los resultados obtenidos sugieren que el aluminio se disoció de su quelante al pH del estómago (pH~2); si embargo, cuando llega al intestino delgado (pH~7) forma nuevamente el complejo pero no de forma cuantitativa. Por otra parte los investigadores demostraron que tanto el citrato como el malonato y los fluoruros no interfieren de forma significativa sobre la biodisponibilidad del aluminio en solución cuando la relación de Al:quelante es 1:1; sin embargo, cuando la relación Al:citrato fue 1:40,000 la absorción aumentó en un 5% (Zhou et al., 2008). El efecto del aluminio en el organismo De acuerdo con la Organización Mundial de la Salud (2006), la ingesta oral de aditivos con aluminio es la principal forma de exposición a éste. Las sales de aluminio son añadidas a una amplia gama de alimentos procesados y bebidas. También se emplea como clarificante del agua potable, bebidas libres de sales, y como colorantes, entre otros usos. Como ya se ha mencionado antes, el consumo de aluminio está asociado al Alzheimer; sin embargo, no se conoce el mecanismo exacto a través del cual actúa (Gupta et al., 2005; Becaria et al., 2002). Walton (2007) mostró el efecto que tiene el aluminio sobre ratas, expuestas a dosis de 0.01 - 1.4 mg Al/kg peso corporal/ día. Estas dosis son las mismas a las cuales los seres humanos estáns expuestos permanentemente ya que el aluminio ingerido puede provenir de frutas, vegetales, carne, aditivos y otros. Para llevar a cabo el estudio emplearon 6 ratas macho destetadas Wistar, las cuales fueron alimentadas por 4 meses con comida sin aluminio evidente con la finalidad de que alcanzaran su máximo desarrollo. A los 5 meses de vida se les modificó su alimentación,





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siendo entonces alimentadas con una dieta de mantenimiento que contenía 9 ppm de Al. Cuando las ratas tuvieron 16 meses de edad se les fue suministrada una cantidad adicional de aluminio (20 ppm de Al). El consumo promedio de aluminio por las ratas, de los 5 a 16 meses de edad, fue de 0.36mg/kg/día. De los 16 meses en adelante ingirieron aluminio en una cantidad de 1.52 mg/kg/día lo que equivale al consumo humano promedio de aluminio. Los resultados obtenidos fueron los siguientes: en la mayoría de las ratas el aluminio no modificó su comportamiento ante la prueba de memoria, no obstante fue realizada con mayor lentitud. Dos de las seis ratas empleadas se vieron notablemente afectadas, aparentemente por el aluminio, ya que con el tiempo les iba costando más trabajo realizar las pruebas; parecían algo extraviadas. Además se observó la acumulación del aluminio en el cerebro con microscopía electrónica (Walton, 2007). Este estudio, a pesar de no contar con un número representativo de ratas, permite entender que así como hay ratas más sensibles al aluminio que otras, también los humanos se comportan igual y si toda la población ingiriera la misma concentración de aluminio, diariamente, sólo una pequeña parte se vería afectada ya que parece ser que la absorción del aluminio está relacionada con factores genéticos. Se ha comprobado que las personas con síndrome de Down absorben 6 veces más aluminio que un individuo control (Moore et al., 1997). Golub et al. (1999) experimentaron con ratas recién entradas en la pubertad, periodo de desarrollo celular muy importante, y hasta que entran a la “adultez” o como se llama para los humanos adolescencia. Dicho artículo reporta la relación que existe entre el consumo de aluminio, el bajo peso del cerebro y la concentración de aluminio en el mismo relacionándose todos esos factores de forma positiva. Determinaron que a mayor consumo de aluminio, menor peso de cerebro y mayor concentración del metal. Además de verse afectado el cerebro, ellos notaron que otros minerales se ven comprometidos, tal es el caso del manganeso, el cual disminuye su concentración cerebral de forma directa a la concentración de aluminio. De igual forma observaron una marcada interferencia por parte del ácido cítrico con la absorción del aluminio, siendo mayor cuando el ácido estuvo presente. El aluminio y los alimentos De acuerdo a datos de la World Health Organization (WHO, 1986), el consumo medio diario de aluminio era de 30 mg/día, procedente de agua, alimentos y medicamentos. Karbouj (2007) evaluó el efecto que los agentes quelantes presentan sobre la lixiviación del aluminio. Se emplearon tres agentes quelantes comúnmente encontrados en los alimentos y bebidas: ácido láctico, ácido oxálico y ácido cítrico. Se probaron 4 formas químicas de cada uno de los quelantes: ácido, sal de sodio, de potasio y de litio. Los resultados obtenidos confirman que de las sales del ácido láctico, la de potasio es la que más lixivia el aluminio; a una concentración mínima de 46.6 mM/L logra lixiviar al menos 78 ppm de aluminio, mientras que de las sales del ácido oxálico, la que mejor lo hace es la de litio, seguida por la de sodio; a una concentración mínima de 2.68 mM/L logra lixiviar 81 ppm de aluminio. Para el caso del ácido cítrico, la sal que más efecto tiene fue la de sodio. Los ácidos presentes en los alimentos además de servir como quelantes de aluminio sirven para acidificar los alimentos. Los procesos de lixiviación pueden ser explicados por la siguiente reacción química que ocurre en la superficie de los utensilios de aluminio al contacto con el agua:

Al2O3 +6H+ = 2Al3+ +3H2O.





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El aluminio en solución reacciona con los ácidos orgánicos ya mencionados y otros ligantes tales como fluoruro e hidroxilo. Estas reacciones ocurren simultáneamente y se promueven las unas a las otras (Veríssimo, 2006). El aluminio y su relación con los refrescos López et al. (2002) reportan que la cantidad de aluminio en bebidas varía dependiendo del contenedor. Los investigadores partieron del hecho de que está demostrado que cuando el aluminio está en contacto con soluciones acuosas ácidas es lixiviado quedando en solución. Otro de los motivos que los impulsaron a realizarlo fue el hecho de que parece existir una relación directa entre el aumento de problemas tales como la osteomalacia y desórdenes neurodegenerativos y la ingesta de aluminio. Para llevar a cabo el experimento ellos recolectaron 176 muestras de agua potable (incluyendo agua del grifo, agua mineral y agua mineral carbonatada), jugos de fruta y refrescos de distintos sabores. Después de la recolección las muestras fueron tratadas con ácido nítrico y posteriormente analizadas por el método de absorción atómica con horno de grafito. Los resultados obtenidos mostraron que el aluminio estuvo presente en todas las muestras analizadas. El agua del grifo presentó concentraciones de Al desde 4 hasta 134 ppb. El agua mineral presentó un rango de concentraciones desde 16 hasta 153 ppb para los contenedores de vidrio, y un rango desde 74 hasta 165 ppb para los contenedores de plástico. En cuanto a refrescos, se encontró que para todos los sabores la cantidad de aluminio presente fue mayor en los refrescos enlatados, comparados con los de vidrio y plástico, dando una media de 536, 286 y 211 ppb respectivamente. Con los datos anteriores ellos concluyeron que los refrescos tienen un nivel más alto de aluminio, en comparación con los jugos de frutas y el agua para beber y además que los refrescos enlatados tuvieron la mayor concentración. La ingesta diaria de aluminio no debe sobrepasar los 6 mg/día para evitar efectos tóxicos. Considerando dicho valor, y los obtenidos en este estudio, los autores realizaron el cálculo de la ingesta diaria de aluminio por una persona debida al consumo de agua (1.5L/día), jugos de frutas (0.036 L/día), y refrescos (0.04 L/día) (Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación, 1997, España) dando como resultado la ingesta de 156 µg/ día (López et al., 2002). Proceso de elaboración de las latas Dado la problemática planteada es necesario realizar una breve descripción del proceso de elaboración de latas. Después del proceso de cortado, formado e impresión de los logotipos sigue el proceso que más importancia tiene para esta investigación ya que de éste dependerá el contacto que tenga el refresco con el aluminio: Atomizado interior Se aplica por medio de aspersión un barniz en el interior de la lata para darle protección total del producto que se va a envasar (el refresco). Esta capa impide que el refresco esté en contacto con el aluminio y se presente una reacción liberando aluminio. El material debe ser resistente al ataque químico del producto a envasar. Horno de curado Seca (cura) el barniz interior y los demás materiales aplicados anteriormente, el tiempo de residencia en el horno y el ciclo de temperaturas es importante, ya que tanto una falta o un exceso de ello puede resultar en alteraciones del producto que afecten la funcionalidad.





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Normalización de refrescos Lamentablemente no existen normas mexicanas u oficiales para cada producto alimenticio y los refrescos son de los alimentos que no cuentan con normas de calidad. Lo más cercano que se tiene, en cuanto a contenido de metales pesados, es la norma oficial mexicana NOM-127-SSA1-1994, en la cual se establece que el límite máximo permisible de aluminio en el agua potable es de 0.2 ppm (200 ppb). Demanda nacional de refrescos De acuerdo con datos proporcionados por una empresa de renombre en la mercadotecnia, del total de bebidas carbonatadas (refrescos + agua mineral), en el periodo de marzo de 2007 a abril de 2008, The Coca-Cola Company tiene el 67.1% de las ventas en litros (50.3% de Coca-Cola y 4.1% de Fanta). En cuanto a Grupo Pepsico, tiene el 12.5% del total de ventas en litros (6.5% Pepsi y 1.5% Mirinda). En cuanto a la demanda de refrescos en función de su envase se tiene que del 100% de los litros producidos, 2.6% son refrescos enlatados, 6.3% vidrio retornable, 0.5% vidrio no retornable, 15.2% PET retornable, 65.8% PET no retornable, Ensayo de toxicidad aguda con semillas de lechuga Para evaluar la toxicidad de una especie química, compuestos puros o mezclas complejas, es frecuente realizar un bioensayo de toxicidad con semillas de lechuga (Lactuca sativa). Esta especie vegetal se emplea como modelo ya que su fisiología es muy similar a la de muchas otras semillas así que de cierta forma los datos obtenidos en dicho bioensayo pueden extrapolarse a otras plantas. El bioensayo es una prueba estática de toxicidad aguda (120 h de exposición) en la que se pueden evaluar los efectos fitotóxicos de los compuestos antes mencionados en el proceso de germinación y en el desarrollo de las plántulas durante los primeros días de crecimiento. Es importante destacar que durante el periodo de germinación y los primeros días de desarrollo de la plántula ocurren numerosos procesos fisiológicos en los que la presencia de una sustancia tóxica puede interferir alterando la supervivencia y el desarrollo normal de la planta, siendo por lo tanto una etapa de gran sensibilidad frente a factores externos adversos. Para le evaluación de los efectos fototóxicos se toma en cuenta el desarrollo que presenta el hipocótilo y la radícula al finalizar las 120 horas. A diferencia de la prueba tradicional de germinación de semillas, la evaluación del efecto en la elongación de la radícula y del hipocótilo de las plántulas permite ponderar el efecto tóxico de compuestos solubles presentes en niveles de concentración tan bajos que no son suficientes para inhibir la germinación, pero que sin embargo pueden retardar o inhibir completamente los procesos de elongación de la radícula o del hipocótilo, dependiendo ello del modo y sitio de acción del compuesto. De esta manera, la inhibición en la elongación de la radícula e hipocótilo constituyen indicadores subletales muy sensibles para la evaluación de efectos biológicos en vegetales, aportando información complementaria a la proporcionada al estudiar el efecto en la germinación (Sobrero et al., 2004). En relación con la toxicidad del aluminio sobre las plantas en etapas primarias del desarrollo hay varios estudios pero 2 de los principales muestran que el meristemo es el sitio primario de toxicidad al aluminio en las plantas, inhibiendo el crecimiento radicular. Para ello estudiaron la aplicación de Al en tres zonas de la raíz: punta de la raíz, meristemo (tejido embrionario formado por células indiferenciadas, capaces de originar mediante divisiones continuas, otros tejidos y órganos especializados) y zona de elongación (Ryan et al., 1993). El otro estudio expone que el mayor síntoma a la toxicidad del Al es una rápida inhibición del crecimiento de la raíz. Ello lo





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concluyeron después de examinar los mecanismos celulares de toxicidad y resistencia al aluminio. Plantean que la toxicidad se puede deber a varios mecanismos: a las interacciones del Al dentro de la célula, a la membrana plasmática o al citoplasma de la raíz (Kochian, 1995). Metodología Para poder cumplir con el objetivo principal se tomaron muestras de refrescos enlatados y otras presentaciones, ambas de la misma marca para poder compararlas. La metodología se dividió en varias etapas (ver Figura 1).

Figura 1 Diagrama detallado de los pasos a seguir para cuantificar

el aluminio en refrescos Muestreo selectivo de refrescos Para esta investigación se realizó un muestreo selectivo de 4 marcas comerciales de refrescos (Coca Cola, Fanta, Pepsi y Mirinida), de las cuales se tomaron 9 ejemplares en la presentación de lata y otros tantos en la presentación de botella de plástico. De cada marca se ubicaron 3 lotes de los cuales se extrajeron 3 muestras en la presentación lata y el mismo procedimiento se realizó para la presentación botellas de plástico. Se propuso un diseño experimental factorial con 3 factores: Factor 1: marca de refresco, con 4 niveles: Coca-cola, Pepsi, Mirinda y Fanta. Factor 2: tipo de presentación; con dos niveles: lata y PET Factor 3: lote con tres niveles, lote 1, 2, y 3. Limpieza del material de vidrio Todo el material de vidrio empleado fue lavado con detergente libre de fosfatos (marca HYCLEAN-PLUS, pH=7, Lote 160706, caducidad: 5/2010), enjuagado con abundante agua y sumergido en una solución de ácido nítrico al 10% en volumen partiendo del ácido nítrico grado





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analítico (JT. Baker) con un 65.3% de pureza al ensayo y con calidad aceptable de trazas de impurezas metálicas. El material permaneció en contacto con el ácido al menos 24 horas para asegurar la lixiviación completa de las trazas del metal; posteriormente, se enjuagó de 3 a 6 veces con agua desionizada. Desgasificación de refrescos Los refrescos fueron desgasificados mediante agitación. Como primer paso se vertió todo el líquido de un refresco en un matraz Erlenmeyer con capacidad suficiente (500 mL para los refrescos enlatados y 1000 mL para los envasados en PET), se introdujo un agitador magnético y se colocó en la parrilla magnética marca Barnstead/Tremolina, modelo 526C (la cual contiene 6 parrillas con control de temperatura y agitación independiente. Ver Foto 1), en la cual se agitó por un lapso de 10 minutos para asegurar que quede completamente desgasificado. El tratamiento anterior se aplicó a cada refresco analizado.

Foto 1. Parrilla eléctrica empleada para desgasificar y digerir la muestra

Determinación de pH Se tomaron los valores de pH de los refrescos utilizando un potenciómetro marca Orión, modelo 720a (Foto 2), de acuerdo con el instructivo del fabricante.

Foto 2. Potenciómetro

Digestión de refrescos La digestión de los refrescos se realizó en una parrilla eléctrica marca Barnstead/Tremolina, modelo 526C que contiene 6 parrillas con controles de temperatura y agitación independientes. El termostato de cada parrilla se ajustó de modo que la temperatura promedio para digerir fuera de 80°C. Para digerir las muestras se colocaron 25 mL de refresco en un vaso de precipitado de 50 ó 100 mL, indistintamente, y se les añadieron 10 mL de HNO3 al 69–70%. Las muestras se trataron por triplicado. La digestión fue considerada completa cuando el líquido quedó claro y se





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alcanzó un volumen de alrededor 20 mL. Una vez que la digestión se completó se aforaron todas las muestras a 25 mL con agua desionizada. Las muestras fueron almacenadas en contenedores plásticos marca Nalgene con capacidad de 60 mL a temperatura ambiente, a la espera de ser analizadas. Determinación del contenido de aluminio Las muestras previamente digeridas y en volúmenes específicos se analizaron en un espectrofotómetro de emisión atómica, con la modalidad de plasma, marca: Perkin Elmer, modelo: Optima 4300 DV(foto 3), de acuerdo con las especificaciones del fabricante. Antes del análisis se realizó una curva patrón de aluminio,

Foto 3. Espectrofotómetro de emisión atómica

Determinación del efecto tóxico del aluminio sobre las plantas Bioensayo con semillas de lechuga (Lactuca sativa) Se realizó un estudio con semillas de lechuga con la finalidad de conocer el efecto que tiene el aluminio sobre la germinación y desarrollo de la planta tomando como parámetros la elongación de la radícula (futura raíz) e hipocótilo (futuro tallo y hojas). Para la realización de este estudio se prepararon soluciones de Al de concentraciones 0.0, 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 y 0.5 mM ajustando el pH entre 4.6 y 4.8 (una vez elegido un pH todas las soluciones deben tener el mismo). Se emplearon cajas Petri de plástico con un diámetro de 5 cm. Al interior de éstas se colocó algodón y encima de éste un círculo de papel filtro del mismo diámetro de que la caja. En cada una de éstas se colocaron 5 semillas. En cada caja Petri se colocaron 5 mL de la solución de aluminio, se realizaron por triplicado. Al final se tuvieron 3 cajas con 5 semillas cada una con 5 mL de la concentración 0.0 mM, otras 3 con concentración 0.1 mM y así sucesivamente (ver Foto 4). Las cajas se dejaron 5 días en total oscuridad y al cabo de éstos se midió radícula e hipocótilo de cada semilla germinada (ver Foto 5 y Foto 6).





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Foto 4.Cajas con semillas ya germinadas

Foto 5. Plántula de lechuga en la cual se indica el hipocótilo y la radícula

Foto 6. Se muestra la forma en que fue medida la radícula y el hipocótilo

Resultados y discusión Como se describe en la sección de metodología se trabajó tanto con refrescos de lata como embotellados en PET. A continuación se muestran los resultados de caracterización de las bebidas. Nótese que no a todos los refrescos se les midió el volumen, ya que se supone que las compañías refresqueras Coca-Cola Company y grupo Pepsico deben tener un estricto programa de calidad y eso incluye a las máquinas llenadoras así que se supuso que la variación en el volumen de las botellas será similar para todas las máquinas de la empresa y por ello se extrapolaron los valores de volúmenes calculados. Volúmenes y valores de pH de los refrescos Cabe mencionar que, por observaciones personales,, la fecha de elaboración de los productos de “The Coca-Cola Company” es igual a la fecha de caducidad menos 1 año, mientras que para los de “Grupo Pepsico” es la fecha de caducidad menos 6 meses. En la Tabla 1 se presentan los valores promedio de los volúmenes y pH medidos para las marcas Coca- Cola y Pepsi, mientras que en la Tabla 2 se presentan los valores de pH para Mirinda y Fanta. En todos los casos se trata de la presentación lata y se indica el lote al que corresponden y la fecha de caducidad que aparecía en los envases. En las Tablas 3 y 4 se presentan los valores





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promedio del volumen y pH medidos para las marcas Coca- Cola, Pepsi, Mirinda y Fanta en presentación PET.

Tabla 1. Volúmenes y pH promedios por marca y lote para Coca- Cola y Pepsi (lata)

Marca Nº de lote Fecha de caducidad pH CV Volumen

(mL)* CV

2H1/19:15 683 19-Mar-09 2.503 0.21 358 0.8 30ª/21:57 683 8-Ene-09 2.463 0.66 355 0

COCA-COLA (compañía Coca-Cola) 2GH/05:56 683 14-Mar-09 2.468 0.26 355 1.4

PROMEDIO 2.478 0.85 356 0.93 2019ACX060386 06-Sept-08 2.473 0.85 352 0.82 1744ACX140186 14-Julio-08 2.473 0.68 357 1.6

PEPSI (Grupo

Pepsico) 1142ACX250286 25-Ago-08 2.475 0.91 352 0.82 PROMEDIO 2.473 0.71 353 1.22

Nota: CV: coeficiente de variación, * Sensibilidad= 5 mL

Tabla 2. Valores de pH promedios por marca y lote para Mirinda y Fanta (lata)

Marca Nº de lote Fecha de caducidad

pH promedio CV

2GB/23:14 683 12-Marzo-09 2.837 1.6 2hm/04:45 683 0.2-Abr-09 2.823 0.71

FANTA (compañía Coca-

Cola) 2H6/09:00 683 25-Marzo-09 2.885 0.86 Promedio 2.849 1.4

1001ACX040306 04-Sept-08 2.836 0.13 1427ACX280286 28-Agos-08 2.839 0.06 MIRINDA

(Gupo pepsico) 1002ACX040386 04-Sept-08 2.842 0.13 Promedio 2.839 0.13

Nota: CV: coeficiente de variación

Tabla 3. Volúmenes y pH promedios por marca y lote para Coca- Cola y Pepsi (PET)

Marca Nº de lote Fecha de caducidad pH CV Volumen

(mL)* CV

01:01 2712RI 14-Mayo-08 2.475 0.90 592 0.49 02:50 5ª717 18-Mayo-08 2.467 0.47 597 1.3

COCA-COLA

(compañía Coca-Cola) 16:03 2712RI 19-Mayo-08 2.486 1.5 588 0.98

Promedio 2.476 2.0 592 1.0 0111IZC250381 24-Jun-08 2.490 0.62 590 0 2229IZC150381 14-Jun-08 2.475 0.42 590 0

PEPSI (Grupo pepsico) 2230IZC150381 14-Jun-08 2.486 0.34 590 0

Promedio 2.484 0.06 590 * 0 Nota: CV: coeficiente de variación, * Sensibilidad= 5 mL





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Tabla 4. Valores de pH promedios por marca y lote para Mirinda y Fanta (PET)

Marca Nº de lote Fecha de caducidad

pH promedio CV

18:49 3ARI717 10-Mayo-08 2.794 0.25 06:19 3ARI717 11-Mayo-08 2.813 0.53

FANTA (compañía Coca-

Cola) 22:16 3 ARI 717 10-Mayo-08 2.796 0.66 Promedio 2.801 0.54

1617IZC190381 18-Jun-08 2.819 0.11 0251IZC030481 03-Julio-08 2.802 0.04 MIRINDA

(Grupo pepsico) 1330IZC140381 13-Junio-08 2.823 0.21 Promedio 2.814 0.36

Nota: CV: coeficiente de variación Contenido de aluminio El contenido de aluminio en promedio se presenta en la Tabla 5. Para saber si existe o no diferencia significativa en los resultados se analizaron los datos con un paquete matemático llamado STATGRAPHICS. Se realizó el análisis de varianza conforme al diseño planteado en la metodología: tres factores: Marca con cuatro niveles (Coca-Cola, Pepsi, Mirinda, Fanta), presentación con 2 niveles (lata y plástico) y lote con 3 niveles (1, 2 y 3). Los resultados fueron analizados al 95% de confianza (α=0.05) (Tabla 6).

Tabla 5. Resumen del contenido de aluminio por marca y presentación

Compañía Marca Presentación Promedio (ppb de Al)

Desviación estándar

(ppb de Al) Lata 54 16 Coca-Cola PET 9 6 Lata 47 8

COCA-COLA COMPANY Fanta PET 16 4

Lata 33 44 Pepsi PET 39 33 Lata 140 83

GRUPO PEPSICO Mirinda

PET 7 5

Como se puede apreciar en la Tabla 6 hay significancia para el tipo de envase y marca, no así para el lote, es decir que la variabilidad en el contenido de aluminio está explicada principalmente por el tipo de envase y luego por la marca del mismo, siendo el lote una variable que no parece incidir en el contenido de aluminio determinado. En la Figura 2 se pueden visualizar la diferencias que hay entre la media de las presentaciones lata y PET, los refrescos que se encuentran contenido dentro de las latas contienen mayor contenido de aluminio que los refrescos que se encuentran envasados en PET.





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Tabla 6. Análisis de varianza para el contenido de aluminio.

Fuente Suma de cuadrados gl

Cuadrado medio

cociente F valor p

Efectos principales a: marca 24276.3 3 8092.28 3.67 0.0176 b: tipo de envase 46370.3 1 46370.3 21.05 0.0000 c: lote 1144.69 2 572.344 0.26 0.7722 Interacciones Ab 55423.4 3 18747.5 8.39 0.0001 Ac 19214.6 6 3202.43 1.45 0.2118 Bc 13559.5 2 6779.73 3.08 0.0543 Residuos 118976.0 54 2203.25 Total(corregido) 278965.0 71

gl; grados de libertad En relación con la marca de refresco existieron diferencias significativas (α=0.05) para la marca Mirinda la cual presenta una contenido de aluminio superior a las otras tres marcas utilizadas. Entre Coca-cola, Pepsi y Fanta no hay diferencias significativas en relación con el contenido de aluminio (Figura 3). Efecto del aluminio sobre el crecimiento vegetal Los resultados obtenidos no son concluyentes ya que el análisis de varianza muestra que no existe diferencia significativa entre las variables manejadas (largo de radícula, hipocótilo y cantidad de aluminio) al 95 % de confianza. En la Figura 5 se muestran los valores promedio para largo de radícula e hipocótilo en función de la concentración de aluminio empleada.

Tipo de envase

Alu

min

io

Lata Pet0

20

40

60

80

100

Marca

Alu

min

io

Coca-cola Fanta Mirinda Pepsi0

20

40

60

80

100

Figura 2. Contenido de aluminio en el refresco en función del tipo de envase (menor diferencia significativa para α=0.05)

Figura 3. Contenido de aluminio en el refresco en función de la marca (menor diferencia significativa para α=0.05)





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Marca

Alu

min

io

Tipo de envaseLataPet

-20

20

60

100

140

180

Coca-cola Fanta Mirinda Pepsi

Datos promedio del bioensayo con Lactuca sativa

0.00

1.00

2.00

3.00

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

Conc e nt r a c i ón A l ( mM )

Largo de radí cula Larco de Hipocót ilo

Figura 4. Interacciones entre marca y tipo de envase (menor diferencia significativa para α=0.05)

Figura 5. Valores promedio de largo de radícula e hipocótilo

Discusión final Cantidad de aluminio en los refrescos Como ya se mencionó en la sección de antecedentes, el aluminio es lixiviado con mayor facilidad en soluciones ácidas que en neutras y el tiempo es un factor importante en la lixiviación ya que a mayor tiempo de exposición, mayor cantidad de aluminio que pasa a solución. Cabe hacer énfasis en que para eliminar la interferencia de la variable tiempo en la cantidad de aluminio en solución se procuró que todas las muestras recolectadas tuvieran fechas de caducidad semejantes; se notó que la compañía Coca-Cola le da a sus productos enlatados una vida de anaquel de 1 año aproximadamente, mientras que Grupo Pepsico les da 6 meses. Contando con esta información y con base en la fecha de caducidad se podría establecer la fecha de fabricación de los productos enlatados con los que se trabajó, habiendo una diferencia de 3 meses como máximo entre los productos. La fecha de elaboración de los refrescos embotellados no es relevante ya que el plástico no contiene aluminio y se supone que la cantidad de éste en los refrescos se mantendrá igual a través del tiempo. El pH promedio de los refrescos enlatados fue 2.478, 2.473, 2.849 y 2.839 para Coca Cola, Pepsi, Fanta y Mirinda, respectivamente y todos contienen ácido cítrico en su fórmula (un muy buen quelante de aluminio (Karbouj, 2007). Como se aprecia en la Tabla 5, los valores del contenido de aluminio en los refrescos analizados van desde 7 hasta 140 ppb. Si se analizan los resultados por el tipo de envase se tiene que, para los envases de plástico, se tiene un contenido mínimo de aluminio de 7 ppb hasta un máximo de 39. Para los refrescos enlatados se tiene un intervalo que va desde 33 hasta 140 ppb. Como ya se mencionó, en algunas empresas se acostumbra recubrir el interior de las latas con alguna laca inerte para evitar que el aluminio entre en contacto con la bebida; sin embargo, si el proceso no está bien implementado es probable que haya zonas sin recubrimiento en las cuales puede lixiviarse el aluminio. Esto puede ser la explicación al mayor contenido de aluminio en las bebidas enlatadas que en las de plástico. Lamentablemente los valores de desviación estándar para varias de las muestras es demasiado elevado así que los valores obtenidos no son del todo confiables pero sí dan una aproximación de la realidad. Los valores tan grandes de desviación estándar se pueden atribuir a errores aleatorios provocados por el instrumentista, así que se debe





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perfeccionar la técnica y metodología de trabajo para que obtener más reproducibilidad en trabajos posteriores. Para corroborar si existe o no diferencia significativa entre los refrescos de lata y plástico se realizó un análisis estadístico con un 95% de confianza en el cual se indica que sí hay diferencia significativa entre las marcas, como entre el tipo de envase, más no en los lotes intramarca. En la Figura 3 se aprecia claramente que sí hay diferencia significativa entre marcas pero únicamente para Mirinda; mientas que Fanta, Pepsi y Coca-Cola parecen tener contenido de aluminio semejante. En la Figura 4 se puede observar que para Coca-Cola y Mirinda sí hay diferencia significativa entre el aluminio presente en la bebida enlatada y la embotellada; para Fanta y Pepsi no existe tal diferencia. Los resultados obtenidos en las pruebas de toxicidad del aluminio en las plantas no se pudo observar la influencia que tiene el aluminio sobre la macrófita de estudio y probablemente ello se deba errores experimentales en las corridas realizadas. La Figura 5 muestra claramente los promedios obtenidos para largo de radícula e hipocótilo en las semillas de Lactuca sativa y a pesar de que es evidente la disminución de dichos parámetros en las semillas expuestas a concentraciones de aluminio, en relación con los lotes control (0.0 mM de aluminio), no se tiene una diferencia estadísticamente significativa para asegurar que la concentración de aluminio sea una variable importante en el desarrollo de una especie vegetal. A pesar de los resultados obtenidos para las pruebas biológicas realizadas, hay información que hace notoria la relación negativa que el aluminio tiene con las plantas y su germinación (Ryan et al., 1993; Kochian, 1995). Una vez más se hace énfasis en la necesitad de implementar una norma oficial que regule las característica de los refrescos en cuanto al contenido de metales pesados ya que en este estudio hubo algunas muestras que sobrepasaron el límite permisible de aluminio para agua potable (200ppb) y aunque el promedio máximo de aluminio obtenido en los refrescos enlatados fue de 140 ppb hay que tomar en cuenta la desviación estándar de 83 ppb lo que daría un valor máximo de 223 ppb. Este estudio es la primera parte de un estudio más extenso en el cual se considerará el factor tiempo esperando así que la cantidad de aluminio en el líquido aumente con el tiempo y sobrepase considerablemente el límite de 200 ppb para los refrescos que estén aún dentro de la fecha de consumo. Dado que México es el segundo consumidor a nivel mundial de refrescos (Iglesias, 2005) resulta urgente que se normalice la producción de refrescos. Conclusiones El pH promedio de los refrescos enlatados fue de 2.478, 2.473, 2.849 y 2.839 para Coca Cola, Pepsi, Fanta y Mirinda, respectivamente. Los refrescos envasados en PET tienen un contenido de aluminio que va desde las 7 ppb hasta un máximo de 39. Para los refrescos enlatados se tiene un intervalo que va desde 33 hasta 140 ppb. Los resultados sobre la fitotoxicidad que tiene el aluminio sobre Lactuca sativa no fueron concluyentes; aparentemente no existe tal toxicidad. Sin embargo, estudios previos demuestran que el aluminio es un factor que afecta negativamente sobre el desarrollo de plantas durante el periodo de germinación (Ryan et al., 1993; Kochian, 1995.)





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Índice de autores / Authors Index

Página

Acosta-Pérez Idalmis 61Aguilar Yameli 86Aguilera Alberto F. 162,182,194Alarcón-Herrera María Teresa 80Alastuey Andrés 31Álvarez-Ignacio José Carlos 75Álvarez Manuel 130Angeles Felipe 41Aragón-Piña Antonio 31Arias-Torres Óscar 217Arroyo Gabriel 100Avila Alfredo 41Barrera-Godínez José Antonio 168Bartolo-Pérez P. 69Bautista Francisco 86Bazúa-Rueda Enrique R. 38,43Bello-Cabrera Amri 75Belmont-Flores Frida H. 223Benavides-Mendoza Adalberto 83Bernal-González Marisela 106,201Blanco Salvador 41Boza Aurelio 130Caetano Ernesto 41Calzada-D. Nancy 27Campos-Ramos Arturo 31Cano-Reséndiz O. 176Cano-Rodríguez Irene 162,176,182,194Carballo María Elena 130Cárdenas Beatriz 41Cario Carlos 41Carlo-Rojas Zarhelia 92Carrillo-Castañeda Guillermo 97Carrillo-Chávez Alejandro 117Castillón-Barraza F. 189Castro Telma 27Collazo Odalys 130Conde Cecilia 37Contreras-García M. E. 69Cruz G. 176,194





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Cruz-Juárez José Alberto 75Cruz Mario 130De la Rosa Guadalupe 162,176,182,194Delgado G. 182Diego-Marín, Antonio 38Durán-de-Bazúa Carmen 38,48,51,75,106,114,121,122,

145,153,168,201,205,209,217,223Espinosa-Cervantes Laura Rocío 145Espitia-Cabrera Ilya 69Estrada Francisco 37Flores-Ortega Ronny A. 217Fuentes R. 176Franco-Castillo Mauricio 209Galindo Ignacio 41Galindo Guillermo 41Gallardo-Espinosa Pedro 48García-Arreola Sandra Leticia 38García Flores S. A. 189García-Gómez Rolando Salvador 51,209,217Gaxiola-Cortés Martha Gabriela 48Gold Gerardo 41González-Santaló Miguel 38González-Sandoval María del Refugio 121,122,153,168Gay Carlos 37Guido-Martínez José Alberto 153Herrera Eduardo 41Jazcilevich Aron D. 25Juárez-Muñoz Juana 97Lee W.Y. 92Lizárraga-Mendiola Liliana 121,168Macías Vinicio 41Márquez-Herrera Ciro 201,223Márquez Claudia 41Martínez Armando 130Martínez Benjamín 37Martínez G. 189Mejías-Herrera Sandra 61Mendoza-Márquez Ana María 217Miranda Ruvalcaba René 100Miretzky Patricia 117Morton-Bermea Ofelia 168Muñoz-Torres Carolina 117Ojeda-Berra Luis 153Orozco-Hernández H. D. 69Ortuño Teresa 41Ostrooumov-Fink Mikhail 168,189





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Pacheco-Gutiérrez Luis A. 168Panizza Amalia 201,205,223Pedroza-Islas Ruth 48Pérez-Luna José Guillermo 47Querol Xavier 31Ramírez-Burgos Landy Irene 145Ramírez-Hernández Magaly 209Ramírez Homero 83Ramírez J. 182,194Ramírez M.L. 194Ramírez Sandra I. 27Rangel R. 189Reyes-Sánchez Laura Bertha 100Rincón-Acelas Iván René 75Ríos-Vázquez Juan Luis 153Robinson B. 176Robledo-Torres Valentín 83Rodríguez-Pozos Angélica 48Rodríguez-Vargas Alejandro 38Rosas-Vázquez Carlos 48Rubio-Campos Beatriz E. 162,182Ruiz-López Vianey 122Salcedo Dara 26Salgado Irina 130Sánchez-Tovar Salvador A. 153,168Sandoval-Rangel Alberto 83Solís-Fuentes Julio Alberto 145Sotolongo-Sánchez María 61Téllez Alberto 41Tenorio-Fernández Leonardo 48Tijerina-Castro Guillermo D. 97Welsh Carlos 41Wöhrnschimmel Henry 41





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Se terminó de editar el miércoles 5 de noviembre de 2008 en los Laboratorios de Ingeniería Química Ambiental y de Química Ambiental

Responsable: M. en C. Rolando Salvador García-Gómez Versión electrónica

100 discos compactos

quinto minisimposium internacional sobre remoción de...

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