I C Ay Er

  • 28,907 views
Uploaded on

Libro Digital de Presentaciones y Pósters del Congreso

Libro Digital de Presentaciones y Pósters del Congreso

  • Full Name Full Name Comment goes here.
    Are you sure you want to
    Your message goes here
    Be the first to comment
No Downloads

Views

Total Views
28,907
On Slideshare
0
From Embeds
0
Number of Embeds
0

Actions

Shares
Downloads
0
Comments
0
Likes
3

Embeds 0

No embeds

Report content

Flagged as inappropriate Flag as inappropriate
Flag as inappropriate

Select your reason for flagging this presentation as inappropriate.

Cancel
    No notes for slide

Transcript

  • 1. PRÓLOGO La problemática ambiental, es un asunto de indiscutible importancia y actualidad, que exige un tratamiento específico para ser abordado de manera sistemática. Las cuestiones ambientales son complejas y requieren soluciones urgentes y acertadas, pero fundamentalmente sostenibles. Cada vez es más necesario proyectar el futuro con desarrollo sostenible para el ser humano y para el medio ambiente. La paulatina, pero constante, degradación del ambiente, trae aparejado otro problema importante que es el del consumo energético. El mundo se ha lanzado a buscar soluciones también a esta pro- blemática. Las fuentes de energía actuales son agotables (petróleo, gas natural, carbón o uranio), y sus reservas son limitadas, pero existen en el Planeta energía naturales que se renuevan cons- tantemente y que se conocen con el nombre de "renovables" o "regenerativas". Las acciones de gobierno o las iniciativas privadas no pueden, ni deben dejar de lado los aspec- tos ambientales y energéticos. Actualmente, no basta con el crecimiento económico, es fundamental compatibilizarlo con el in- cremento de un avance social, sostenible y equitativo. El desarrollo humano solo puede conside- rarse efectivo si éste es capaz de producir una mejor calidad de vida para los habitantes. Esto se puede lograr mediante planificaciones de bajo impacto ambiental, e incluso de impacto positivo, que preserven el patrimonio natural y el equilibrio de los nuevos ecosistemas. Sin duda, la importancia que se le otorga a la calidad ambiental y a los recursos energéticos crece día a día, junto con la toma de conciencia de la problemática ambiental. Contar con recursos hu- manos altamente capacitados en las disciplinas medioambientales es fundamental para lograr el desarrollo sustentable de los pueblo. Las energías renovables contribuyen decisivamente a alcanzar este objetivo, mediante el empleo de fuentes de energías de carácter autóctono e inagotable, permiten reducir la dependencia ener- gética exterior. Así mismo, su uso contribuye a un mayor bienestar social, facilitando el acceso a la energía para toda la población y fomentando la creación de empleo local, sin olvidar la mejora de la competitividad de las industrias del sector. Por todo lo anteriormente expuesto es que se ofrece este I Congreso Internacional de Ambiente y Energías Renovables, en la Universidad Nacional de Villa María, el cual se proyecta con la fina- lidad de forjar el saber, el interés, las habilidades, las motivaciones y compromisos con el am- biente, posibilitando la interacción de sus distintos aspectos. Está dirigido a profesionales, empresarios, funcionarios, docentes, estudiantes y público en ge- neral, pretendiendo encontrar soluciones medioambientales dinámicas, formuladas con inteligen- cia, creatividad y sensibilidad social y que signifiquen el compromiso real y responsable de todos, para que la vida sea posible en términos de calidad y bienestar. Gracias a todos los que colaboraron con este Congreso. Córdoba, noviembre de 2009. Comisión organizadora
  • 2. Iº CONGRESO INTERNACIONAL EN AMBIENTE Y ENERGÍAS RENOVABLES Organizado por Instituto de Ciencias Básicas y Aplicadas de la Universidad Nacional de Villa María Delegación Argentina de la Fundación para la Promoción de la Investigación y el Desarrollo Tecnológico Industrial (ProDTI) Sala de Derecho Ambiental del Colegio de Abogados de Villa María. Comité de Honor Mgter. Arq. Hugo Emilio Traverso (Presidente) Dra. Silvia Jaquenod (Vicepresidente) Ing. Laura Beatriz Prato Dra. Carolina Andrea Morgante Secretaría Académica - Científico/Técnica Ing. E E: Mario Pierantonelli Ing. Agr. Máster: Marta E. Rodríguez. Máster: Luis Tuninetti Dra. Georgina Etchegaray Suarez Secretaría Administrativa y de Organización Grupo Miten S.A. INSTITUCIONES Y EMPRESAS PARTICIPANTES Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria - INTA- Secretaría de Ambiente de la Provincia de Córdoba Empresa Provincial Energía Córdoba - EPEC - Colegio de Ingenieros Especialistas - CIEC- Alfajores La Quinta ÑUKE MAPU Asociación Civil (Madre Tierra en lengua Mapuche) Gracias por acompañarnos.- ISBN: 978-987-1253-62-3
  • 3. EFECTOS DEL HERBICIDA PARAQUAT SOBRE EL CRECIMIENTO DE SCENEDESMUS QUADRICAUDA (TURP.) BREB. ALBARRACÍN, Isabel1,2 / SALOMÓN, Ruth 1,3 / PÍO, Gabriela1 CRAVERO, Marcela1 / PARRA, Ariel1 1- Facultad de Ciencias Naturales –Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco– Roca 115 – 1er. Piso Trelew. Chubut. República Argentina. 2- Estación de Fotobiología. CONICET - Playa Unión. Chubut. Argentina. e-mail: fames@ar.inter.net 3- e-mail: groberts@infovia.com.ar Fax: 02965-491705 RESUMEN Se evaluó la influencia del herbicida Paraquat sobre el crecimiento de Scenedesmus quadricauda mediante el recuento diario usando cámara de Neubauer, la tasa de crecimiento, el tiempo de generación y el porcentaje de inhibición. Las algas fueron cultivadas en medio Detmer modificado, bajo luz continua (2 800 lux) y a una temperatura de 22 ± 1 ºC. Se preparó un inóculo a partir de un precultivo en crecimiento exponencial. Fueron procesados por triplicado, una muestra testigo y los tratamientos con concentraciones entre 0,4 y 102,4 mg/L. La duración del bioensayo fue de 96 horas. Se aplicó el análisis de la varianza y la prueba de Dunnett para determinar el valor de la mayor concentración con efecto no observado (NOEC). Se calculó la Concentración Efectiva 50 (CE50) por el método de interpolación gráfica. Se concluye que el Paraquat inhibe al 50% el crecimiento de S. quadricauda, a una concentración de 6,3 mg/L. También se observó una total inhibición de crecimiento a partir de una concentración de 25,6 mg/L. Palabras clave: Scenedesmus quadricauda, Paraquat, bioensayo EFFECT OF PARAQUAT HERBICIDE ON SCENEDESMUS QUADRICAUDA GROWTH ABSTRACT Influence of Paraquat herbicide upon Scenedesmus quadricauda growth was evaluated by daily countings using a Neubauer chamber, growth rate, generation time and inhibition growth percentage. The alga was cultivated in Detmer modified culture under continuous light (2800 lux) and at a temperature of 22ºC +/-1ºC. An inoculum was prepared from the exponentially growing pre-culture. The free toxic and the treatments, with concentrations between 0,4 and 102,4 mg/L, were processed in triplicate, and the bioassay lasted 96 hours. Variance analysis and the Dunnett test were applied in order to determine the highest concentration with non observable effect (NOEC). Effective Concentration 50 (EC50) was determined by graphical interpolation. It was concluded that Paraquat inhibits 50 % growth
  • 4. of S. quadricauda at a concentration of 6,3 mg/L. It was also observed a total growth inhibition with a concentration higher than 25,6 mg/L. Key words: Scenedesmus quadricauda, Paraquat, bioassay INTRODUCCIÓN Las microalgas representan a un grupo de organismos que componen el fitoplancton. Son los productores primarios de los ambientes acuáticos tanto marinos como continentales por lo que la alteración de su composición como resultado de estrés toxicológico, puede afectar la estructura y función de todo el ecosistema. Constituyen la base de la cadena trófica (Nyholm and Källqvist, 1989), son útiles para informar acerca de la calidad del agua (Prósperi, 2000) y se consideran excelentes indicadoras de alerta de cambios ecológicos en los ecosistemas acuáticos. Por ello, desde 1980, los ensayos con microalgas han sido incorporados en diferentes regulaciones para evaluar los productos químicos potencialmente tóxicos. Se han desarrollado metodologías para ensayos de toxicidad usando microalgas pero los organismos propuestos en los protocolos internacionales no siempre se corresponden con especies de los ambientes patagónicos. El Río Chubut es el principal recurso acuífero de la Provincia homónima. Irriga mediante canales el Valle Inferior del Río Chubut (VIRCH). Los drenajes de los canales retornan al río lixiviando los pesticidas y los fertilizantes usados en la práctica agrícola (Sastre y col.., 1998), tales como: Cipermetrina, Glifosato y Paraquat. Los autores han evaluado los efectos de Cipermetrina y Glifosato en Scenedesmus quadricauda (Salomón y col., 2005), (Pío y col., 2006). El uso de esta especie tiene como ventajas su fácil mantenimiento en el laboratorio y una velocidad de crecimiento relativamente alta. El Paraquat (dicloruro de 1-1’dimetil 4-4’dipiridilo) es el principio activo usado al 27,6 % en la formulación comercial de Gramoxone ®. Es un herbicida post-emergente de contacto no selectivo ampliamente usado con gramíneas anuales y bianuales de importancia económica y en acciones de manejo en áreas no agrícolas. (Gagneten, 2002). El objetivo de este trabajo fue determinar la sensibilidad de una especie nativa de Scenedesmus quadricauda al Paraquat (usado en nuestro valle) mediante un bioensayo de toxicidad. MATERIALES Y MÉTODOS Se utilizó la cepa LMPA41, Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb (Parra y col., 1983), perteneciente a la Colección del Laboratorio de Microalgas de la Facultad de Ciencias Naturales, sede Trelew de la Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco. Fue aislada de la Laguna Cacique Chiquichano situada en la ciudad de Trelew, Provincia del Chubut, Argentina, cuerpo de agua natural formada por una depresión correspondiente al antiguo lecho fluvial del Río Chubut, que actualmente es receptáculo de parte del drenaje hídrico pluvial superficial y subterráneo de la ciudad. Con esta especie se preparó un cultivo “stock” en medio Detmer modificado (Accorinti, 1960), y mantenido bajo condiciones controladas a 22 ± 1 ºC con luz fluorescente blanca continua a 2800 lux para obtener un precultivo en crecimiento exponencial. Se determinó un rango adecuado de concentraciones mediante un test preliminar que cubrió concentraciones del tóxico de varios órdenes de magnitud.
  • 5. Los bioensayos se realizaron de acuerdo a la metodología propuesta por la Agencia de Protección Ambiental de EEUU, (U.S. Environmental Protection Agency) (USEPA, 1989). El inóculo para el test fue tomado del precultivo en crecimiento exponencial para garantizar una densidad celular inicial de 1x104 células/mL en los recipientes del ensayo. Se utilizaron concentraciones nominales de Paraquat con un factor de dilución de 0,25, a partir de una formulación comercial conteniendo 27,6 % del ingrediente activo. El control y los tratamientos, cuyas concentraciones estuvieron entre 0,4 and 102,4 mg/L, se realizaron por triplicado, durante 96 horas. Todos fueron incubados en las condiciones descriptas y agitados diariamente en forma manual (Nyholm and Källqvist, 1989), (Sáenz y col, 1993 y 1997). Las densidades celulares se determinaron por recuento diario con Cámara de Neubauer. La velocidad de crecimiento (µ) y el tiempo de generación (TG) de los cultivos en presencia y ausencia de Paraquat fueron determinadas por las siguientes ecuaciones (Reynolds, 1984): ln X 2 - ln X1 µ (día-1) (1) t 2 - t1 ln 2 TG  (día) (2) µ donde: X2: número de células al tiempo t2 X1: número de células al tiempo t1 La inhibición del crecimiento algal respecto al control (USEPA, 1989), se calculó de la siguiente manera: (  testigo - i ) I i %   100 (3)  testigo donde: Iμi%: porcentaje de inhibición μi: velocidad de crecimiento del tratamiento i μtestigo: velocidad de crecimiento del testigo El análisis estadístico consistió en un análisis de la varianza (α=0,05) de una vía (Walpole y Myers, 1992), (Reyes Castañeda, 1999). La CE50 (Concentración efectiva 50) se obtuvo por el método gráfico de interpolación (Walsh y col., 1987), (ISO, 1989). y se aplicó el test de Dunnett a efectos de determinar el valor de la mayor concentración a la cual, en un ciclo vital parcial o completo, los valores de los parámetros medidos no tienen diferencias estadísticamente significativa respecto a los controles (NOEC) (APHA, 1992). RESULTADOS Y DISCUSIÓN En la Figura 1 se muestran las diferentes curvas de crecimiento de los cultivos expuestos a diferentes concentraciones de Paraquat. Cada punto corresponde al promedio de la respuesta de las tres réplicas.
  • 6. 600000 Densidad celular (cél/mL) 500000 400000 Control 0.4 mg/L 1.6 mg/L 300000 6.4 mg/L 25.6 mg/L 200000 102.4 mg/L 100000 0 0 24 48 72 96 t (hs) Figura 1 Curvas de Crecimiento de S. quadricauda expuesto a Paraquat. Se observa que a 0,4 mg/L el crecimiento algal superó los valores correspondientes al control a las 48, 72 y 96 horas. Esta estimulación del crecimiento a las concentraciones más bajas, pueden ser el resultado de un estrés fisiológico inducido como lo señalan Nyholm y Källqvist (1989); Sáenz y col. (1993). No hubo inhibición significativa (α=0,05) del crecimiento con respecto al control en los cultivos expuestos a 1,6 mg/L, mientras que a 6,4 mg/L, la curva no mostró el modelo exponencial presentado por el control. Los cultivos expuestos a 25,6 y 102,4 mg/L fueron inhibidos significativamente (α=0,05) desde el comienzo del test. La velocidad de crecimiento de S. quadricauda a las 96 horas, correspondiente a 6,4 mg/L disminuyó marcadamente con respecto al control. Tabla 1. Efecto del Paraquat sobre la velocidad de Tabla 2. Inhibición de crecimiento de S. crecimiento () y el tiempo de generación (TG) en S. quadricauda por Paraquat a las 96 horas. quadricauda (SC: Sin Crecimiento) Concentración  (día-1) TG(día) mg Concentración %I Paraquat/L mg Scenedesmus 0 (control) 0,5544 1,250 Paraquat/L quadricauda 0,4 0,5688 1,218 0,4 - 2,54 1,6 - 0,78 1,6 0,5592 1,239 6,4 55,10 6,4 0,2496 2,777 25,6 100,00 25,6 SC SC 102,4 100,00 102,4 SC SC Los tiempos de generación fueron calculados con las ecuaciones 1 y 2 a partir de las velocidades de crecimiento (μ), Tabla 1. Estos fueron significativamente diferentes (α=0,05) con respecto al control a partir de 6,4 mg/L donde la población necesitó mayor tiempo para reproducirse. Esto es debido al efecto metabólico producido a nivel celular por la acción del Paraquat (Sáenz, 1993; WHO, 1984). La inhibición de crecimiento algal (como porcentaje respecto al control calculado con la ecuación 3) a las 96 horas de exposición reforzó estos resultados (Tabla 2). La CE50 es 6,3 mg/L para S. quadricauda (Figura 2).
  • 7. Aplicando el Test de Dunnett, con un nivel de significancia alfa de 0,05, el mayor valor de concentración de efecto no observado, NOEC, fue de 0,4 mg/L. 100 y = 50,804x + 9,398 75 R2 = 0,9026 Iμi % 50 25 0 -1 -0,5 0 0,5 1 1,5 2 2,5 -25 log Concentraciones Figura 2. Determinación gráfica de la CE50 de S. quadricauda Los valores de CE50 encontrados en la bibliografía, difieren entre si, todos son menores a los encontrados con la cepa patagónica. Sáenz 1993, con una cepa de Inglaterra informa una CE50 de 1,30 mg/L y con una aislada del Río Luján de la Provincia de Buenos Aires, 0,22 mg/L; mientras que Wong en el año 2000 con una cepa proveniente de la colección de UTEX no calcula la CE50 pero presenta una velocidad de crecimiento del control de 0,672 día-1 y una velocidad igual a 0,360 día-1 a una concentración de 0,02 mg/L, es decir que su CE50 está cercana a esta concentración. CONCLUSIÓN S. quadricauda mostró una menor sensibilidad al Paraquat que otras cepas de la misma especie por lo que se sugiere evaluar el comportamiento de otras cepas nativas depositadas en el Laboratorio de microalgas con este tóxico, como así también realizar nuevos ensayos con S. quadricauda en presencia de otros pesticidas, para determinar la posibilidad de ser seleccionadas para bioensayos en los cuerpos de agua locales.
  • 8. BIBLIOGRAFÍA Accorinti J, (1960) Cultivo unialgal y masivo de Scenedesmus obliquus. Turp. Ktz. Técnicas de obtención. Com.Museo Arg. Cien. Nat. Bs.As. Cien. Bot. Tomo I. Nº 9: 21-29. APHA, AWWA, WPCF (1992) Métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales. Ed. Diaz de Santos. 17a. ed 1605 p Gagneten A M (2002) Efectos del herbicida paraquat sobre el zooplancton Iheringia, Sér. Zool., Porto Alegre, 92(3):47-56. INTERNATIONAL STANDARDS ORGANIZATION 8692: (1989) (E). Water quality- Fresh water algal growth inhibition test with Scenedesmus subspicatus and Selenastrum capricornutum. Technical Committee ISO / TC 147. Water quality. Switzerland. :11-15 Nyholm N, Källqvist T (1989) Methods for growth inhibition toxicity tests with freshwater algae. Environmental Toxicology and Chemistry l 8: 679-703. Parra O, González M, Dellarossa (1983) V.- Manual taxonómico del fitoplancton de aguas continentales V- Chlorophyceae. Parte I: Volvocales, Tetrasporales , Chlorococcales y Ulothricales. Ed. Universidad de Concepción, Concepción. 151 p Pío G.; Albarracín, I Salomón, R.; Stemitsiotis B. (2006) Efectos del herbicida Glifosato sobre el crecimiento de Scenedesmus quadricauda. Ingeniería Sanitaria y Ambiental.84: 80- 83. Prósperi C (2000) Uso de algas como indicadores de contaminación acuática. Revista Agua Nº 128. Año XXV. Tecnología y Tratamiento. Saneamiento Ambiental: 61 – 63. Reyes Castañeda P (1999). Bioestadística Aplicada. Ed. Trillas. 216 p Reynolds CS (1984) The ecology of freshwater phytoplankton, Cambridge Univ. Press.: 384 p Sáenz ME, Accorinti J, Tortorelli MC (1993) Toxicity of paraquat to a green alga, Scenedesmus acutus. Journal Environmental. Science Health, 28 (2): 193-240. Sáenz ME, Alberdi JL, Dimarzio WD, Accorinti J, Tortorelli MC (1997) Paraquat toxicity to different green algae. Bulletin of Environment, Contamination and Toxicology 58: 922-928. -- Salomón R, Albarracin I, Pío G (2005) Sensibilidad de Chlorella vulgaris y Scenedesmus quadricauda a la Cipermetrina. Fase preliminar http://www.sertox.com.ar/retel/n07/n04.pdf Sastre AV, Santinelli NH, Otaño S, Ivanissevich ME (1998) Water quality in the lower section of the Chubut River, Patagonia, Argentina. Verhandlungen International Verein Limnologie . 26: 951- 955. U. S. Environmental Protection Agency (1989) Short-term methods for estimating the chronic toxicity of effluents and receiving water to freshwater organisms. Environmental Monitoring and Support Laboratory Office of Research and Development, Ohio. Walpole H, Myers J (1992) Probabilidad y Estadística. Mc Graw Hill. 4ª. Edición. 797p Walsh GE, Deans CH, McLaughlin MJ (1987) Comparison of the EC50s of algal toxicity tests calculated by four methods. Environmental Toxicology and Chemistry 6: 767–770. WHO World Health Organization (1984) Paraquat and diquat. Environmental Health Criteria 39: 138 pp Wong PK (2000) Effects of 2,4-D, glyphosate and paraquat on growth, photosynthesis and chlorophyll- a synthesis of Scenedesmus quadricauda Berb 614. Chemosphere 41 (1-2): 177-82.
  • 9. ENSAYO ECOTOXICOLÓGICO EN EFLUENTES CLOACALES DE LA CIUDAD DE TRELEW UTILIZANDO MICROALGAS COMO BIOINDICADORAS Quintero Rosa1,2 / Albarracín Isabel1,3 / Salomón Ruth1,4 1- Facultad de Ciencias Naturales – Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco – Roca 115 – 1er. Piso - Trelew. Chubut. República Argentina. 2- e-mail: rosaquintero27@yahoo.com.ar 3- Estación de Fotobiología. CONICET - Playa Unión. Chubut. Argentina. e-mail: fames@ar.inter.net 4- fax 02965-491705, e-mail: groberts@infovia.com.ar RESUMEN En la actualidad, las evaluaciones toxicológicas de aguas residuales mediante organismos acuáticos han demostrado ser de gran utilidad en la cuantificación de los efectos tóxicos producidos por estas mezclas complejas de contaminantes; porque permiten detectar secuelas que no son estimados a través de la caracterización fisicoquímica de los efluentes. Entre los organismos utilizados a nivel mundial para determinar el grado de toxicidad de un ambiente acuático están las microalgas. Se realizaron dos bioensayos con el efluente cloacal tratado de la ciudad de Trelew proveniente de la Laguna IV del sistema lagunar existente, con Scenedesmus quadricauda (especie de agua dulce) y Dunaliella salina (especie marina), provistas por el Laboratorio de Microalgas de la Facultad de Ciencias Naturales sede Trelew de la Universidad Nacional de la Patagonia San Juan Bosco (UNPSJB). Las diluciones del efluente fueron: 6,25%, 12,5%, 25% , 50%, usándose como diluyente y también como testigo los medios Detmer modificado para la especie de agua dulce y Walne para la especie marina. El ensayo con S. quadricauda, mostró una inhibición de crecimiento del 50 % a una dilución del efluente del 11,91 % (CE50, 96 hs = 11,91 %), resultado que aporta información relevante para la determinación del caudal apropiado en caso de disponer su vertido al río. En cambio D. salina, manifestó una estimulación de crecimiento del 45,23 % con una dilución del 50 % del efluente por lo que el empleo de éste como medio de cultivo resulta una alternativa. Esta especie halotolerante es capaz de acumular buena cantidad de lípidos por lo que la producción a gran escala permitiría la obtención de biomasa como potencial materia prima para biocombustibles Palabras claves:, microalgas, bioindicadores, efluentes cloacales,
  • 10. ECOTOXICOLOGICAL ASSAY IN HUMAN SEWAGE OF TRELEW CITY USING MICROALGAE AS BIOINDICATORS ABSTRACT At the present time, the toxicological valuations of waste waters by means of aquatic organisms have demonstrated to be of great utility in the quantization of the toxic effects taken place by these complex mixtures of pollutants because they allow detecting consequences that are not determined through waste physiochemical characterization. Microalgae are among the organisms worldwide used to determine the toxicity grade of an aquatic environment. Two bioassays were carried out using the treated human waste of Trelew city coming from the Lagoon IV of the existent lagunar system, with Scenedesmus quadricauda (fresh water specie) and Dunaliella salina (marine specie) provided by the Microalgae Lab of the Trelew Natural Science Faculty of the National University of Patagonia San Juan Bosco (UNPSJB) The dilutions of the effluent were: 6,25%, 12,5%, 25%, 50%, using as diluter and also as control the modified Detmer medium for the fresh water specie and Walne for the marine specie. The test with S. quadricauda, showed an inhibition of increment from 50% to a dilution of the effluent of 11,91%, (CE50, 96 hs = 11,91%) which gives outstanding information for the determination of the appropriate flow in case of preparing its spill upset to the river. On the other hand D. saline, showed growth stimulation of 45,23% with a dilution of 50% of the waste, reason why the use of this one as culture medium is an alternative. This halotolerant specie is able to accumulate good amount of lipids so the production on a large scale would allow obtaining of biomass like potential raw material for biofuels. Key words: microalgae, bioindicators, human sewage INTRODUCCIÓN: El medio ambiente se ve cada vez más amenazado por la acción antrópica; por lo que urge la necesidad de contar con instrumentos que permitan medir los efectos de las diferentes actividades humanas sobre los elementos bióticos y abióticos, para reforzar las acciones tendientes a evitar su degradación y promover su remediación y conservación. Una alternativa viable para determinar los efectos biológicos son los ensayos de toxicidad; que sirven de base para la evaluación de impacto ambiental, para el control de la toxicidad debajo de algún límite permitido, o para detectar cambios en la calidad de efluentes. Complementan así los análisis fisicoquímicos estimando las respuestas de los organismos ante distintos tipos de contaminantes, y de esta manera lograr una visión integral de los daños que se ocasionan sobre los ecosistemas, especialmente en el control de la contaminación acuática. En la actualidad, las evaluaciones toxicológicas de aguas residuales mediante organismos acuáticos han demostrado ser de gran utilidad en la cuantificación de los efectos tóxicos producidos por estas mezclas complejas de contaminantes; porque permiten detectar efectos que no son estimados a través de la caracterización fisicoquímica de los efluentes. De ahí que el uso de ensayos biológicos ha adquirido mayor relevancia en la evaluación de la toxicidad global de estos contaminantes (Castillos Morales, 2004). Entre los organismos utilizados a nivel mundial para determinar el grado de toxicidad de un ambiente acuático están las microalgas, cuyo bioensayo se centra en la determinación
  • 11. de la inhibición de su crecimiento como consecuencia de la acción de uno o varios agentes tóxicos. Integran un grupo clave desde el punto de vista funcional en los sistemas acuáticos, ya que constituyen la base de las redes tróficas como productores primarios y se caracterizan por responder rápidamente a cambios ambientales, debido a sus cortos tiempos de generación (Prósperi, 2000; Salomón y col. 2005; Pío y col 2006). Numerosos estudios han permitido demostrar su sensibilidad a concentraciones bajas de contaminantes lo cual no es posible para otro tipo de organismos como por ejemplo microinvertebrados y peces, especialmente en el caso de mezclas complejas como los efluentes industriales y cloacales (Walsh y Banher, 1980, Ekholm y Krogerus, 1998, Burridge y Bidwell, 2002). En las últimas dos décadas se han desarrollado protocolos estandarizados a nivel internacional que incluyen guías para la realización de tests de toxicidad con microalgas tales como las normas ISO1, EPA2, WHO3, ASTM4, etc. Y en Argentina, en el IRAM5, el grupo de trabajo de ecotoxicología es el encargado de redactar normas para la realización de los ensayos de toxicidad. Mediante estos protocolos se tiende a estandarizar los resultados para posibilitar la comparación de los mismos entre diferentes laboratorios. El objetivo de este trabajo es evaluar la toxicidad del efluente usando dos especies de microalgas de ambientes diferentes marino y agua dulce, para monitorear el impacto que provocaría el volcado del mismo. Àrea de estudio La ciudad de Trelew, ubicada en el valle inferior del Río Chubut, vuelca sus aguas cloacales y pluviales a un sistema de varios cuencos naturales. Estos funcionan como lagunas de estabilización, donde los efluentes son depurados mediante tratamiento biológico. Las aguas residuales son impulsadas desde una planta de bombeo ubicada en la zona céntrica, donde se realiza un tratamiento primario mediante rejas. Luego por un entubamiento de casi 5 km, llega a la Laguna III que se comunica con la Laguna IV por un canal de aproximadamente 740 metros, denominado Canal Romer. (Estéves, 1996; Albarracín y col., 2005; Serra, 2005; March, 2007). Así, el sistema lagunar completo está integrado por: Laguna I o Laguna Chiquichano o Laguna de la Terminal, que recibe aportes del sistema pluvial Calle Canal, de barrios y complejos habitacionales. Laguna II o Laguna de la Base, recibe las aguas pluviales del conducto de la calle 9 de Julio y también recibe efluentes cloacales de la Base Aeronaval Almirante Zar. Laguna III o Laguna del Caño. Recibe por un entubamiento el efluente desde la planta de bombeo. Laguna Nº IV, conectada a la Laguna III. Está ubicada dentro de los ejidos municipales de Trelew y Rawson por lo que se la conoce como Laguna de los dos Ejidos. Laguna V, ubicada al noroeste de la Laguna IV. Desde principios de los años 90 conforman una sola unidad con la laguna IV. Laguna VI, o El salitral, está ubicada al Este de las mencionadas anteriormente, en el ejido de Rawson, desvinculada pero cercana a las lagunas III, IV y V. (Figura 1). 1 ISO: The International Organization for Standardization 2 EPA: Environmental Protection Agency 3 WHO: World Health Organization 4 ASTM: American Society of Testing Materials 5 IRAM Instituto de Racionalización Argentino de Materiales
  • 12. Dado que el vertido de efluentes ha ido aumentando con el tiempo en virtud del crecimiento de la población de la ciudad de Trelew y consecuentemente de la red pluvial y cloacal, las lagunas se han extendido de tal manera que parte de la laguna IV se encuentra actualmente dentro del ejido de Rawson (March, 2007) lo que ha generado discrepancias entre ambos municipios referidos a la disposición final de los efluentes ya tratados sólo en forma primaria, manejándose como opciones el vertido al mar o al río, o su posible utilización, limitada debido a su elevada salinidad. Actualmente no se vuelcan, y hay una evaporación natural que disminuye levemente el volumen de los mismos en épocas de sequía a la espera de una resolución definitiva. Figura 1. Ubicación General Figura 2. . Denominación de las Lagunas (1) Ubicación del punto de muestreo MATERIALES Y MÉTODOS: Se utilizaron las siguientes especies algales pertenecientes al cepario del Laboratorio de Microalgas de la Facultad de Ciencias Naturales, sede Trelew de la UNPSJB: Scenedesmus quadricauda (Turp.) Bréb. LMPA41 (especie de agua dulce), aislada de la Laguna Chiquichano de la ciudad de Trelew (Figura 3). Dunaliella salina (Dunal) Teod LMPA31 (especie marina), aislada de Playa Cangrejales, Municipio de Rawson (Figura 4). Figura 3 Fotografía al microscopio óptico de S. Figura 4 Fotografía al microscopio óptico de D. quadricauda salina
  • 13. Parámetros fisicoquímicos Al efluente extraído de la “Laguna IV”, antes y después de filtrado y hervido, se le determinaron los siguientes parámetros: temperatura, conductividad, pH, sólidos totales, sólidos disueltos y alcalinidad, cloruros, DBO5 (APHA, 1992). El efluente es hervido a efectos de realizar el ensayo ecotoxicológico sin eventuales interferencias por la presencia de otros microorganismos. En la figura 2 se identifica el punto de muestreo. Metodología del ensayo El ensayo se realizó por triplicado por un periodo de 96 horas; y los medios de cultivo utilizados como diluyente y testigo o control fueron: Detmer modificado (Accorinti, 1960) y Walne (1966), para S. quadricauda y D. salina respectivamente. Las distintas diluciones del efluente, más el cultivo Testigo se distribuyeron en 18 Erlenmeyers. El volumen final de cada tratamiento fue de 100 mL en Erlenmeyers de 250 mL. La densidad celular inicial de las especies seleccionadas fue de 3,47x104 cel/mL para S. quadricauda, y 3,25 x104 cel/mL para D. salina. Los cultivos se ubicaron en una cámara en condiciones controladas de luz continua (2300 lux), temperatura de 24 ± 2 ºC, agitándose diariamente en forma manual. Cada 24 horas se tomó una alícuota, para posteriormente determinar la densidad celular a partir de recuentos en cámara de Neubauer bajo microscopio óptico. Las velocidades de crecimiento fueron calculadas con la siguiente ecuación (ISO, 1989): ln Nf - ln No µ (1) t donde: μ: velocidad de crecimiento Nf: densidad celular al final del ensayo No: densidad celular nominal inicial t: tiempo de la medición final después del comienzo del test (días) Para el análisis estadístico se utilizó el programa SPSS versión 11.0, con el cual se aplicó el análisis de varianza (ANOVA) y los tests de Tuckey y de Dunnett. El test de Tuckey compara todos los tratamientos entre sí, mientras el test de Dunnett compara el control con cada tratamiento, pudiendo determinarse con el mismo el valor de la concentración más baja del efluente a la cual se registran efectos (LOEC). El valor de la concentración del efluente que causa la inhibición en un 50% de la velocidad de crecimiento de la población algal expuesta al mismo con respecto al control (CE50), fue obtenido mediante el método gráfico que consiste en representar en abscisas el logaritmo de la concentración del efluente y en ordenadas el porcentaje de inhibición de crecimiento (ISO, 1989). Al utilizar la ecuación de la recta, obtenida por regresión lineal mediante programa Excel, se estima el valor de CE50: (  testigo - i ) I i %   100 (2)  testigo donde: Iμi%: porcentaje de inhibición μi: velocidad de crecimiento del tratamiento i μtestigo: velocidad de crecimiento del testigo Para el caso de estimulación de crecimiento se calculó el porcentaje de estimulación con respecto al testigo:
  • 14. ( i -  testigo ) Est i %   100 (3)  testigo donde: Estμi%: porcentaje de estimulación μi: velocidad de crecimiento del tratamiento i μtestigo: velocidad de crecimiento del testigo RESULTADOS Los datos de los parámetros físico-químicos del efluente, se indican en la Tabla 1. TABLA 1. PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS DEL EFLUENTE Parámetros Efluente crudo Efluente filtrado y hervido pH 8,50 ±0,01 8,12 ±0,01 Temperatura 23,0 ± 0,1 ºC 23,0 ± 0,1ºC Conductividad 33 ± 1 mS/cm 33 ± 1 mS/cm Sólidos totales 43900 ± 650 mg/L 25000 ± 400 mg/L Sólidos disueltos totales 24700 ± 400 mg/L 24900 ± 400 mg/L Sólidos suspendidos 19200 ± 400 mg/L --- DBO5 6,4 mg/L ----- Cloruros 8203,56 mg/L ----- Alcalinidad 38,158 mg/L de CO32- ---- 322,42 mg/L de HCO3- Las Tablas 2 y 3 muestran los promedios de las densidades algales de los distintos tratamientos de S. quadricauda y D. salina para las tres réplicas (A, B, C), a partir de los cuales se realizaron las curvas de crecimiento (Figuras 5 y 6). Tabla 2. Promedios de densidades algales (cél/mLx10-4) para S. quadricauda. T: Testigo, 1: 6,25 % de efluente; 2: 12,5 % de efluente; 3: 25 % de efluente; 4: 50 % de efluente; 5:100 % de efluente. tiempo T 1 2 3 4 5 (horas) 0 3,475 3,475 3,475 3,475 3,475 3,475 24 24,03 12,93 12,33 11,40 5,33 7,37 48 30,40 11,13 13,53 3,47 2,27 6,03 72 35,23 12,10 17,50 4,87 2,93 6,23 96 37,00 15,30 24,17 5,70 1,90 6,27
  • 15. 45 40 (cel/ml) 35 Control 30 6,25 % -4 25 12,5 % Densidad celular x 10 20 25 % 50 % 15 100 % 10 5 0 0 24 48 72 96 t (hs) Figura 5: Curvas de crecimiento de S. quadricauda. Tabla 3. Promedios de densidades algales para D. salina (cél/mLx10-4). T: Testigo, 1: 6,25 % de efluente; 2: 12,5 % de efluente; 3: 25 % de efluente; 4: 50 % de efluente; 5:100 % de efluente. tiempo T 1 2 3 4 5 (horas) 0 3,27 3,27 3,27 3,27 3,27 3,27 24 3,83 4,75 5,21 3,21 6,33 6,25 48 7,33 8,50 6,21 9,12 13,04 8,33 72 11,87 13,71 16,45 15,04 20,62 14,16 96 17,83 24,87 23,53 23,54 37,61 22,46
  • 16. 45 40 Densidad celular x 10  (cel/mL) 35 Control 30 6,25 % 25 12,5 % ‐4 20 25 % 15 50 % 10 100 % 5 0 0 24 48 72 96 t (hs) Figura 6: Curvas de crecimiento de D. salina. La Tabla 4 presenta los valores de F extraídos del análisis de varianza (ANOVA). La hipótesis nula Ho, de que todas las medias son iguales, se rechaza con el nivel de significancia α, en este caso α = 0,05, cuando la F calculada es mayor que la F crítica de tabla. El valor de F crítica para los grados de libertad ν1= k - 1 = 5 y ν2 = k (n-1)= 12 es 3,11 (Walpole y col, 1992), siendo k el número de tratamientos (6) y n el número de réplicas (3). Solamente para D. salina a las 24 horas el valor de F es 2,298 por lo tanto se acepta la hipótesis nula, Tabla 4. Tabla 4. Resultados del análisis de varianza (α= 0,05) (F crítica igual a 3,11) Valores de F Scenedesmus Dunaliella salina calculadas quadricauda 24 horas 11,40 2,30 48 horas 113,78 5,53 72 horas 16,66 4,17 96 horas 13,98 7,92 Para S. quadricauda los resultados del test de Dunnett indicaron que los tratamientos mostraron un comportamiento significativamente diferente al control durante todo el tiempo del ensayo. Los valores de densidad celular a lo largo del mismo siempre fueron menores al testigo (Figura 5). Se observó inhibición del crecimiento en todos los tratamientos. El valor de LOEC (concentración más baja con efecto observado) fue de 6,25 %. Se calcularon los porcentajes de inhibición (Iμi%) con las ecuaciones 1 y 2 para cada concentración del efluente (Tabla 5). Mediante el método gráfico (Figura 7), se determinó que el valor de CE50 fue 11,91 %. Esto significa que a una dilución del efluente de 11,91 % la velocidad de crecimiento se inhibe un 50 % con respecto al control.
  • 17. Tabla 5. Porcentajes de inhibición de crecimiento para S. quadricauda C (Concentración log (C) Iμi% del efluente) (Porcentaje de % inhibición) 6,25 0,78710 47,6 12,5 1,09691 19,4 25 1,39794 79,7 50 1,69897 100 100 2,00000 82,0 CE50 100 Iμi% (Porcentaje de Inhibición) 75 50 y = 49,209x - 2,9469 R2 = 0,5403 25 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 log C Figura 7. Método gráfico para la determinación de CE50 En el ensayo con D. salina, los resultados del test de Dunnett indicaron solamente diferencias significativas entre el testigo y el tratamiento al 50% a las 48, 72 y 96 horas (Figura 6). El test de Tuckey indicó que a las 96 horas, esta dilución presentó diferencias significativas con el resto de los tratamientos. El porcentaje de estimulación calculado fue de 45,23% (ecuaciones 1 y 3). DISCUSIÓN Y CONCLUSIÓN: La experiencia de laboratorio demostró la viabilidad del uso de las microalgas como organismos test. Debido a que las especies propuestas en los protocolos internacionales no son las mismas que encontramos en nuestros ecosistemas acuáticos, es muy importante el uso de especies nativas para este tipo de ensayos. Estas pueden ser tanto o más sensibles que las especies recomendadas en sus manuales. En este caso las especies empleadas
  • 18. fueron aisladas de cuerpos de agua locales: S. quadricauda de la Laguna Cacique Chiquichano de la ciudad de Trelew y D. salina, de Playa Cangrejales (Rawson). El ensayo con S. quadricauda, la especie de agua dulce, mostró una inhibición de crecimiento del 50 % a una dilución del efluente del 11,91 % (CE50, 96 hs = 11,91 %). Este resultado aportaría información relevante para determinar el caudal apropiado en caso de disponer el vertido al río. El ensayo con D. salina, la especie marina, mostró, en cambio, una estimulación de crecimiento del 45,23 % a una dilución del efluente del 50 %. El comportamiento de D. salina está relacionado con la ecología de este género de algas verdes caracterizado por su alta tolerancia a la salinidad, siendo los organismos eucariontes con mayor tolerancia al cloruro de sodio; adaptados a concentraciones de dicha sal desde los 50 mM de NaCl hasta casi 5,5 M de NaCl (Fazeli y col, 2006; Serpa Ibáñez y Calderón Rodríguez, 2005). También posee un rango amplio de pH desde 1 hasta 11 (Borowitzka y Borowitzka, 1988; Serpa Ibáñez y Calderón Rodríguez, 2006). Esta especie es el principal productor primario en lagos salados, en lagunas hipersalinas y en lagunas de evaporación de las salinas a través de todo el mundo. Su abundante representación en las aguas hipersalinas es el resultado de la poca competencia que se le opone. Esto llevaría a considerarla como un organismo control de otras especies indeseables que pueden formar blooms tóxicos como es el caso de algunas especies de cianofíceas. (Suárez y col., 1996; Santín-Montanya y col., 2007). En vista de la estimulación de crecimiento para D salina del 45,23 % a una dilución del efluente del 50 %, el empleo del agua de la laguna IV se presenta como un medio apropiado para su cultivo. Esta especie halotolerante es capaz de acumular buena cantidad de lípidos por lo que la producción a gran escala permitiría la obtención de biomasa como potencial materia prima para biocombustibles. BIBLIOGRAFIA Accorinti, J. 1960. Comunicaciones del Museo Argentino de Ciencias Naturales Bernardino Rivadavia. Cultivo Unialgal y Masivo de “Scenedesmus Obliqus” Turp.Ktz. Técnicas de obtención. Tomo I, Nº 9. Albarracín, I., Cravero, M. y Romero, T. 2005. Crecimiento de Chlorella vulgaris en efluentes cloacales de la ciudad de Trelew, Chubut, Argentina. Revista AGUA- Tecnología y Tratamiento - Saneamiento Ambiental. 30 (155): 63-70. ISSN 0325-6235. APHA, AWWA, WPCF. 1992. Métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales. 17°. Ed.: Diaz de Santos. Madrid.ISBN 84-7978-031-2. Bold, H.C., M.J. Wynne. 1982. Introduction to the Algae. Prentice Hall Inc. Englewood Cliffs (New Jersey) 579 p. Borowitzka M.A. & Borowitzka L.J. 1988. Dunaliella. In “Microalgal Biotechnology”. MA Borowitzka and LJ Borowitzka (eds) Cambridge University Press, Cambridge.: 27-58. Burridge, T.R. y Bidwell, J. 2002. Review of the potential use of brown algal ecotoxicologic alassays in monitoring effluent discharge and pollution in southern Australia. Mar. Poll. Bull., 45: 140- 147. Castillos Morales, G. 2004. Ensayos Toxicológicos y métodos de evaluación de aguas. Editorial IMTA. México. Esteves, J. L. 1996. Funcionamiento y evolución de las lagunas de estabilización de Trelew. Informe final. Municipalidad de Trelew. Chubut. pp: 3-18. Ekholm, P. y Krogerus, K. 1998. Bioavaibility of phosphorus in purified municipal wastewater. Wat. Res., 32 (2): 343- 351. International Organization for Standardization. ISO 1989. Water quality- Fresh water algal growth inhibition test with Scenedesmus subspicatus and Selenastrum capricornutum. Switzerland, 6p.
  • 19. Fazeli, M.R. Tofighi, H., Samadi,N. Jamalifar, H. Fazeli. A. 2006. Carotenoids accumulation by Dunaliella tertiolecta (Lake Urmia isolate) and Dunaliella salina (ccap 19/18 & wt) under stress conditions. Daru 14 (3): 146-150. March, M.A., 2007. La teledetección como herramienta para estudios multitemporales. Parrafos geograficos. Trelew. Chubut. 6: 2. pp: 63-77. Parra, O. 1989. La eutrofización de la Laguna Grande de San Pedro, Concepción, Chile: un caso de estudio. Ambiente y Desarrollo. Vol N°1. pp117-136. Pío, G., Albarracín, I., Salomón, R. y Stemitsiotis, B. 2006. Efectos del herbicida glifosato sobre el crecimiento de Scenedesmus quadricauda. Ingeniería Sanitaria y Ambiental. 84: 80-83. ISSN 0328-2937. Prósperi, C. 2000. Uso de algas como indicadores de contaminación acuática. Revista Agua Nº 128. Año XXV. Tecnología y Tratamiento. Saneamiento Ambiental: 61 – 63. Saenz, M.E., Tortorelli, M. del C. y Freyre, L.R. 2003. Evaluación de la fitotoxicidad de efluentes industriales. Revista Limnetica. 22 (3-4). pp: 137-146. ISSN 0213-8409. Salomón, R. Albarracín, I. y Pio, G. 2005. Sensibilidad de Chlorella vulgaris y Scenedesmus quadricauda a la Cipermetrina. Fase preliminar. [en linea] < http://www.sertox.com.ar/retel/n07/.pdf>. Santín-Montanya, I. Sandín-España, P. García Baudín, J.M. Coll-Morales, J. 2007. Optimal growth of Dunaliella primolecta in axenic conditions to assay herbicides Chemosphere, 66(7):1315-22 Serpa Ibáñez, R.F. y Calderón Rodríguez, A. 2005. Efecto del estrés por salinidad en cuatro cepas de Dunaliella salina Teod. en el Perú. Ecol. Apl. 4(1,2):127-133 Serpa Ibáñez, R.F. y Calderón Rodríguez, A. 2006. Efecto de diferentes fuentes de nitrógeno en el contenido de carotenoides y clorofila de cuatro cepas peruanas de Dunaliella salina Teod. Ecol. Apl., 5(1,2): 93-99. Serra, J.J. 2005. Plan de Manejo y Gestión Integral del Sistema de Tratamiento de Efluentes de la ciudad de Trelew. Facultad de Ingenieria. UNPSJB. Tomo I: Memoria Técnica, 356 p. Sjoblad, R. D; Chet, I y Mitchell, R. (1978a). Quantitative assay for algal chemotaxis. Applied and Environmental Microbiology, 36, 847-850. Sjoblad, R. D; Chet, I y Mitchell, R. (1978b). Chemoreception in the green algae Dunaliella tertiolecta. Current Microbiology, 1, 305-307. Streble, H. Y D. Krauter. 1987. Atlas de los Microorganismos de Agua Dulce. La vida en una gota de agua. Ed. Omega S. A. Barcelona. 371pp. Suarez, G; Romero, T. y Borowitzka, M. (1996a) : Cultivo de la microalga Dunaliella salina en medio orgánico. Memorias. IV Congreso Latinoamericano de Ficología. Brasil. 22 pp. Tomas, C.R. 1997. Identifying Marine Phytoplankton. Academic Press. California. USA. Walne, P.R. 1966. Experiments in the large-scale culture of the larvae of Ostrea edulis L Fish Inv. Ser. II, vol. XXV, núm. 4 En:Walne, P.R. 1974. Culture of Bivalve Molluscs: 50 years experience at Conwy. Fishing News (Books) Ltd. 205 p. Walpole, R.E y Myers, R.H. 1992. Probabilidad y Estadística. México. Edición IV. 797 p. Walsh, G.E y Bahner, L.H. 1980. Toxicity of Texture Mill Effluents to Freswater and Estuarine Algae, Crustaceans and Fishes. Environmental Pollution. 21: 169-179.
  • 20. USO DE LA LAMA DEL LAGO “EL NIHUIL” Cerioni G. A.1 / Cerioni J. J. M.2 / Di Césare L. A.3 / Gonzalez A. J.4 Latorre C. M.5 / Viano M. A.6 / Lastra F.7 / Saromé C.8 Universidad Tecnológica Nacional. Facultad Regional San Rafael, Urquiza 314, código postal 5600 San Rafael, Argentina 1. cerioni.gabriel@gmail.com 2. ingcerioni@yahoo.com.ar 3. luisdicesare@yahoo.com.ar 4. javigon_309@hotmail.com 5. cacho1231@hotmail.com 6. maty853@hotmail.com 7. fabiolastra@yahoo.com.ar 8. jsarome@utnfrsr.edu.com.ar RESUMEN El presente trabajo inicia como una propuesta de proyecto para una materia integradora de la carrera de los alumnos involucrados en el mismo. Esta consiste en mitigar los efectos naturales y artificiales causados en un lago de una localidad turística de la provincia de Mendoza. Una de las soluciones más efectivas para este caso es la poda de las algas del mismo. Pero esta solución acarrea otro inconveniente que es la deposición de estos desechos. La solución propuesta es la de aprovechar la degradación de estas plantas. Se estudió la digestión anaeróbica. Luego se realizaron pruebas a escala, las que comprenden dos etapas. En la primera se verificó la producción de gas combustible y se realizaron análisis químicos de la materia antes y después de la degradación. En la segunda se midió del gas producido y las variables en juego. Al final de este proceso se consigue también una disminución a gran escala de la masa residual, la que a su vez puede ser aprovechada como fertilizante o mejorador de suelos. En este momento es de fundamental importancia el encontrar nuevas fuentes de energías que contaminen menos, y un mayor aprovechamiento de los residuos. Esto permite, principalmente, la conservación de la naturaleza o un menor impacto sobre la misma y, a su vez, un desarrollo de nuevas tecnologías que sean sustentables con el avance de consumo mundial. Por ello es necesario ir aplicándolas para lograr una concientización del consumo individual. Palabras Claves: Biogás, Biofertilizante, Degradación.
  • 21. THE USE OF ALGA FROM “EL NIHUIL” LAKE ABSTRACT This project was born as a proposal for an integrated subject, where the students are involved in it. This consists in mitigating the natural and artificial effects caused in a touristic village’s lake from Mendoza. One of the best solutions is pruning alga of the lake. But this solution produces another inconvenient which is his final deposition. The solution propounded is: use it as a source of biogas degrading this plant. The anaerobic digestion was studied, and then there were done small experiment in two stages. In the first one was verified the combustible gas production. There was done a chemical analysis of this matter after the degradation and before it. In the second part of the experience we measured the gas produced and the other variables involved in the test. At the end of this process we had less waste, and this one can be used as fertilizer and to improve soil mechanical properties. At the moment is truly important to found new sources of energy that are less polluting and a better use of waste. This allows, principally, the nature conservation and a development of new technologies that should be sustainable with the world consuming progress. That does why it is necessary to start using it to succeed in an individual awakening of consuming. Key words: biogas, bio-fertilizer, degradation INTRODUCCIÓN A través de este proceso se busca obtener beneficios ambientales, sociales y paisajísticos. Desde el punto de vista ambiental, el desarrollo y construcción de una planta de digestión anaeróbica para estas algas, permitiría no arrojar los desechos en lugares abiertos como se realiza hoy en día. Luego, su degradación, en un biodigestor o a la intemperie, produce gases de efecto invernadero como son el metano y el dióxido de carbono. Este tratamiento posibilitaría el aprovechamiento del gas metano, que luego de su combustión se convierte en dióxido de carbono y vapor de agua. Si bien, el primero de los gases resultantes de esta combustión también es uno de los principales gases de efecto invernadero, los efectos nocivos producidos son aproximadamente 20 veces menores. Además, a diferencia de lo generado por el uso de combustibles fósiles o del gas obtenido en yacimientos gasíferos, esta cantidad de dióxido de carbono es luego asimilado por las mismas plantas, a través de la fotosíntesis, estableciendo un ciclo y permaneciendo constante la cantidad neta de esta sustancia en la atmósfera. Socialmente este proyecto, de ser posible, busca la utilización del gas producido en la localidad de El Nihuil. Este hecho acarrearía la disminución del uso de gas envasado, y un ahorro para los habitantes del lugar en este ítem. Con la consecuente contribución al desarrollo de una localidad que se ve postergada por la falta de actividad industrial. La generación de puestos de trabajo efectivos para la manutención y utilización del biodigestor. También tenemos, el efecto negativo sobre el paisaje local, ya que una porción de las algas extraídas del lago se depositan en la playa del mismo y, la mayoría restante, a metros de la misma. Este punto resulta importante debido a que el lugar es uno de los principales destinos turísticos del Departamento de San Rafael, lo que lleva consigo una actividad de superlativa importancia para el desarrollo económico y social, en temporada estival.
  • 22. Origen del proyecto Este proyecto surge debido a que hubo una gran mortandad de peces en el lago El Nihuil. Surgieron varias hipótesis de los responsables e interesados con respecto a las causas que produjeron dicho fenómeno, de las cuales ninguna estaba suficientemente fundamentada. Debido a la gran preocupación de los habitantes de dicha localidad y a la gran difusión por parte de los medios de comunicación, el municipio junto con empresas privadas llevaron a cabo una serie de estudios científicos, sin llegar a una conclusión certera. Se informó que la causa por la cual morían los peces era la presencia de una bacteria que provocaría que los mismos no se alimentaran. Descripción de la problemática Especialistas en el tema diagnosticaron la posibilidad de que se tratara de estratificación o de eutrofización del lago. La primera consiste en la formación de diferentes capas de agua, produciéndose un gradiente entre capas de agua superficiales y profundas. Existen dos tipos de gradientes: los físicos, producidos por la temperatura; y los químicos, producidos por la diferente composición química de las aguas superficiales y profundas. La formación del gradiente térmico de densidad es el caso más frecuente de la estratificación. Un lago cuyas aguas cambian a un color verde por lo general está en proceso de eutrofización. Este proceso consiste en el ingreso al lago de nutrientes que provocan un sustancial crecimiento del fitoplancton. La eutrofización es el proceso más importante que afecta a lagos y en este caso, al ser este un lago artificial con finalidad de almacenamiento de energía potencial hídrica, el tiempo que el agua permanece en el embalse permite la precipitación de estos nutrientes, provocando un gran crecimiento de algas o flora acuática. Tratamiento actual del problema La técnica empleada actualmente es, bajar la cota del lago en temporada invernal, dejando la flora acuática expuesta a la acción de las heladas. Por otra parte, se realiza la extracción de la flora acuática (algas) de las zonas próximas a la costa del lago. Este proceso se realiza con un implemento agrícola modificado para tal fin, remolcado por un tractor. DESARROLLO TEÓRICO En vista de la situación descripta, nuestro proyecto tiene la finalidad de encontrar un uso para las algas, luego de su extracción. Los objetivos del proyecto son: 1.- Generar gas combustible a partir de la biodegradación anaeróbica de la lama. 2.- Producir fertilizante orgánico o mejorador de suelos, para uso agrícola.
  • 23. Biogás Corresponde a una mezcla gaseosa producida por la descomposición de la materia orgánica en condiciones anaeróbicas y cuyos principales componentes son el metano (CH4) y el dióxido de carbono (CO2) que se producen como resultado de la fermentación de la materia orgánica en ausencia de aire por la acción de un microorganismo. El metano que se produce es el mismo gas que forma parte en un 97% del Gas Natural que recibimos por medio de gasoductos desde los yacimientos gasíferos o del tratamiento del petróleo y que usamos en nuestros domicilios, comercios, industrias, gas natural comprimido y que posee 9.800 Kcal/m3. Recordemos que el biogás tiene metano y otros gases por lo cual su poder calorífico es de aproximadamente 5.800 Kcal/m3. Los procesos de producción de biogás dependen de varios parámetros, por ejemplo cambios en la temperatura del medio ambiente que puede tener un efecto negativo en la actividad bacterial. El biogás es una mezcla de gases que esta compuesta básicamente por:  40 - 70 % de metano  30 - 60 % de dióxido de carbono  1 - 5 % de otros gases La producción de biogás se lleva a cabo en los llamados digestores, (toman su termino de digestivo o digestión), son máquinas simples que convierten las materias primas en subproductos aprovechables, en este caso gas metano y abono, comúnmente se los denomina biodigestores. El principio básico de funcionamiento del digestor es el mismo que poseen todos los animales, descomponer los alimentos en compuestos más simples para su absorción mediante bacterias alojadas en el intestino con condiciones controladas de humedad, temperatura y niveles de acidez. Ventajas: La utilización de los biodigestores además de permitir la producción de biogás ofrece las siguientes ventajas:  Residuo de excelentes propiedades fertilizantes o mejorador de suelos, dependiendo de la materia prima. Todos los nutrientes tales como nitrógeno, fósforo, potasio, magnesio así como los elementos menores son conservados en el efluente. En el caso del nitrógeno, buena parte del mismo, presente en el estiércol en forma de macromoléculas es convertido a formas más simples como amonio (NH4+), las cuales pueden ser aprovechadas directamente por la planta. Debe notarse que en los casos en que el estiércol es secado al medio ambiente, se pierde alrededor de un 50% del nitrógeno. En síntesis, actúa como mejorador de las características físicas, facilitando la aireación, aumentando la capacidad de retención de humedad, la capacidad de infiltración del agua y la capacidad de intercambio catiónico.  Actúa como fuente de energía y nutrientes para el desarrollo de núcleos microbianos que mejoran la solubilidad de los compuestos minerales del suelo. En este sentido presenta ventajas sobre el uso directo de la materia orgánica.  Depuración ambiental y ecológica.  Mejora la capacidad fertilizante del estiércol.  El efluente es mucho menos oloroso que el afluente.  Control de patógenos. Aunque el nivel de destrucción de patógenos variará de acuerdo a factores como temperatura y tiempo de retención, se ha demostrado experimentalmente que alrededor del 85% de los patógenos no sobreviven el proceso de
  • 24. biodigestión. En condiciones de laboratorio, con temperaturas de 35ºC los coliformes fecales fueron reducidos en 50 – 70% y los hongos en 95% en 24 horas.  Puede aplicarse directamente al campo en forma líquida, en las cantidades recomendables, o bien puede deshidratarse y almacenarse para usarlo posteriormente.  No deja residuos tóxicos.  Diversidad de usos del biogás (alumbrado, cocción de alimentos, producción de energía de eléctrica, transporte automotor y otros). Desventajas:  Inversión inicial alta.  Disponibilidad de terreno.  Repercusiones ambientales (si el gas no se combustiona, contribuye al efecto invernadero).  Necesidad de acumular los desechos orgánicos cerca del biodigestor. Condiciones para la digestión: Las condiciones para la obtención de metano en un digestor son las siguientes: 1º.- Temperatura: entre los 20°C y los 60°C, la digestión optima se obtiene a los 35 ºC 2º.- pH (nivel de acidez / alcalinidad): óptimo esta entre 7,0 y 7,2, aunque el rango satisfactorio va de 6,6 a 7,6 3º.- Ausencia de Oxigeno. 4º.- Gran nivel de Humedad. 5º.- Materia Orgánica. 6º.- Materia prima en trozos lo más pequeños posibles. 7º.- Relación de Carbono/Nitrógeno: óptima 16/1, aunque se recomienda no superar la relación de 30/1. DESARROLLO EXPERIMENTAL Ensayo Nº1 En esta primera prueba se buscó comprobar si la lama extraída del lago “El Nihuil”, luego de someterla a una digestión anaeróbica, generaba gas combustible. Según la información recolectada, en caso afirmativo, este gas debería contener una proporción importante de metano. Además, ésta sirvió como guía en el momento de fijar parámetros para realizar la experiencia. Para comprobar si la degradación anaeróbica de las algas produce gas combustible se diseñó un biodigestor a escala de laboratorio. Este ensayo consta de las cuatro etapas que se describen a continuación. Recolección de la lama: Se obtuvieron muestras de algas secas y húmedas para utilizarlas como materia prima del biodigestor a ensayar y realizarle análisis físico-químicos. Preparación del ensayo: Se utilizó una botella plástica de 2,25L como biodigestor. Para ponerlo en funcionamiento se realizaron las siguientes operaciones:
  • 25. 1º.- Molienda de la lama; 2º.- Vertido en la botella; 3º.- Agregado de agua; 4º.- Aplastamiento de la botella para eliminar todo el aire del interior de la botella; 5º.- Cierre hermético de la botella; 6º.- Colocación dentro del baño termostático. Seguimiento: Observamos la evolución de la muestra durante 71 días y comprobamos la generación de gas combustible mediante su combustión. Durante ese período, los hechos más relevantes se resumen a continuación: DÍA 6  comienzo de la descomposición; DÍA 10  se nota por primera vez la botella “inflada”; DÍA 12  se observan burbujas saliendo de la masa gaseosa; DÍA 19  se realiza la primera purga del biodigestor; DÍA 24  se realiza la segunda purga del biodigestor; DÍA 54  se verifica la presencia de gas; DÍA 57  se eleva la temperatura del baño a 45ºC; DÍA 61  se realiza una nueva combustión del gas generado; DÍA 71  fin del ensayo; Se dio por terminado el ensayo cuando se dejó de observar la generación de gas. Análisis físico-químico de la materia prima Para realizar el estudio, se le efectuaron análisis a las algas estando estas húmedas y secas dando los siguientes resultados: Algas húmedas:  Humedad = 84.97 %  6.4 unidades de pH  DBO = 5.380 g/kg  DQO = 27.750 g/kg  Celulosa = 8.55 %  Nitrógeno = 1.80 %  Fósforo = 1.71 mg/hg  Potasio = 1.45 % Algas secas:  6.99 unidades de pH  DBO = 13.577 g/kg  DQO = 30.486 g/kg  Fibra Bruta = 15.66 %  Nitrógeno = 1.30 %  Fósforo = 2.63 mg/hg  Potasio = 0.9 %
  • 26. Análisis físico-químico del efluente Los resultados del análisis fueron:  6.89 unidades de pH  Conductividad: 6310 S/cm  Nitrógeno: 278.63 ppm  Fósforo: 1.17 ppm  Potasio: 592.8 ppm Ensayo Nº 2 Se está realizando en la actualidad. La novedad con respecto al anterior, es la medición del volumen de gas generado, para poder determinar la relación materia primas/productos finales. CONCLUSIONES Se verifica la posibilidad de generar gas a partir de la degradación anaeróbica de algas de agua dulce en condiciones ambientales controlada. Se analiza la posibilidad de realizar una explotación de la misma por medio de la tala y digestión. Por el momento no se ha conseguido realizar un cálculo que defina la factibilidad económica de este procedimiento frente a otros.
  • 27. ELABORACIÓN DE UN ÍNDICE DE CALIDAD DE AGUAS CONTINENTALES PARA USO RECREACIONAL Almeida, César1,2 / Oliva González, Soledad1,2 / Quintar, Silvya1 Chirino, Estela1 / González, Patricia1 / Mallea, Miguel1 1. Área de Química Analítica. Facultad de Química, Bioquímica y Farmacia. Universidad Nacional de San Luis. Chacabuco y Pedernera 5700 - San Luis, Argentina. Tel. +54 2652 425385 almeida@unsl.edu.ar 2. CONICET RESUMEN El objetivo de este trabajo fue diseñar y construir un índice de calidad de agua recreacional (ICR), como una herramienta que permita entender y tomar decisiones prácticas. Para la construcción del ICR se debieron seleccionar parámetros físicos, químicos y bacteriológicos en base a estándares de salud y así también construir nuevas funciones de calidad (curvas de calidad) basadas en datos epidemiológicos. Además, cada uno de los parámetros fue ajustado de manera de obtener una ecuación que permita calcularlos mediante una expresión matemática. Este índice se aplicó al río Potrero de los Funes, y se compararon sus valores con el índice de calidad general (ICG). Se realizó un análisis de la varianza (ANAVA), donde se observó que existe diferencia entre los índices para cada sitio de muestreo. Además se estableció un valor de cohorte de 80 para ambos índices, como factor de protección para la salud. Para el ICG se obtuvo que para el 37% de los casos el agua no fue apta para contacto directo, sin embargo, el ICG arrojó un valor del 18%. Esta diferencia se observa dado que las curvas de calidad con que se realiza el cálculo de calidad para cada uno de los parámetros del ICG no están realizadas con la sensibilidad adecuada para aguas de recreación. Esto lleva a la obtención de falsos negativos, esto se debe a que la aplicación de cada unos de los índices existentes debe ser específica para cada uno de los usos pretendidos a fin de establecer las diferentes curvas de calidad, como así también, el valor asignado para cada uno de los coeficientes de los parámetros seleccionados. Palabras claves: índice de calidad; calidad de agua; curva de calidad
  • 28. CREATION OF A RECREATIONAL WATER QUALITY INDEX ABSTRACT The main objective has been design a Recreational Water Quality Index (RWQI) as a tool to understand and to take practical decisions. The RWQI rates water quality using physical, chemical and microbiological parameters as a function of aesthetic and health aspects. Likewise, new subindex rating curve have been obtained to be able to calculate the RWQI by means of a mathematical expression. RWQI was used to evaluate Potrero de los Funes River, and this index was compared with the general quality index (ICG). Analysis of variance (ANAVA) was carried out; it showed that difference exists between indices for each sampling place. Moreover, a value of cohort of 80 was settled for both indexes, as protection factor for human health. To 37% of the cases for ICG, the water was not able for direct contact, but ICG threw a value of 18%. This difference is observed since the curves of quality with which the calculation of quality for each one of the parameters of ICG are not carried out with appropriate sensibility. This convey to obtain negative reinforcements, this is due to that the application of each one of the existent indexes should be specific for each one of the uses sought in order to establish the different rating curve, and the value for each one of the coefficients of parameters selected. Key words: quality index; water quality; rating curve INTRODUCCIÓN El conocimiento global de la calidad de agua, está dado por el conocimiento conjunto del estado de las aguas y el uso que lo humanos podamos hacer de la misma. Por estado, se entiende, al mantenimiento del ecosistema, el cual puede verse alterado directamente en la componente biótica (pesca, por ejemplo), física del hábitat (morfología e hidrología) o en su componente físico-química (condiciones ambientales, aporte de recursos y energía, y contaminantes específicos). Considerando solamente los usos humanos, los requerimientos de calidad pueden ser muy variados e, incluso, contradictorios entre algunos de ellos. Cabelli (1981) ha definido un criterio de calidad de agua desarrollado mediante un sistema indicador como “una relación cuantificable entre la densidad del indicador en el agua y el riesgo potencial de la salud humana involucrado en el uso del agua. El desarrollo de un criterio numérico debería poder reducir los esfuerzos de vigilancia, proporcionando un valor que brinde el mejor juicio para prevenir enfermedades. A la hora de evaluar la calidad del agua existen índices, tales como el ICA (Índice de Calidad de Agua) y el ICG (Índice de Calidad General), que permiten evaluar en forma general, sin tener en cuenta el estado particular de su uso a la hora de ponderar y seleccionar las distintas variables comprometidas. El presente trabajo se ha centrado en el desarrollo de un sistema de valoración de calidad bajo la visión de la salud humana cuando el hombre hace uso para la actividad recreativa primaria de aguas continentales. Para ello se desarrollaron criterios de calidad para los efectos sobre la salud frente al agua y su propósito será proveer una relación cuantificable que pueda ser utilizada en un índice de calidad recreacional para agua dulce (ICR).
  • 29. ÍNDICE DE CALIDAD RECREACIONAL (ICR) Idealmente, los indicadores utilizados en aguas recreacionales son microorganismos o sustancias químicas cuya densidad o concentración en el agua pueden ser cuantitativamente relacionados con la salud de los bañistas y el peligro para su salud. La selección de parámetros tiene gran importancia en el cálculo del ICR. Si bien se tiende a considerar la selección de los parámetros como el paso más importante en el diseño de un índice de calidad, son las curvas de calidad, en realidad, la esencia del desarrollo de esta herramienta. La capacidad o habilidad que posean las curvas para reproducir con la mayor exactitud posible la relación entre las enfermedades asociadas a nadadores y la calidad del agua, serán el éxito o fracaso de la aplicación del índice de calidad en desarrollo. Además, las curvas de calidad permiten transformar los parámetros (que tiene diferentes unidades de medida; p.ej. mg L-1) en valores adimensionales. Cada parámetro tiene su propia curva de calidad sobre una escala donde el parámetro es considerado “bueno” y “malo”. El objetivo de la curva de calidad es relacionar la concentración de un parámetro con la calidad de agua. Luego de que los subíndices para cada parámetro fueron calculados por la curva de calidad, se suman para dar un valor total del índice. Habiendo establecido las curvas de calidad, existen diferentes métodos para el cálculo del índice de calidad de agua. En este trabajo se utiliza un índice aditivo (1): donde el ICR es un número entre 0 y 100; Qi, es la calidad del parámetro i; Wi es un valor de peso del parámetro i, cuyo valor esta entre 0 y1 y n es el número de parámetros a utilizar. n ICR   Wi Qi (1) i 1 Este tipo de cálculo de agregación de producto ponderado fue seleccionado ya que evita eclipsar el resultado; porque si un subíndice es cero, entonces el índice es automáticamente cero (Ott, 1978). A su vez, la utilización del operador mínimo refleja cambios mucho más rápidos en la escala general de calidad estimulado por variaciones menores de los distintos parámetros seleccionados. Además, posee gran sensibilidad a pequeñas variaciones de los parámetros, dando mayor protección al individuo. Para el cálculo de ICR, se consideraron 23 parámetros, 10 básicos (A) y 13 complementarios (B). A cada uno de ellos se les asignó un coeficiente (a) que varía de 1 (parámetro muy importante) a 4(parámetro poco significativo) según su relación entre el riesgo de salud y el uso recreacional. Estos parámetros se muestran en la Tabla 1. Los diferentes parámetros se escogieron considerando como prioridad el contacto del bañista y la posibilidad de ingestión de agua durante la actividad recreacional. Las curvas de calidad se realizaron teniendo en cuenta la relación de causa efecto de cada variable y se asignó un valor de calidad (Q) que va desde 0 (el peor) a 100 (el mejor) para los datos sin tratar. Cada una de las curvas fue ajustada con un coeficiente de regresión mayor a 0,98. Las curvas de calidad para temperatura, transparencia, conductividad, demanda química de oxígeno, nitrato, fosfato, detergentes, fenoles, aceites y
  • 30. grasas, As, Pb, Hg, Cr, CN-, Cu y Cd fueron realizadas según los criterios de The National Sanitation Foundation (NSF). AGENTES FÍSICOS, QUÍMICOS Y BACTERIANOS En general, los riesgos potenciales de contaminación por sustancias químicas en aguas recreacionales son muchísimo más pequeños que el riesgo potencial de otros peligros de otra naturaleza (WHO, 2004), excepto por toxinas producidas por cianobacterias y algas en agua dulce u otras circunstancias excepcionales, sin embargo, es importante asegurar que las sustancias químicas peligrosas no sean un riesgo potencial para la salud. Para los usuarios de aguas recreacionales, los peligros de contaminación química dependerán de las circunstancias particulares del área local. Las variables concernientes a la calidad de agua deberían ser seleccionadas en diversas categorías según el daño reconocido, incluyendo el aspecto de salud y las características físicas y químicas. La Tabla 1 muestra los parámetros más importantes seleccionados y su curva de calidad ajustada. Estos parámetros tratan de evaluar en forma conjunta la calidad del agua para uso recreacional en forma inmediata. Así también tiende a la evaluación de aquellos parámetros que en determinadas circunstancias puedan contribuir y/o predecir la aparición de elementos indeseables que aumenten el riesgo de salud. Tabla 1. Parámetros seleccionados; tipos de variables; coeficientes asignados y curvas de calidad. Parámetro Unidad Tipo1 a2 Q3 = Observación 3 2 0,0241x - 2,0657x + 52,462x T≤14 y T ≥ 40 Q=0 Temperatura ºC B 1 - 313,07 T entre 16-22 Q=100 Transparencia ≥ 2 Transparencia m A 3 -4,608x2 + 60,015x - 0,5594 Q=100 Conductividad ≤ 750 Conductividad µS cm-1 B 3 -31,95ln(x) + 306,55 Q=100 ( pH 7 , 417 ) 2 pH entre 6,5 - 8,5  pH A 1 6 , 749 102,695 e Q=100 DQO mg L-1 A 3 (35000/27x+300)-16,667 NO3- mg L -1 A 3 100-0,4x NO3- ≥ 20 Q=20 PO43- mg L-1 A 3 (1500-400x)/15 PO43- ≥ 3,5 Q=0 Detergentes mg L-1 B 4 100-80x x ≥ 1,2 Q=0 Aceites y grasas mg L-1 B 1 -83,333x+100 Fenoles mg L-1 B 1 29,393x -0,177 x ≥ 0,05 Q=0 -1 As mg L B 1 -1000x+100 As ≥ 0,1 Q=0 -1 Pb mg L B 1 100-500x Pb ≥ 0,2 Q=0 -1 Hg mg L B 1 100-100000x Hg ≥ 0,001 Q=0 -1 Cr total mg L B 2 -1000x+100 Cr total ≥ 0,1 Q=0 - -1 CN mg L B 1 100-4000x CN- ≥ 0,025 Q=0 Cu ≤ 0,01 Q=100 Cu mg L-1 B 2 101-101x Cu ≥ 1 Q=0 Cd mg L-1 B 1 100-10000x Cd ≥ 0,01 Q=0
  • 31. Coliformes NMP 100 mL-1 A 1 -6,481 (ln x) +111,8 x < 5 Q=100 Totales Coliformes NMP 100 mL-1 A 1 -648,1 (ln x) +101,37 Fecales Escherichia coli ufc mL-1 A 1 -0,0004 x2 - 0,1243x + 99,473 Enterococos Enterococos A 1 -30,14 (lnx)+211,75 x < 400 Q=100 mL-1 x < 500 Q=100 Cianobacterias células mL-1 A 2 -14,29 ln x +191,63 x > 100.000 Q=20 1 Tipo: A (básico), B (complementario) 2 a: coeficiente de ponderación 3 Q: valor de calidad numérico A continuación se describen los criterios que se han tenido en cuenta para el desarrollo de las curvas de calidad para pH, cianobacterias, coliformes fecales, coliformes totales, Escherichia coli y enterococos. pH Tanto las aguas alcalinas como ácidas pueden causar irritación ocular y afectar el gusto del agua; por consiguiente, el pH de las aguas usadas para recreación debería estar en rango de pH de 6,5 a 8,5. El umbral ácido para el agua recreacional es un pH =6 y 9,5 es el umbral básico (McKee y Lobo, 1976). Dermatitis, irritación ocular, enfermedades gastrointestinales y la irritación de la mucosa podrían afectar a sujetos sensibles con potenciales de hidrógeno iguales o más abajo que 4 y por encima de 11 (WHO, 2006) .Los epitelios sufren daño irreversible por encima del pH 11 y por debajo de pH 2,5. Cuando estos valores de pH están entre 6,5 y 8,5 el valor numérico de calidad es 100; y para valores por debajo de 2,5 y más alto que 11, QpH se hace 0. Cianobacterias (algas verdes - azules) Se han descripto diversas enfermedades humanas asociadas a muchas especies tóxicas de cianobacterias. Los efectos de estas algas sobre las personas son debido a algunos de sus componentes, principalmente toxinas provenientes de ellas, generalmente producidas por la presencia de blooms (Silvey y Vatio, 1971; Dorin, 1981; Taylor et al. 1981; Silva et al. 1995). El peligro para la salud humana a la exposición de cianobacterias y sus toxinas durante el empleo de aguas recreacionales surge por el contacto directo (reacciones alérgicas o irritación dérmicas (Yoo et al., 1995); ingesta accidental de células; y/o aspiración de las mismas (inhalación). En distintos estudios epidemiológicos se ha demostrado que un número de 5000 células mL-1 pueden provocar una leve irritación en un pequeño número de personas, por lo que a este valor le asignamos un valor de calidad numérico de 75 (Q=75). Para la protección de la salud sin tener en cuenta las cianotoxinas, sino más bien los efectos irritantes o alérgicos por otros compuestos de cianobacterias, se ha tenido en cuenta un valor de 20.000 células mL-1(equivalente a 10 mg clorofila-α L-1, cuando existe un predominio de cianobacterias); esto se deriva de estudios epidemiológicos realizados por Pilotto et al.
  • 32. (1997) (Q=50). Un valor de 100.000 células mL-1 (que es aproximadamente equivalente a 50 mg clorofila-α L-1) representa un valor guía de alerta moderada para la salud en aguas recreacionales. Además, éste es un valor potencial para la formación de blooms para algunas especies de cianobacterias (en particular Microcystis spp. y Anabaena spp.); aquí el valor de calidad decae a 25. Con el objeto de obtener la curva de calidad, asignamos un valor de calidad numérico de 100 para 500 células mL-1 o menos, porque esto representa un valor de protección diez veces mayor al número de cianobacterias que podría afectar a un sujeto. Coliformes totales La presencia de bacterias coliformes en el agua indica la posible presencia de contaminación fecal y por lo tanto la presencia de patógenos. Sin embargo, como un indicador de contaminación fecal, su empleo ha sido cuestionado. Esto se debe a que son encontradas naturalmente en los intestinos de animales de sangre calientes y humanos, como así también pueden encontrarse naturalmente en otras fuentes que no están asociadas a la contaminación fecal. Sin embargo, los altos niveles de coliformes en el agua pueden indicar contaminación de su superficie o la superficie del suelo, pozos sépticos, escorrentías de feedlot, tratamientos defectuosos, etc. La curva de calidad para coliformes totales ha sido construida haciendo uso de criterios apropiados de salud microbiológicos. Los valores altos de calidad recreacional de agua se dan cuando no hay ningún coliforme, aunque nosotros asignáramos Q=100 para un valor de 5 coliformes totales en 100 mL-1 para poder ser capaces de dibujar la curva de calidad. Luego, la calidad decae dando un valor de Q=75 para 500 coliformes totales en 100 mL-1 según los valores de guía de Comunidad Económica Europea (CEE) (Directiva 2006/7/EEC). Además, la CEE establece un valor máximo permitido de 10.000 coliformes totales en 100 mL-1, a lo que asignamos un Q=50. Para valores de coliformes totales superiores, la calidad decae siguiendo la función. Coliformes fecales Los coliformes fecales son un subconjunto del grupo de coliformes totales. La razón de controlar coliformes fecales es que su fuente de contaminación es más restringida, estando presente solamente en el tracto gastrointestinal de animales de sangre caliente. Igualmente, su presencia en el agua podría indicar contaminación fecal y por lo tanto la presencia de patógenos. La Agencia de Protección Ambiental (EPA) establece un valor máximo de la media geométrica de 200 coliformes fecales en 100 mL para aguas recreacionales. Por otra parte, la CEE establece un valor guía de 100 coliformes fecales en100 mL y un valor imperativo de 2.000 coliformes fecales en 100 mL para aguas de baño. En este trabajo asignamos un valor de Q=75 y 50, respectivamente.  
  • 33. Escherichia coli La presencia de Escherichia coli (E. coli) en la superficie de las aguas se atribuye a menudo a la contaminación fecal de áreas agrícolas y urbanas. La concentración de E. coli en el agua superficial depende principalmente de las distintas fuentes de contaminación y se relaciona así con el uso del suelo y la hidrología de las cuencas. Para poder mantener tanto el agua de bebida como así también para recreación libre de patógenos (que causan enfermedades gastrointestinales y se diseminan con la contaminación fecal del agua), es necesario realizar rutinas de supervisión de los diferentes patógenos. La supervisión rutinaria de estos enteropatógenos, los cuales pueden causar enfermedades serias tales como cólera; fiebre tifoidea; salmonelosis y disentería, no es fiable puesto que estos organismos son difíciles de detectar (Atlas and Bartha, 1993). Es por ello que se utiliza un organismo indicador que nos informa si existe contaminación fecal. En la mayoría de las circunstancias, la población de coliformes termotolerantes se compone predominante de E. coli, consecuentemente, es considerada como el indicador más aceptable de contaminación fecal para la calidad del agua recreacional. La EPA recomendó una media estándar de calidad de agua recreacional para E.coli de 126 ufc/100 mL. Estos estándares actuales corresponden aproximadamente a 8 casos de enfermedades gastrointestinales por cada 1000 nadadores (Dufour, 1984). A este valor se le ha asignado un valor de calidad Q=75. Para la construcción de la curva de calidad, el número de E.coli se ha calculado teniendo en cuenta el cálculo del límite de confianza superior (LCS). Esto se calcula como: LCS=anti log (log 126+Z*SD). Cuando el nivel de uso del agua es altamente frecuente, el nivel de confianza es de 75% (Z=0,674) y para un uso moderado es 82%(Z=0,915). Se ha utilizado una desviación estándar de 0,4; sin embargo debería utilizarse el valor histórico de la zona en estudio. Como resultado se establece un valor Q=50 para 234 ufc /100 mL; y Q=25 para 292 ufc/100 mL. Enterococos La Organización Mundial de la Salud (OMS) intenta definir pautas para la calidad ambiental, basadas solamente en la mejor información disponible de salud pública y epidemiológica. Esto puede dar lugar a una tendencia de estándares apropiados de las naciones desarrolladas, desde la disponibilidad del recurso que dará lugar a más datos científicos disponibles. Para obtener y evaluar los datos existentes, Prüss (1998) publicó para la OMS una revisión de los datos epidemiológicos. La conclusión de esta revisión fue que estreptococos fecales son el indicador más apropiado para el riesgo de salud en aguas recreacionales marinas y dulces, y este riesgo relativo es, generalmente, a enfermedades autolimitadas menores (principalmente gastroenteritis). La mera presencia de enterococos puede también indicar la presencia de microorganismos patógenos infecciosos para seres humanos y animales. Valores por debajo de 40 enterococos en 100 mL no presentan efectos nocivos observados en estudios epidemiológicos, por lo que valores por debajo de éste adquieren un valor de Q=100.
  • 34. La directiva 2006/7/CEE establece un valor guía de 200 enterococos en 100 mL, considerando las aguas con este valor como excelentes; a diferencia de la directiva anterior 76/160/EEC que establecía un valor máximo de 100 enterococos por 100 mL. Kay, D. (2004), mediante estudios epidemiológicos ha establecido que el valor de 200 enterococos por 100 mL podría causar enfermedades gastrointestinales y respiratorias febriles agudas. Es por ello que nosotros asignamos un valor de calidad Q=75 para 100 enterococos por 100 mL y un valor de Q=50 para valores superiores a 200 enterococos en 100 mL. Por encima de 500 enterococos por 100 ml (Q=25), puede conducir a un alto riesgo de transmisión de enfermedades menores (NTAC, 1968). El valor numérico de calidad para cualquier valor de enterococos por debajo de 41 enterococos por 100 ml es Q=100. También queremos señalar, que si bien son importantes para la salud los protozoarios y helmintos, no es posible establecer valores guías para estos patógenos como así tampoco para los organismos patógenos que viven en estado libre; sólo se puede decir que no deben estar presentes en el agua, porque uno solo o un número muy reducido de ellos basta para producir infección en los seres humanos. APLICACIÓN Con el fin de comparar el ICR frente al de ICG se calcularon los distintos índices aplicándolos al río Potrero de los Funes, ubicado en la Provincia de San Luis. El mismo posee características serranas, cuya alimentación pluvial es estacional, con problemas de contaminación antropogénica por ubicarse en una zona turística. Se evaluaron seis puntos de muestreo en forma bimestral durante febrero del 2007 a diciembre del 2008. Los valores obtenidos para los distintos índices se muestran la Tabla 2. Tabla 2. Comparación de índices para una misma estación de muestreo. ICR ICG P1 P2 P3 P4 P5 P6 P1 P2 P3 P4 P5 P6 feb-07 93 92 85 95 88 84 87 70 77 89 79 79 abr-07 93 92 88 94 82 82 85 82 75 86 77 80 jun-07 91 85 85 95 74 84 86 75 78 88 72 77 ago-07 93 84 83 95 75 83 87 75 76 90 74 82 oct-07 93 85 83 94 75 82 82 85 75 89 74 79 dic-07 97 85 85 93 83 87 93 85 84 89 83 85 feb-08 91 89 83 92 80 85 89 77 76 87 84 89 abr-08 98 85 85 84 80 78 92 83 82 76 82 84 jun-08 98 82 82 88 78 71 94 86 85 80 75 82 ago-08 95 90 87 90 83 79 89 80 80 83 80 83 oct-08 97 86 81 84 76 73 87 76 78 85 79 81 dic-08 98 86 80 89 79 79 87 77 75 86 84 85 Promedio 94,78 86,75 83,92 90,98 79,41 80,58 88,15 79,36 78,47 85,52 78,72 82,08 DS 2,74 3,22 2,35 4,17 4,22 4,85 3,45 5,08 3,57 4,18 4,28 3,34
  • 35. Se realizó un análisis de la varianza (ANAVA) para cada uno de los puntos de muestreo, comparando cada uno de los índices. Se utilizó el método de comparación de medias, utilizando LSD Fisher. Para los seis sitios de muestreo se observa que existe diferencia significativa entre los índices para cada estación de muestreo, para un nivel de confianza del 95%. Además se estableció un valor de cohorte de 80 para ambos índices, como factor de protección para la salud. Para el ICG se obtuvo que en el 37% de los casos el agua no fuera apta para contacto directo, sin embargo el ICR arrojó un valor del 18%. Esta diferencia se observa dado que las curvas con que se realiza el cálculo de calidad para cada uno de los parámetros del ICG no están realizadas con la sensibilidad adecuada. Esto lleva a la obtención de resultados negativos cuando no lo son (falsos negativos), lo que podría repercutir en pérdidas económicas para la zona, donde la actividad turística es su principal actividad socio-económica. El ICR, además, muestra una disminución de la calidad del agua en el recorrido del río, por efecto de la actividad turística. CONCLUSIÓN La aplicación de cada uno de los índices existentes debe ser específica para cada uno de los usos pretendidos, a modo de establecer las diferentes curvas de calidad, como así también, el valor para cada uno de los coeficientes de los parámetros seleccionados. REFERENCIAS Alberti, M. & J. Parker. 1991. Indices of environmental quality: the search for credible measures. Environ. Impact Assess. Rev. 11: 95-101. Atlas, Ronald M. and Richard Bartha. 1993. Microbial Ecology: Fundamentals and Applications. Benjamin/Cummings. Redwood City, CA. Bartram, J. and Rees, G. 2000. Monitoring Bathing Waters: A Practical Guide to the Design and Implementation of Assessments and Monitoring Programmes. E & FN Spon, London. Cabelli, V. J. 1981. Health Effects Criteria for Marine Recreational Waters. U.S. Carmichael, W. W. 1986. Algal toxins. Adv. Bot. Res. 12:47-101. Carmichael, W. W. 1994. The toxins of cyanobacteria. Sci. Am. Jan. 1994:78-84. Chapman, D. 1996. Water quality assessment: A guide to the use of biota, sediments and water in environmental monitoring. E&FN Spon, Londres, Inglaterra. 626 p. Chetelat, J.; Pick F. R.; and Morin, A. 1999. Periphyton biomass and community composition in rivers of different nutrient status. Can. J. Fish Aquat. Sci. 56(4):560-569. Darley, W. M. 1982. Algal Biology: A Physiological Approach. Blackwell Scientific Publications, Oxford, UK.
  • 36. Dodds, W. K.; Smith, V. H. and Zander, B. 1997. Developing nutrient targets to control benthic chlorophyll levels in streams: A case study of the Clark Fork River. Water Res. 31:1738-1750. Dorin, G. 1981. Organochlorinated compounds in drinking water as a result of eutrophication. In: Restoration of Lakes and Inland Waters. U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC. EPA 440/5-83- 001. pp. 373-378. Dufour, A.P. and Ballentine, P. 1986.Ambient water quality criteria for bacteria. Washington, D.C. USEPA. 18 p. EPA A440/5-84-002. Dufour, Alfred P. 1984. Health effects criteria for fresh recreational waters. EPA-600/1-84-004. Office of Research and Development, USEPA, Washington, DC. Environment Canada. 1981. Analytical Methods Manual. Water Quality Branch, Inland Water Directorate, Environment Canada, Ottawa. Environmental Protection Agency, EPA-600/ l-80-031. Cincinnati. Ohio. European Economic Committee (EEC). Council Directive of 8 December 1975 concerning the quality of bathing waters. Official Journal of the European Communities No. L 31 5.2, 1976. pp. 1–7. Nº 76/160/EEC. European Economic Committee (EEC). Council Directive of 15 February 2006 concerning the quality of bathing waters. Official Journal of the European Communities No. L 064. pp. 37–51. Nº 2006/7/EC House, M.H. 1990. Water quality indices as indicators of ecosystem change. Environ. Monit. Assess. 15: 255-263. Kay, D.; Bartram, J.; Prüss, A.; Ashbolt, N.; Wyer, M.D.; Fleisher, J.M.; Fewtrell, L.; Rogers, A.; Rees, G. 2004. Derivation of numerical values for the World Health Organization guidelines for recreational waters. Water Res. 38, 1296–1304. NTAC (National Technical Advisory Committee). Water quality criteria. Federal Water Pollution Control Administration. Washington, DC: Department of the Interior; 1968. Ott, Wayne. 1978. Environmental Indices, Theory and Practice, AA Science, Ann Arbor, Michigan. Pilot L. and Douglas R.1997. Health effects of exposure to cyanobacteria (blue-green algae) during recreation water-related activities. Australian and New Zealand Journal of Public Health. Vol 21. No 6. Prüss A. 1998. A review of epidemiological studies from exposure to recreational water. Int J Epidemiol; 27:1–9. Silvey, J. K. G. and Watt, J. T. 1971. The interrelationship between freshwater bacteria, algae, and actinomycetes in Southwestern reservoirs. In: The Structure and Function of Freshwater Microbial Communities. J. Cairns, Jr. (ed.). American Microscopical Society Symposium. Research Division monograph 3. Virginia Polytechnic Institute and State University, Blacksburg, VA. Swamee, P.K. and Tyagi, A. 2007. Improved method for aggregation of water quality subindices. J.Environ. Eng. 133: 220-225.
  • 37. Taylor, W. D.; Williams, L. R.; Hern, S. C. ; Lambou, V. W.; Howard, C. L.; Morris, F. A.; and Morris, M. K. 1981. Phytoplankton Water Quality Relationships in U.S. Lakes, Part VIII: Algae Associated with or Responsible for Water Quality Problems. Environmental Protection Agency, Las Vegas, NV. Report EPA-600/S3-80-100 or NTIS PB-81-156831. Van Nieuwenhuyse, E. E. and Jones, J. R. 1996. Phosphorus-chlorophyll relationship in temperate streams and its variation with stream catchment area. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 53:99-105. Welch, E. B. 1992. Ecological Effects of Wastewater. Chapman and Hall, London. World Health Organization. 2003. Guidelines for safe recreational water environments Volume 1: Coastal and fresh waters. World Health Organization. 2006. Guidelines for drinking-water quality, third edition, incorporating first addendum. Volume 1 – Recommendations. Yoo, S.; Carmichael W.; Hoehn, R.; Hrudey, S. (1995) Cyanobacterial (blue-green algal) toxins: A resource guide. Denver, CO, American Water Works Association Research Foundation, 229 pp.
  • 38. EXPOSICIÓN AL USO Y CONSUMO DE AGUA CON CIANOBACTERIAS: EFECTOS EN LA SALUD Ruiz, M.1 / Rodríguez, M.I.1 / Ruibal, A. L.1 / Gonzalez, I.1 / Alasia, V.1 Pellicioni, P.2 / Biagi, M.2 / Lerda, D.2 1. Cirsa, INA, Ambrosio Olmos 1142- 1º piso, marciaruiz74@yahoo.com; 2. Dpto. de Citogenética, Facultad de Medicina, UCC, Jacinto Ríos 571. RESUMEN El Embalse San Roque (Córdoba, Argentina) presenta condiciones eutróficas que conducen periódicamente al desarrollo masivo de cianobacterias. Esta situación genera problemas en la salud pública ya que las cianobacterias tienen la capacidad de producir toxinas causantes de problemas gastro-intestinales, hepatotóxicos, neurotóxicos y promotor de cáncer hepático. Estudios previos realizados sobre la calidad del agua del embalse indican que las algas presentes son productoras de toxinas. El objetivo de este estudio es investigar el grado de exposición de los residentes que habitan los alrededores del lago a las cianobacterias y evaluar el posible impacto en la salud. Primero se realizó un relevamiento de la población mediante encuestas que incluyeron información sobre grupo familiar, condiciones generales de salud, fuentes de consumo de agua, el estado sanitario, disposición de residuos y efluentes, etc. La zona carece de suministro de agua potable, por lo cual los pobladores (114 hab. aprox.) usan agua de múltiples fuentes, incluyendo el agua del embalse. Segundo, se realizaron análisis de muestras de agua de las fuentes de consumo y de uso para higiene personal y doméstica (nutrientes, microcistina, fitoplancton, bacteriológico) y finalmente se complementaron los datos con análisis de sangre a las personas pertenecientes a la comuna en carácter voluntario (ensayos de rutina, hepático, genotóxico e inmunoglobulinas). Los resultados muestran que la población presenta un alto grado de exposición. Los análisis de agua para consumo indicaron que no es apta bacteriológicamente (presencia de coliformes fecales y E. coli) y esto estaría asociado a los altos índices de gastroenteritis. La concentración media de microcistina varió de <0.16 a 3µg/L (valor recomendado por la OMS de 1µg/L de MC-LR). Debido a la alta morbilidad causada por diferentes enfermedades, las alteraciones halladas en los análisis de sangre de rutina no pueden vincularse específicamente a efectos crónicos causados por microcistinas sin embargo el estudio de las inmunoglobulinas específicas resultaría de gran utilidad y se continúa trabajando en ello. Los estudios genotóxicos no mostraron anormalidades. Palabras claves: microcistinas, salud, Embalse San Roque, calidad de agua.
  • 39. ABSTRACT The eutrophic conditions of San Roque Reservoir (Cordoba, Argentina) have led to periodic cyanobacteria blooms. This situation represents a serious risk for public health due to the potential capacity of cyanobacteria to produce cyanotoxins, which can cause several human health problems that range from mild gastrointestinal disorders to acute hepatic- and neurotoxic effects. They have also been reported as promoters of hepatic cancer when consumed at sub-lethal doses over long periods of time. Previous studies carried out in the area have shown risk levels of cyanotoxins (microcystins) in lake water. This study aims to assess the degree of exposure of the population (roughly 114 inh) settled in the surroundings of the lake and to evaluate the impact on its health. A population survey was carried out and the information collected included: number and characteristic of the family members, general health indicators, sources of water, domestic sanitary conditions and final destination of solid waste and waste water. The precarious dwellings lack access to a piped drinking water service hence people use water from different sources including lake water. This information was complemented with water analyses (chemical, biological, toxicological and bacteriological) from different sources and blood tests. Blood samples were taken from volunteers and were subjected to routine biochemical assays including hepatic enzymes, genotoxic and immunoglobulin tests. The results show that the population presents a high degree of exposure. Water analyses indicate high concentrations of fecal coliforms and E coli that can be associated to the high rate of gastroenteritis. Microcystin concentrations ranged between <0.16 to 3µg/L exceeding the limit recommended by WHO (1µg/L of MC-LR) on some occasions. Due to the high morbidity caused by different illnesses, the disorders found in routine blood tests cannot be associated to chronic effects caused by microcystins; however, the specific immunoglobulin assays might be more useful and present studies are focused on this. Genotoxic tests did not show abnormalities. Key words: microcystins, health, San Roque Reservoir, water quality. INTRODUCCIÓN La calidad del agua del Embalse San Roque se encuentra deteriorada presentando condiciones eutróficas que han conducido al desarrollo masivo de algas verde-azuladas o cianobacterias. El crecimiento desmedido de éstas genera múltiples problemas siendo uno de los más graves el efecto sobre la salud pública debido a su capacidad de producir toxinas causantes de problemas de salud leves y de corto plazo (dermatitis y alteraciones gastro- intestinales) hasta problemas de toxicidad más graves con efectos agudos y crónicos (hepatotóxico, neurotóxico y promotor de cáncer hepático). Estudios realizados sobre la calidad del agua indican que las algas presentes en dicho embalse son productoras de toxinas (Ruibal Conti A., 2003; Amé V. 2003). En la costa del lago, en un área cercana a la presa, habitan 114 hab. aprox. (23 familias) que al carecer de suministro de agua potable, se abastecen de agua de múltiples fuentes, incluyendo el agua del embalse. En modo conjunto con el personal médico del dispensario del municipio, se hizo un relevamiento de la población mediante encuestas, enfocándose en las fuentes de consumo y en el estado sanitario. Se realizaron análisis de las fuentes de agua (nutrientes, microcistina, fitoplancton, bacteriológico) y análisis de sangre a los mismos de índole voluntaria (citológico de rutina, enzimas hepáticas, estudios de genotoxicidad y se comienzan a realizar análisis de IgE e IgG específicos para MC-LR).
  • 40. Se evidencian altos índices de gastroenteritis lo cual se correlaciona a que no son aptas bacteriológicamente y otra causa posible es la presencia de microcistina, encontrándose en un rango de <0.16 a 3 µg/L en las fuentes de consumo. En este trabajo se muestran resultados obtenidos, ya que se continúa estudiando el estado sanitario. ÁREA DE ESTUDIO El Embalse San Roque (31º 22´ S y 64º 27´ O) se localiza en el Valle de Punilla a 608 m.s.n.m. en la Provincia de Córdoba, Argentina. El clima de la región es templado con una temperatura media anual de 14º C y vientos predominantes del cuadrante sur y norte, con precipitaciones estivales en el rango de 400 a 1000mm y una media anual aproximada de 720 mm. Al nivel de cota de vertedero (35,3 m), la superficie del embalse es de 15 km2, con 201hm3 de volumen y una profundidad media de 13,4 m. El tiempo de residencia medio aproximado es de 0,1- 0,6 años. La cuenca de drenaje es de 1750 km2. El embalse cumple principalmente la función de provisión de agua potable a la segunda ciudad del país (Córdoba), control de inundaciones, aprovechamiento hidroeléctrico, riego y es a su vez, un ámbito en el que se desarrollan múltiples actividades recreativas. La población de la Comuna San Roque se ubica en el perilago y suma un total de 114 personas aproximadamente. MATERIALES Y MÉTODOS Este proyecto es un trabajo en conjunto de la Universidad Católica de Córdoba (Facultad de Medicina) y el Instituto Nacional del Agua (CIRSA). Los estudios se basaron en 2 aspectos: la calidad de agua consumida y los aspectos sanitarios de la población expuesta. Con este fin, se tomaron mensualmente en el lago, muestras superficiales y a la altura de la toma a 13 m del fondo (de la cual se deriva para proveer de agua potable a la ciudad de Córdoba), y de 2 fuentes de consumo de agua: una denominada “Vertiente” (nombre dado por los lugareños a una filtración de la pared del dique) y otra que denominaremos “Escuela”, usada por el establecimiento educativo, la cual es conducida desde el lago a un tanque y de allí distribuida. El período de toma de muestras fue de 2 años y 8 meses (2004-2007). Se realizó recuento e identificación de fitoplancton (concentración por sedimentación y lectura en cámara de Fuchs Rosenthal), se determinaron las microcistinas totales por ensayo inmuno-enzimático (Kit ELISA, Envirologix USA), las bacterias coliformes totales y fecales (Tubos Múltiples), heterótrofas aerobias (Recuento en placa) y E. coli presuntiva (agar Levine para E. coli). Referido a la salud, se realizaron análisis de sangre: citológico de rutina (glóbulos blancos, glóbulos rojos, índices hematimétricos, hemoglobina, hematocrito, eritrosedimentación); y para el estado hepático se determinaron enzimas: Transaminasa glutámico oxalacética (GOT), Transaminasa glutámico-pirúvica (GPT), Gama glutamil transferasa (GGT), Fosfatasa Alcalina (FAL) y bilirrubina total. Se realizaron estudios de genotoxicidad, para verificar si hay alteración a nivel celular por la exposición crónica a las cianotoxinas. Se realizó el test de la Aberración Cromosómica (AC) con la técnica de Perry & Wolff (1972) y se analizó estadísticamente con el test de Kolmogorov-Smirnov (1981). Y actualmente se comenzaron a hacer estudio de anticuerpos antimicrocistis (IgE e IgG).
  • 41. La encuesta consistió en antecedentes de salud, fuentes de consumo, higiene personal, riego, disposición de efluentes y excretas, consumo de pescado y fue realizada a 45 personas de la población (47% aprox.), siendo su participación de carácter voluntario. RESULTADOS Fuente de consumo: “Escuela”. Fitoplancton En el fitoplancton encontrado en esta fuente de consumo (Fig Nº1), hay presencia de cianobacterias, crisófitas, clorófitas, pirrófitas y criptofíceas, con predominio de las dos primeras. Dentro de las cianobacterias se encontró una alta presencia de Anabaena sp y Microcystis sp, en los meses de verano. También se evidencia la presencia de Oscillatoria sp y Lyngbya sp, especies potencialmente tóxicas. Fitoplancton de la Escuela 100,0 90,0 80,0 70,0 60,0 % 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 nov-04 ene-05 mar-05 may-05 jul-05 sep-05 nov-05 ene-06 mar-06 may-06 jul-06 sep-06 nov-06 ene-07 mar-07 Fecha Ciano% Criso% Pirro% Cloro% Cripto% Fig Nº1: Diversidad de fitoplancton de la fuente “Escuela”. Microcistina Se relaciona la presencia y concentración de microcistina con las cianobacterias (Fig Nº2). Fueron analizadas 32 muestras de las cuales un 65.6% dieron resultados positivos. La concentración media fue de 0.75 µg/L, llegando a un máximo de 3µg/L. El nivel recomendado por la OMS como nivel guía para agua de consumo, es de 1µg/L de MC-LR. Esta agua se utiliza para cocinar siendo ocasionalmente consumida.
  • 42. "Escuela" 100000 3,5 3 Cianobacteria cel/ml 10000 2,5 MCTs (ug/l) 1000 2 100 1,5 1 10 0,5 1 0 mar-05 may-05 mar-06 may-06 mar-07 jul-04 ago-04 sep-04 oct-04 nov-04 dic-04 ene-05 feb-05 abr-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 nov-05 dic-05 ene-06 feb-06 abr-06 jun-06 jul-06 ago-06 sep-06 oct-06 nov-06 dic-06 ene-07 feb-07 Meses cel/ml MCs Totales Fig Nº2: Cianobacterias y concentración de microcistina la fuente “Escuela”. Fuente de consumo: “Vertiente”. Fitoplancton Se observó un predominio de crisófitas, y cianobacterias (Fig. Nº3). Los valores de abundancia fueron bajos. Los géneros que aparecen dentro de las cianobacterias fueron Microcystis sp, Oscillatoria sp, Chroococcus sp y Lyngbya sp.. En varios meses del período de estudio, no se registró presencia de algas, lo que se atribuye a una acción de “filtro” del paredón del dique. Fitoplancton de la Vertiente 100,0 80,0 60,0 % 40,0 20,0 0,0 nov-04 dic-04 ene-05 feb-05 mar-05 abr-05 may-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 nov-05 dic-05 ene-06 feb-06 mar-06 abr-06 may-06 jun-06 jul-06 ago-06 sep-06 oct-06 nov-06 dic-06 ene-07 feb-07 mar-07 Fecha Ciano% Criso% Pirro% Cloro% Fig Nº3: Diversidad de fitoplancton de la fuente de agua “Vertiente”. Microcistina Esta fuente, es de uso frecuente aunque no se encuentre en un lugar accesible. De 32 muestras analizadas, 46.8% fueron positivas. La media fue de 0.59 µg/L, con un máximo de 2.3 µg/L.
  • 43. En la Fig. Nº4, se pone en evidencia, que es una filtración del agua del dique, en donde hay presencia de algas, y sí pasa la toxina. Según los límites propuestos por la OMS, esta agua no es apta para consumo. Su uso frecuente es considerado potencialmente riesgoso y productor de efectos crónicos sobre la salud de la población. "Vertiente" 1000 2,5 900 800 2 Cianobacteria (cel/ml) 700 MCTs (ug/l) 600 1,5 500 400 1 300 200 0,5 100 0 0 nov-04 may-05 nov-05 may-06 nov-06 ago-04 sep-04 oct-04 dic-04 ene-05 feb-05 mar-05 abr-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 dic-05 ene-06 feb-06 mar-06 abr-06 jun-06 jul-06 ago-06 sep-06 oct-06 dic-06 ene-07 feb-07 mar-07 Meses cel/ml MCs Totales Fig. Nº4: Relación entre las cianobacterias y la concentración de microcistina en el agua de la “Vertiente”. Análisis bacteriológico de ambas fuentes de consumo. El análisis bacteriológico, indica que ambas fuentes tienen presencia de coliformes totales y fecales, con un marcado incremento en los meses más cálidos. Coincidente con lo hallado por Rossen et al, 2006 donde se encuentra un marcado aumento en el número de bacterias cuando hay aumento de la temperatura en la columna de agua. La calidad microbiológica del agua de “Vertiente” (Fig. Nº6) presenta menor concentración de coliformes totales y fecales que el agua de la “Escuela”, sin embargo como agua de consumo ambas no son aptas. Según la normativa provincial el agua de consumo debe ser 0 en 100 ml de Coliformes totales y fecales (DiPAS, 1994). No se señalan valores guía de coliformes para uso doméstico, como referencia se puede mencionar que para uso recreativo los valores de coliformes totales sugeridos son 5000NMP/100ml y para fecales 1000NMP/100ml (DiPAS, 1999). La prueba para E. coli (presuntiva), en la “escuela” de un n=19, 47% fueron positivas, y en la “vertiente”, de un n=20, 35%. La población en los meses de verano, suele tener problemas reiterados de diarrea, siendo esta una de las posibles causas.
  • 44. Bacteriológico "Escuela" 1800 1600 1400 NMP/100 ml 1200 1000 800 600 400 200 0 nov-04 dic-04 ene-05 feb-05 mar-05 abr-05 may-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 nov-05 dic-05 ene-06 feb-06 mar-06 abr-06 may-06 jun-06 jul-06 ago-06 sep-06 oct-06 nov-06 dic-06 ene-07 feb-07 mar-07 Fecha Coli Tot Coli Fec (NMP/100ml) (NMP/100ml) Fig Nº5: Coliformes totales y fecales de la Escuela. Bacteriológico "Vertiente" 2000 1800 1600 1400 N MP/100 m l 1200 1000 800 600 400 200 0 nov-04 feb-05 may-05 ago-05 nov-05 feb-06 may-06 ago-06 nov-06 feb-07 Coli Tot Fecha Coli Fec (NMP/100ml) (NMP/100ml) Fig Nº6: Coliformes totales y fecales de la “Vertiente”. El valor guía para bacterias aerobias mesófilas en agua potable, es de 500 UFC/ml. la “Vertiente”, no excedió el límite, en el tiempo estudiado pero si el agua de la “Escuela”, superado ampliamente en el mes de noviembre del año 2006 (16400 UFC/ml). Toma de Aguas Cordobesas S.A. (TAC). El dique, como ya se mencionó, es fuente de consumo y de uso recreativo. Se tomaron muestras en la zona de la Toma de Agua (TAC), dentro del perfil vertical, se analizó la superficie y el punto de la toma, como puntos más importantes, hasta marzo del año 2007, en donde se encuentran los datos en forma completa. Se eligen estos puntos, porque en superficie se encuentran las algas en mayor cantidad (siguen la luz del sol) y en la toma debido a que es el punto de captación de agua (perteneciente a EPEC), para el abastecimiento de la población de Córdoba. TAC superficie En el período estudiado (julio del 2004 hasta marzo del 2007) hubo dominancia de Microcystis sp, alternando con Anabaena sp, dominante en los meses de septiembre, octubre y noviembre del 2005 y marzo del 2006. En la mayoría de las fechas en donde se encuentra Microcystis está en más del 60%. En algunos meses no hubo presencia de
  • 45. ninguno de los dos géneros, pero lo que si se observa que la ocurrencia de las mismas ya no depende únicamente de los meses cálidos, si no que se encuentran en meses fríos también. La concentración de microcistinas es moderada, con una concentración máxima de 1.94 µg/L (coincidente con un bloom de cianobacterias, Fig Nº 7). Hubo fechas con presencia de Anabaena y Microcystis, pero sin concentración detectable de microcistina (cepas no tóxicas). TACsuperficie 2,50 100,0 2,00 80,0 Porcentaje 1,50 MC (µg/L) 60,0 1,00 40,0 20,0 0,50 0,0 0,00 nov-03 dic-03 ene-04 feb-04 mar-04 abr-04 may-04 jun-04 jul-04 ago-04 sep-04 oct-04 nov-04 dic-04 ene-05 feb-05 mar-05 abr-05 may-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 nov-05 dic-05 ene-06 feb-06 mar-06 Fecha Anabaena sp. Microcystis sp. Conc. de MC (µg/l) Fig Nº7: Relación Anabaena/Microcystis y microcistina. TAC toma Predominio de Mycrocystis sp, igual que en superficie. En algunos meses monitoreados, no hubo registro de cianobacterias. La concentración de microcistina fue muchísimo menor que en superficie, no superando los 0.89µg/L (Fig Nº8). TACtoma 1,00 100,0 0,90 0,80 80,0 0,70 Porcentaje 0,60 MC (µg/L) 60,0 0,50 0,40 40,0 0,30 20,0 0,20 0,10 0,0 0,00 nov-03 dic-03 ene-04 feb-04 mar-04 abr-04 may-04 jun-04 jul-04 ago-04 sep-04 oct-04 nov-04 dic-04 ene-05 feb-05 mar-05 abr-05 may-05 jun-05 jul-05 ago-05 sep-05 oct-05 nov-05 dic-05 ene-06 feb-06 mar-06 Fecha Anabaena sp. Microcystis sp. Conc. de MC (µg/l) Fig Nº8: Relación Anabaena/Microcystis y microcistina. Salud Como marcadores de disfunción hepática son estudiadas enzimas como GPT, GOT y FAL. Estudios realizados en ratón (Andrinolo, 2008), indicaron que estas enzimas no fueron marcadores apropiados en la exposición crónica con MC-LR, sólo se vio un aumento de GOT, pero GPT no tuvo cambios significativos (más específica de daño celular hepático).
  • 46. En general hay un estado sanitario bueno. Sólo un 12% tenía la FAL elevada, lo cual no es del todo indicativo, debido a que esta enzima no es específica de hígado, también se halla presente en hueso. Un 2% presentó alterada la GGT, la cual es indicadora de obstrucción biliar y un 4.1% presentó alterada la GOT y la GPT. Estos porcentajes si son representativos porque la población en estudio es pequeña. Otro resultado importante fue que el 14.3% tiene Eosinofilia, lo que indica que puede ser causa de parasitosis o estados alérgicos. Se han realizado en algunos pacientes la determinación de anticuerpos antimicrocistina LR, en donde se estudia en conjunto la IgE y la IgG. El 82,3 % presenta alteración de la IgE y el 38,2 % de la IgG. Estos datos indican que la microcistina ha penetrado en la población expuesta. Lo más importante de este dato inmunológico, es que los expuestos muestran una respuesta medida a través de las IgE e IgG. En el test de genotoxicidad se contaron aproximadamente por muestra un promedio de 113 metafases. Luego se calcularon porcentajes de aberraciones cromosómicas estructurales (cromátidas rotas, cromosomas rotos, fragmentos acéntricos, fragmentos cromatídicos, exceptuando los gaps). No se observó un incremento de las aberraciones cromosómicas (AC) en los individuos expuestos comparados con los controles no expuestos. Estos resultados indican que a la concentración a que estuvieron expuestos los individuos, no muestran diferencias en la presencia de aberraciones cromosómicas. Se observa una muestra con metafases normales en la Foto Nº1, y en Nº2 una rotura cromosómica: FotoNº1: Metafase normal de individuos Foto Nº2: Aberración cromosómica (AC): Se expuestos. 40 x. observa una rotura cromosómica. CONCLUSIONES El análisis de las muestras de agua indica que la población estaría altamente expuesta y en contacto de tipo permanente a las cianobacterias, debido al alto contenido de cianobacterias en el lago. Las mismas, están presentes en más de un 70% del total del fitoplancton con una concentración celular muy elevada en la mayoría de los muestreos realizados. El uso recreativo de aguas con este contenido de algas produce irritación de la piel y altas probabilidades de síntomas gastrointestinales.
  • 47. Se observa que los valores hallados en época estival superan ampliamente las 5000 cel/ml. Los efectos adversos generados por el uso recreativo de las algas resultarían ser una combinación de efectos de metabolitos cianobacterianos y de bacterias asociadas (Falconer I. et al. 1999). El análisis, indicó un rango de concentración entre no detectable y 3 µg/l. Se considera que para que haya problemas de salud asociados a las microcistinas en contacto recreativo la concentración de las mismas debería exceder los 10 µg/l. En el agua que llega a la Escuela, se observa que el porcentaje de dominancia de las cianobacterias y el número de células se mantiene elevado. Hay presencia de géneros potencialmente tóxicos. A través de las encuestas realizadas a la población, se observó que cuando se la utiliza para fines domésticos e higiene personal produjo problemas de prurito en la piel e irritación de mucosas (ojos y oídos), sin embargo su consumo seria altamente riesgoso ya que podrían estar ingiriendo microcistinas. Cabe destacar que Anabaena y Oscillatoria tienen además la capacidad de producir neurotoxinas. Si bien, la “Vertiente” demuestra no tener un alto contenido de cianobacterias, y en la mayoría de las muestras no hubo evidencia de las mismas, sí se encontró microcistina y en muchos de los casos, su concentración superó al nivel guía recomendado por la OMS, como agua de consumo. Se suma también que ambas fuentes no son aptas microbiológicamente, siendo potenciales productoras de diarrea y problemas gastro-intestinales. En cuanto al dosaje de enzimas hepáticas en personas expuestas, no se encontró grandes alteraciones, pero extrapolándolo a una población tan pequeña, los porcentajes hallados no dejan de ser importantes. Aunque en la población en estudio, hay muchas patologías que pueden producir un aumento de las mismas. Como ya se mencionó se comenzó el estudio de los anticuerpos tipo IgE e IgG específico para microcistina LR, dando altamente positivos los de tipo IgE en algunos de los pacientes, pero se debe continuar con un seguimiento para poder sacar una conclusión. En pacientes que se les pudo realizar dos extracciones y en donde había sido positiva la IgE, comenzó la misma a bajar y a tomar más relevancia la IgG específica para MC-LR. Pero se debe continuar estudiando esta relación. El test de genotoxicidad no demostró incremento de aberraciones cromosómicas, por lo cual no se han evidenciado alteraciones a este nivel. Actualmente se siguen realizando estudios, pero sólo a nivel salud. Se les recomendó el consumo de una fuente alternativa de agua, no muy fácil llevar a cabo, porque no tienen poder adquisitivo para comprar agua envasada o adquirir otra fuente alternativa segura. Este trabajo se generó con la idea de contribuir con información base, ausente hasta el momento, sobre los efectos en la salud de personas expuestas continuamente a toxinas algales a los fines de establecer un futuro esquema de manejo del riesgo en la zona de estudio. REFERENCIAS Andrinolo D., Sedán D., Telese L., Aura C.; Masera S., Giannuzzi L., Marra C. A. & Alaniz M. T. (2008). Hepatic recovery after damage produced by sub-chronic intoxication with the cyanotoxin microcystin-LR. Toxicon 51 (3), 457-467. Ame V., (2003). Microcistinas en el Embalse San Roque (Córdoba). Presencia, Ecotoxicidad, Regulación y Biodegradación. Tesis doctoral. 144 pp. Facultad de Ciencias Químicas. Universidad Nacional de Córdoba. Argentina.
  • 48. DiPAS (1994). Normas Provinciales de calidad y control de agua para bebida. Resolución DiPAS 608/93- Departamento Laboratorio- Volumen I- Córdoba- Argentina. Falconer, Ian Robert (2005). “Cyanobacterial toxins of drinking water supplies: Cylindrospermopsis and Microcystins”. CRC Press – USA. Helmbrecht J, López Fabián, (2000): “Predictores Físicos de la Calidad del Recurso en el Lago San Roque”. Memorias del XIX Congreso Latinoamericano de Hidráulica. Tomo I, 75-84. Massey Jr., F. (1981). The Kolmogorov-Smirnov test for goodness of fit.J. Am. Stat. Assoc. 46: 68 - 78. Morillo, S; Dasso, C; Bustamante, M A; Granero, M y López, F. (2002) Modelación unidimensional de la limnología física del Embalse San Roque, Córdoba, Argentina, XIX Congreso Nacional del Agua, Villa Carlos Paz, Córdoba, Argentina. Pilotto, L.S., Douglas, R.m., Burch, M.d.,Cameron, S.k Beers, M.,Ruch, G.R. Rbinson, P., Kira,M., Cowie, c.t., Hardiman, S., Moore, C. and Attewell R.G. 1997 Health effects of receational exposure to cyanobacteria (blue-green-alagae) during recreatinal water-related activities. Aust.N. Zeland J.Public Health, 21, 562-566) Rossen, A; Rodriguez, M.I.; Ruibal Conti, A.L.; Fortunato, M.S.; Bustamante, M.A.; Ruiz, M.; Melero, V.; Angelaccio, C. & Korol, S. (2007) “Evaluación del estado sanitario del lago San Roque (Córdoba) empleando indicadores microbiológicos” l. Tucumán- Argentina. Ruibal Conti A.L, (2003). Seasonal Variation of Microcystins in Argentinean Inland Waters. pp 88. Tesis de Maestría. Universidad de Kyoto. Japón. Ruiz, Marcia (Julio- Diciembre 2006). “Caracterización integral de la calidad de los recursos hídricos: Eutrofización y algas tóxicas”. Informe técnico. Dir: Ruibal Conti, Ana Laura.
  • 49. BIOTECNOLOGÍA APLICADA AL TRATAMIENTO DE RESIDUOS DE UN MATADERO Umbides, Roberto1 / Sánchez de Pinto, María Inés1 Argañaraz, Natalia1 / Polo Alfredo2 1. Instituto de Ciencias Químicas- Fac. de Agronomía y Agroindustrias- Universidad Nacional de Santiago del Estero.- Av. Belgrano (S) 1912- CP: 4200- Santiago del Estero- Argentina. 2. CCMA-CSIC, Madrid, España. e-mail: inesdep@unse.edu.ar RESUMEN La implementación de un Sistema de Gestión Ambiental, con tecnología simple y poco costosa, como el compostaje, es considerada una alternativa económicamente viable y eficiente para el tratamiento de los residuos biodegradables provenientes de los efluentes del matadero, que son depositados en una pileta y posteriormente volcados al cauce del río. El objetivo fue determinar la factibilidad del tratamiento de los residuos biodegradables sedimentables de los efluentes de un matadero bovino mediante el lombricompostaje, a fin de proponerlo como tecnología para una Producción Limpia (PL). Los residuos sedimentables, extraídos del fondo de una pileta, donde descargan los efluentes del matadero, fueron colocados en pilas al aire libre, tratados mediante compostaje (sistema abierto, con volteos periódicos) durante 60 días. El proceso fue controlado por el monitoreo diario de la temperatura, la temperatura aumentó alcanzando 65-68ºC (durante 5 días), la humedad se mantuvo 40-50%. Posteriormente fueron colocados en cunas, inoculados con lombrices Eisenia foetida. La humedad se mantuvo entre 80-85%. Cada 30 días se tomaron muestras. La madurez se alcanzó a los 150días. A los 180 días la Conductividad eléctrica CE) cambio de 1,6 a 0,5 mS/cm, el pH de 6,0 a 6,5, Carbono Orgánico total/Nitógeno Orgánico Total (COT:NOT) y Carbono hidrosoluble (CH) disminuyeron alcanzando valores de 11 y 0,7 mg de C/100 respectivamente, la Capacidad de Intercambio Catiónico(CIC) y el índice de germinación(Ig) aumentaron a valores de 60 meq/100g y 65 respectivamente. Contenido de metales pesados menor al límite máximo permitido por Comunidad Europea. El lombricompost presentó un significativo contenido de macro y micronutrientes, resultando apto para su utilización en agricultura. El lombricompostaje demostró ser una tecnología aplicable al tratamiento de los residuos biodegradables sediementables del matadero, permitiendo disminuir descargas orgánicas en los cauces de agua y pudiendo generar, mediante su comercialización, un valor agregado a dichos residuos. Palabras claves: matadero, lombricompostaje, producción limpia
  • 50. BIOTECHNOLOGY APPLIED TO THE RESIDUE TREATMENT OF A SLAUGHTER HOUSE ABSTRACT The implementation of a System of Environmental Management, with simple and little expensive technology, like the composting, is considered an economically viable and efficient alternative for the treatment of the originating biodegradable waste of the effluents of the slaughter house, that are deposited in a sink and later upset to the channel of the river. The aim was to determine the feasibility of the treatment of the sedimentable biodegradable waste of the effluents of a bovine slaughter house by means of the vermicomposting, in order to propose it like technology for a Clean Production (CP). The sedimentable wastes, extracted of the bottom of a sink, where they unload the effluents of the slaughter house, were placed in batteries outdoors, tried by means of composting (open system, with periodic dump) during 60 days. The process was evaluated by daily temperature monitoring, the temperatures increasing, reaching 65-68ºC (during 5 days), the humidity stayed 40-50%. Later they were placed in cradles, inoculated with worms Eisenia foetida. The humidity stayed between 80-85%. Every 30 days samples were taken. The maturity was reached to 150 días. To the 180 days the electrical Conductivity (CE) change from 1.6 to 0.5 mS/cm, the pH from 6.0 to 6.5, total Organic Carbon/Total Organic Nitógeno (COT: NOT) and water soluble Carbon (CH) fell reaching values of 11 and 0,7 mg de C/100 respectively, the Cation Exchange Capacity (CIC) and the Index of germination (Ig) increased to values 60 meq/100g and 65 respectively. The content of heavy metals is smaller to the maximum limit allowed by European Community. Vermicompost showed relevant contents of macro and micronutrients and was suitable for its use in agriculture. The vermicomposting proved to be a technology applicable to the treatment of the sedimentables biodegradable wastes of the slaughter house, allowing diminishing organic unloading in the water channels and being able to generate, by means of its commercialization, a value added to these residues. Key words: slaughter house, vermicomposting, clean production INTRODUCCIÓN En las últimas décadas la sociedad está tomando conciencia sobre el deterioro que, algunas prácticas y tecnologías tradicionales, están ocasionando al ambiente y a la calidad de vida. La mayoría de los problemas que aquejan al ambiente tienen su origen en los procesos productivos mal planificados y gestionados. Por lo cual la comunidad y los mercados comienzan a exigir que se establezcan prácticas y procesos que protejan y preserven los recursos naturales y el ambiente, y aseguren una oferta de bienes de consumo limpios para las generaciones presentes y futuras (Guerrero, 2004). El concepto de gestión ambiental (GA) surge precisamente de esta tendencia y podemos definirla como el conjunto de diligencias conducentes al manejo integral de un sistema ambiental, que busca un manejo estratégico de las actividades antrópicas que afectan al ambiente con el fin de prevenir o mitigar los impactos negativos, logrando un sistema de vida en armonía con la naturaleza. Se trata de conseguir un equilibrio adecuado entre el desarrollo económico, el crecimiento de la población, el uso racional de los recursos y la protección y conservación del ambiente, pilares del “desarrollo sostenible”.(Behr Menendez,2002). En la Argentina la Dirección de Producción Limpia y Consumo Sustentable, está desarrollando Programas de Producción Limpia (PPL) para las industrias que generan graves problemas ambientales, incluyendo a los frigoríficos-mataderos. Estos programas propone revisar todo el proceso de producción a fin de reducir la carga hacia el ambiente
  • 51. (conservar los recursos naturales), optimizando la utilización del agua y de la energía en forma efectiva y eficiente, incluyendo además la formación de los recursos humanos, así la industria pueda competir con mayor eficacia y eficiencia en el mercado.(S.A y D.S) Los mataderos, las plantas de procesamiento de carne y las actividades asociadas a la recuperación de subproductos generan gran cantidad de residuos líquidos y sólidos con altas cargas orgánicas contaminantes y emisión de olores desagradables. En los mataderos, los efluentes provenientes de los procesos de desangrado y eviscerado y las aguas de lavado son las principales fuentes generadoras de residuos líquidos con alta carga orgánica. Estas corrientes contienen: contenido ruminal, sangre, estiércol, pelos, plumas, grasas, huesos, proteínas y otros contaminantes solubles. Numerosos mataderos, en diferentes ciudades argentinas, no están implementando PPL y se encuentran ubicados próximos a núcleos poblacionales y a cauces de agua, por lo que estarían impactando ambiental y sanitariamente sobre los recursos naturales (agua y suelos) y la calidad de vida de las poblaciones vecinas. Varios autores proponen al compostaje como estrategia de Producción más Limpia (Guerrero, 2006), por ser una tecnología económicamente viable y eficiente para el tratamiento de los residuos biodegradables de diferentes orígenes biosólidos municipales (Laos, 2004), domiciliarios municipales (Said-Pullicino,2007) de mataderos bovino (Costa, 2009; Sanabria-León, 2007), sencilla de implementar, de bajo costo y permite generar valor agregado a los residuos tratados (Guerrero, 2004). El compostaje es un proceso bioxidativo controlado en el que intervienen numerosos y variados microorganismos, que cambian la materia orgánica fresca en materia orgánica más humificada y estabilizada denominada compost (materia orgánica estabilizada, libre de fitotoxinas y dispuesta para su uso sin que provoque fenómenos adversos). Implica el paso por una etapa termófila y una producción temporal de fitotoxinas. Los productos finales del proceso de degradación son dióxido de carbono, agua y minerales y compost. (Costas, 1991). Otra biotecnología utilizada en el tratamiento de residuos biodegradables es lombricompostaje (Elvira, 1996; Tognetti, 2007). Implica también un proceso de bioxidación y estabilización de la materia orgánica en régimen de temperatura mesofílico, mediado por la acción combinada de lombrices y microorganismos, a través del cual se obtiene un producto denominado lombricompost. Aunque los microorganismos son los responsables de la degradación bioquímica de la materia orgánica, las lombrices de tierra juegan un papel importante al fragmentar y acondicionar el sustrato, aumentando la superficie de ataque de los microorganismos (Edwards, 1998). Al moverse favorecen la dispersión y proliferación de bacterias y hongos así como la homogeneización del sustrato. Se alimentan tanto de poblaciones de microorganismos como de compuestos parcial o totalmente degradados de los residuos orgánicos produciéndose en el intestino cambios en su composición química y biológica gracias a la acción de los microorganismos, enzimas y ciertas sustancias fermentadoras (Barois,1986) que son expulsados como eyecciones “cast” con menor tamaño de partícula, cuya composición química y biológica difieren de la del material de partida por lo que pueden actuar como inóculo de nutrientes y microorganismos en el lugar donde son depositados. Normalmente, es necesario determinar el grado de madurez de los “compost o lombricompost” para que puedan ser utilizados en agricultura, sin que provoquen problemas en el sistema suelo-planta. Para evaluar el grado de madurez se emplean un “conjunto de parámetros” (Tang, 2006; Said-Pullicino., 2007), tales como, relación C/N menor que 20 (Clairon , 1982) o lo más cercana a 15, capacidad de intercambio catiónica (C.I.C.) mayor que 60 meq 100 g-1 (Harada, 1980); la relación de la capacidad de
  • 52. intercambio catiónica y el contenido de carbono orgánico total (CIC : COT) mayor que 3,2 (Roig, 1988), el porcentaje de C hidrosoluble (CH) inferior al 0,5% (Costa, 1991) y la relación C hidrosoluble:NOT (CH : NOT) menor o igual a 0,7 (Mazzarino, 1998; Hue,1995), el test biológico de germinación con un índice de germinación (Ig) mayor que 50% respecto al blanco (Zucconni, 1987). El objetivo del presente trabajo fue determinar la factibilidad del tratamiento de los residuos biodegradables sedimentables de los efluentes de un matadero bovino mediante el lombricompostaje, a fin de proponerlo como tecnología para una Producción Limpia (PL), que reduce la carga contaminante al ambiente y genera un producto con aptitud agrícola para su comercialización. MATERIALES Y METODOS Residuos utilizados para el lombricompostaje Los residuos sólidos extraídos mediante una pala mecánica, del fondo de una pileta que se encuentra en un terreno lindero al matadero frigorífico “Santiagueño SRL”, fueron ubicados en pilas alargadas al costado de la misma para la pérdida de humedad (Foto 1). Estos residuos provienen de la sedimentación de los sólidos suspendidos provenientes del vuelco de los dos efluentes líquidos que se generan durante la operación del frigorífico: uno se genera de los procesos de desangrado “aguas rojas” que contienen fundamentalmente sangre y cantidades varias de grasas, aserrín del hueso, restos de músculo que provienen de sectores de producción (playa de faena, despostada, grasería), y el otro proviene de los procesos de evisceración “aguas verdes” que recibe el estiércol, el contenido ruminal e intestinal provenientes del sector mondonguería, tripería, corrales y lavado de camiones (sólidos gruesos). Ambos aportan gran cantidad de carga orgánica, grasas, estiércol, pelos, huesos, proteínas, patógenos y otros contaminantes solubles, siendo altamente biodegradables. Foto 1: pileta y pilas alargadas de residuos Foto 2: pilas de residuos para compostaje Posteriormente, los residuos extraídos fueron trasladados a la finca de “Brim productores” y colocados en pilas de aproximadamente 1,5 m de altura, para favorecer el desarrollo de la etapa termófila del compostaje (Foto 2). Durante 60 días se controló estrictamente la temperatura, la humedad y la aireación con volteos cada 15 días, obteniéndose lo que se llama “compost fresco” (Costas, 1991). Posteriormente, el compost fresco fue colocado en cunas de 10 m x 1 m x 0,5 m e inoculado con lombrices epigeicas de la especie Eisenia foetida (lombriz roja californiana), aproximadamente 15.000 anélidos por
  • 53. metro cuadrado. (Foto 3). La altura de los residuos en la cuna fue de aproximadamente 40- 45 cm. La humedad se mantuvo entre 80-85 % mediante riego por duchas (Foto 4). Foto 3: Cunas residuos inoculado con lombrices Foto 4: Riego de las cunas Toma de muestra Se tomaron muestras cada 30 días (2 meses de compostaje y 4 meses de lombricompostaje) por triplicado. Las muestras fueron secadas al aire, trituradas y tamizadas en malla de 2 mm. Variables metodológicas El pH y la conductividad eléctrica (CE) fueron medidas del extracto acuoso en una relación 1:2,5 y 1:10 (sólido : líquido), respectivamente; el contenido de nitrógeno orgánico total (NOT) por Kjeldhal; el carbono orgánico total (COT) y carbono hidrosoluble (CH) (solución acuosa 1:10) por el método de Walkley & Black (oxidación con dicromato de potasio), carbono extraíble o carbono de sustancias húmicas totales en % (CSHT) con Na2P2O7 0,1M a pH=9,8 y posterior separación del carbono precipitado o carbono ácidos húmicos (CAH) de dicho extracto a pH = 2, y del carbono soluble o carbono ácidos fúlvicos a pH = 2 (CAF) según Yeomans & Bremers (1988). La capacidad de intercambio catiónico (C.I.C.) por método de Harada & Inoko, el contenido total de Na, K y Ca por fotometría de llama, de P total por colorimetría y Mg, Fe, Mn, Zn, Cu, Cd, Cr y Ni por absorción atómica, previa mineralización por vía húmeda con ácidos nítrico/perclórico; el test biológico de germinación en el extracto acuoso empleando Allium cepa L. (Zucconi,1981) determinándose el índice de germinación en por ciento (Ig) a los 5 días de germinación. Se consideró germinación al proceso que comprendió la brotación y los primeros estadios del crecimiento de las semillas. RESULTADOS Situación ambiental generada por los efluentes del matadero El vuelco de los efluentes (aguas rojas, aguas verdes y aguas de lavado) en la pileta ubicada en un terreno lindero al edificio del matadero Santiagueños SRL” (Foto1), es el único tratamiento que se realiza, previo a su descarga en el cauce del Río Dulce.
  • 54. Se identificaron algunos impactos ambientales que genera dicha situación sobre: -calidad del aire: los olores desagradables generados por la descomposición de la materia orgánica impactan sobre el ambiente aéreo. Dependiendo de la época y de la cantidad, el aire se torna irrespirable para la gente que trabaja en el frigorífico y los vecinos de los barrios periféricos. -calidad del agua: las características de los efluentes que se vuelcan en la pileta y que se descarga en el Río Dulce, luego de un tiempo de retención de 30 minutos, se muestran en la Tabla 1. La DBO5 (demanda bioquímica de oxígeno) permite estimar el consumo de oxígeno que utilizarán las bacterias para degradar la materia orgánica del efluente. Si este consumo es superior a la cantidad de oxígeno disuelto en el líquido, el mismo entrará en proceso de putrefacción. El valor de la DQO (Demanda Química de Oxígeno) está relacionado con la cantidad de sustancias orgánicas e inorgánicas oxidables químicamente. Indica la cantidad total de materia orgánica presente en el efluente, incluyendo la cantidad de materia orgánica fácilmente biodegradable (medida como DBO). Los Sólidos sedimentables (STS) son la porción de sólidos totales suspendidos en el efluente que se depositan después de un cierto periodo de tiempo. En la Tabla 1,se observa que el efluente que descarga el Río Dulce presenta elevado DBO (4000 mg/L); DQO (6.000mg/L) y contenido de STS(250-300mg/L). Tabla 1: Valores límites y de efluentes del matadero “Santiagueños SRL” pH DQO DBO STS Ntotal P total (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) Límites 7,5-8,5 125 50 60 15 2 Obligatorios(*) Límites -------- 75 20 20 límites derogados si el recomendado(*) agua receptora no está sujeta a eutroficación Efluente(**) 6,0-6,5 6.000 4000 250- (descarga en pileta) 300 Efluente (**) 6,0-6,5 600- 400 ------ 400-500 10-20 (descarga en Río) 700 (*)los límites y/o estándares permitidos para la descarga de líquidos cloacales e industriales en los ríos de la provincia establecidos en la resolución nº 039 emitida el 30/04/02 por el Ente Regulador de los Servicios de Agua y Cloacas (ERSAC) de Santiago del Estero. (**)datos extraídos de Rosas,2002 y de Matinez,2004 El tratamiento primario permitió la sedimentación de los sólidos solubles, generando una gran reducción de la DBO (de 4000 a 400 mg/L), de la DQO (de 6.000 a 600 mg/L), sin embargo dichos valores superan el límite máximo aconsejado para su descarga, lo que estaría indicando la necesidad imperiosa de un tratamiento previo a su vuelco al Río Dulce, a fin de disminuir el contenido total de materia orgánica biodegradable. El fósforo y el nitrógeno son nutrientes que en exceso causan eutrofización (crecimiento acelerado de algas y especies vegetales superiores). En los efluentes derivados del matadero, el P tiene su origen principalmente en los productos utilizados para la limpieza (detergentes, jabones, desinfectantes), siendo su valor 5 a 10 veces superior al recomendado (Tabla 1). La principal fuente de nitrógeno son las proteínas contenidas en la sangre. Su valor es 27-33 veces superior al valor límite recomendado
  • 55. (Tabla 1). En la desembocadura del efluente se observó la formación de algas (eutrofización) sobre la superficie de las aguas. -calidad del suelo: se observó una contaminación localizada de los suelos, cuando por lluvias copiosas (en verano) o por la falta de mantenimiento, la pileta rebalsaba. El desplazamiento del efluente a través de cañerías en mal estado (rotas o inexistentes) que están contaminando los suelos del terreno donde por donde se desplaza hasta su descarga en Río Dulce. Lombricompostaje de los residuos biodegradables sedimentables Durante los primeros 9-11 días de compostaje de los residuos biodegradables sedimentables extraídos de la pileta donde se vuelcan los efluentes del matadero, se fue desarrollando la etapa mesófila, en la que los residuos alcanzaron valores de temperatura hasta los 40°C. En la posterior etapa termófila se alcanzó temperaturas máximas de 65- 68°C a los 22 días de iniciado el proceso; estas temperaturas se mantuvieron durante 3 o 4 días permitiendo la eliminación del poder germinativo de las semillas y la destrucción de los microorganismos patógenos, que estos residuos pudieran contener (Paz, 2003). El descenso de la temperatura fue lento hasta alcanzar valores similares a la del ambiente. En la Tabla 2 se muestran los cambios de valores de los parámetros físico-químicos determinados durante el tratamiento compostaje-lombricompostaje. Durante los 60 días de compostaje, los valores COT, NOT, CSHT, CAH, CAF han disminuido, por efecto de la mineralización de los compuestos orgánicos más lábiles en las etapas tempranas del proceso. Los cambios en el pH no fueron significativos y la CE mostró una leve disminución. Durante el proceso de lombricompostaje (4 meses siguientes) el pH se mantuvo entre 6,0 y 7,0 valores óptimos para el desarrollo agrícola y la CE disminuyó de 1,4 a 0,55 mS/cm, lo que indicaría pérdida del contenido salino, tal vez por el excesivo riego y carencia de impermeabilización de la base de la cuna. El aumento del 6,3% registrado en el COT podría estar influenciado por la degradación de las lombrices muertas (por falta de alimento biodegradable, una vez que alcanzó la madurez el sustrato). El aumento de la densidad de lombrices durante el proceso generó un aumento de las deyecciones enriquecidas en compuestos de nitrógeno (Lee, 1985) provocando un aumento en el contenido de NOT (Elvira, 1999; Moreno, 2000) de un 16,4%. Las sustancias húmicas totales CSH y en especial los ácidos húmicos CAH han ido aumentando, lo que indicaría que el material se ha ido estabilizando y mejorando sus propiedades como bioenmienda o biofertilizante (Elvira, 1998). Los valores de CH y COT/NOT han ido disminuyendo durante el proceso, mientras que los de CIC, CIC/COT, Ig fueron aumentado. A los 150 días, el CH disminuyó a 1,0% y la relación CH/NOT a 0,6 (menor 0,7). Se registró un aumento de la CIC (próxima a 60meq/100g de muestra), de la relación CIC/NOT (próxima a 3,2), del contenido de CAH (mayor que CAF) y del Ig (superior a 70) (Tabla 2). A partir de los valores alcanzados por la mayoría de estos parámetros se puede considerar que el lombricompost alcanzó la madurez en ese período de tiempo.
  • 56. Tabla 2: Características fisicoquímicas a diferentes tiempos de compostaje y/o lombricompostaje frigorífico-matadero Tiempo de tratamiento (días) 0 30 60 90 120 150 180 Tecnología de tratamiento residuo COMPOSTAJE LOMBRICOMPOSTAJE pH 6,4 6,0 6,2 6,9 6,4 6,7 6,5 CE(mS/cm) 1,9 1,6 1,4 0,4 0,4 0,5 0,5 COT(%) 35,1 18,6 15,9 16,1 18,8 18,0 19,0 NOT(%) 2,5 1,7 1,5 1,6 1,8 1,8 1,7 COT/NOT 14,0 10,9 10,6 10,0 10,8 10,0 11,1 CH (%) 3,7 3,2 2,3 1,8 1,2 1,0 0,9 CH/NOT 1,5 1,9 1,5 1,1 0,7 0,6 0,5 CST (%) 2,5 2,0 1,6 1,0 2,2 2,4 2,5 CAH (%) 1,4 1,2 1,0 0,5 1,6 1,8 2,0 CAF (%) 1,1 0,8 0,6 0,5 0,6 0,6 0,5 CAH/CAF 1,3 1,5 2 1,0 2,7 3,0 4,0 CIC(meq/100) 35,2 39,3 42,6 49,0 53,6 56,5 59,9 CIC/COT 1,0 2,1 2,7 3,0 2,85 3,0 3,2 Ig 38,5 49,5 50,8 51,4 49,1 60,3 94,8 Durante el proceso de compostaje (60 días) seguido del lombricompostaje (120 días), el contenido de nutrientes fue variando (Tabla 3). Se registró una disminución en el contenido total de sodio NaT de casi el 47% juntamente con el contenido de calcio CaT aproximadamente el 15% y de fósforo PT del 21%. Para mantener el desarrollo y crecimiento de las lombrices, el nivel óptimo de humedad del material se mantuvo entre el 80-85 %, por lo que la disminución de nutrientes registrada podría ser debida a su disolución en el agua y posterior lixiviación en el suelo (base de las cunas). Resultados similares se han obtenido durante el lombricompostaje de residuos frutihortícolas (Sánchez de Pinto, 2007; Elvira, 1996). El aumento en los contenidos de total de potasio KT (124%) y de magnesio MgT (175%), al final del proceso de lombricompostaje, podrían estar relacionados con la pérdida de materia orgánica en forma de CO2 y consecuente reducción de la masa(Elvira, 1998; Moreno 2000). Tabla 3: Contenido de nutrientes y metales pesados del residuo del matadero extraído de la pileta y del lombricompost a los 180 días de tratamiento Parámetros residuo Lombricompost Na T(mg Kg-1) 1447,6 780,2 K T(mg Kg-1) 2229,5 4987,0 Ca T(mg Kg-1) 21361,0 18226,5 Mg(mg Kg-1) 1754,1 4803,3 P T(mg Kg-1) 7133,1 5623,6 Fe (mg/Kg) 5663,3 10202,1 Mn (mg/Kg) 325,0 535,9 Zn (mg/Kg) 100,8 238,0 Cu (mg/Kg) 16,70 28,40 Cd (mg/Kg) <0,2 <0,2 Cr (mg/Kg) 4,55 7,45 Ni (mg/Kg) 3,10 10,45 Pb (mg/Kg) <0,2 <0,2 El aumento en la concentración de metales pesados a los 180 días de tratamiento, puede ser causado por la pérdida de masa durante la mineralización de la materia orgánica. Elvira (1996) observó la disminución del grado de extractabilidad de los metales pesados
  • 57. durante el lombricompostaje, explicándolo como una consecuencia de los procesos de biooxidación que pueden causar la inmovilización parcial de los metales, por la formación de carbonatos, óxidos e hidróxidos parcialmente solubles o por la formación de complejos estables combinados con la fracción orgánica humificada. Sin embargo, la concentración total de cada uno de los metales pesados en el lombricompost (180 días), fue más baja que el límite máximo permitido por la comisión Europea para su uso agrícola (Council of European Commission, 1986). Ingresos económicos por producción de lombricompost Por cada animal con peso promedio de 500Kg, se obtiene en peso alrededor de un 10% del mismo en contenido ruminal (con 80% de humedad) (Guerrerro,2004). Dado que en el matadero se sacrifican un promedio de 150 animales por día, se generarían 7500Kg sólo de contenido ruminal (150.000 kg de materia prima mensual), lo que implicaría un producción de 60.000 kg de lombricompost mensual con 20 % de humedad, pudiendo ser comercializado, generando ingresos adicionales CONCLUSIONES El lombricompostaje resultó una tecnología eficiente para el tratamiento de los residuos biodegradables sedimentables del matadero y una alternativa de Producción más Limpia para disminuir la carga orgánica del efluente que es volcado al Río Dulce con el consecuente daño ambiental. Por sus características físico-químicas, el lombricompost obtenido a los 180días, resultó apto para ser utilizado en agricultura, como enmienda y como fertilizante. Su comercialización generará ingresos adicionales, disminuyendo los costos invertidos para su tratamiento. BIBLIOGRAFÍA Barois, I. y Lavelle, P. 1986. Changes in respitation rate and some physicochemical properties of a tropical soil during transit through Pontoscolex corethrurus (Glossoscolecidae, Oligochaeta). Soil Biology and Biochemestry 18, 539-541 Behr Menedez,G. 2002. Gestión Ambiental en la industria cárnica. Dirección de promoción de la Calidad Alimentaria. Secretaria de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentos.pp1-36 Clairon, M.; Zinsow, V.; et Nagou, D. 1982. Etude des possibilités d'utilization agronomique des composts d'ordures ménagères en milieu Tropicale. I:compostage des ordures ménagères. Agronomie, 2(3), 295-300. Costas, M. S. S. de M., Costas, L. A. de M., Decarli, L. D., Pelá, A., da Silva, C. J., Matter, U. F. & Olibone,D. 2009. Compostagem de residuos sólidos de frigorífico. Rev.Brasileira de Engenharia Agrícola é Ambiental. v.13, n.1,pp 100-107 Costa, F.; García, C.; Hernández, M. T.; Polo, A. 1991. Residuos orgánicos urbanos. Manejo y utilización. CSIC-CEBAS, Murcia, España. Pp 181 Council of the European Commission 1986. Council directive on the protection of the environment, and in particular the soil, when sewage sludges is used in agriculture. Official J. European Communities, L181, 6-12 Edwards ,C. A. 1998. Breakdown of animal, vegetable and industrial organic wastes by earthworms. In: Earthworms in Waste an Environmental Management (Eds.C.A. Edwards y E.F. Neuhauser) SPB The Hague pp21-31 Elvira, C., Goicoechea, M., Sanpedro, L., Mato, S. & Nogales, R. 1996. Bioconversion of solid paper-pulp mill sludge by eartworms. Bioresource Technology 57,173-177 Guerrero, J., Ramirez, I. 2004. Manejo Ambiental de residuos en mataderos de pequeños municipios. Scientia et Técnica año X nº 26 199-204 UTP ISSN 0122-1701
  • 58. Guerrero, J., Monsalve,J. 2006. El compostaje como una estrategia de producción más limpia en los centro de beneficio animal del departamento de Rizadla. Scientia et Técnica añoXX, nº 32, 469- 474 UTP. ISSN 0122-1701 Harada, Y. and Inoko, A. 1980. The measurement of the cation exchange capacity of compost for the estimation of the degree of maturity. Soil. Sci. Plant. Nutr. 26 (3), 127-134. Hue, N. V.; Liu, J. 1995. Predicting compost stability. Compost Sci. Util. 3, 8-15. Laos, F., Semenas, L., Labud, V. 2004. Factors related to the attraction of files at a biosolids composting facility (Bariloche,Argentina). Science of the Total Environment 328,33-40 Lee, J. J.; Park, R. D.; Kim, Y. W.; Shim, J. H.; Chae, D. H.; Rim, Y. S.; Sohn, B. K.; Kim, T. H.; Kim, K. Y. 2004. Effect of food waste compost on microbial population, soil enzyme activity and lettuce growth. Bioresource Technology 93, 21-28. Martinez, S. 2004. Diseño y cosntrucción de un filtro anaeróbico para el tratamiento de efluentes de matadero. Tesis de Magister en Ingeniería de Alimentos. Facultad de Agronomía y Agroindustrias. Universidad Nacional de Santiago del Estero. Mazzarino, M. J.; Laos, F.; Satti, P. and Moyano, S. 1998. Agronomic and environmental aspects of utilization of organic residues in soil of the Andean-Patagonian Region. Soil Science and Plant Nutrition 44,105-113. Moreno, R., Benitez, E., Melgar, R., Polo,A., Gomez, M., Nogales, R. 2000 Vermicomposting as an alternative for reusing by-products from the olive oil industry. Fresenius Envir Bull 9, 1-8 Paz, V., Umbides, R., Mishima, H., Sánchez de Pinto, M. I. (2003): Tratamiento de los residuos urbanos en Santiago del Estero (Argentina). Una experiencia piloto. Revista RESIDUOS editada por ATEGRUS (Bilbao) España. Año XIII- n°71 –pp 40-46. ISSN: 1.131-9.526 Sánchez de Pinto, I., Albanesi, A., Nazareno, M., Trejo, J., Coria, Y. 2007: El agregado de compost frutihortícola en la calidad del suelo y en el cultivo de lechuga. En: Biología de suelo. Copiladores: E. Bedman, Olmedo, C., Thuar, A., E. Castro. Primera edición Río Cuarto. Univ. Nac. de Río Cuarto. pp. 1-13. ISBN 978-950-665-438-2 CDD 631436 Roig, A.; Lax, A.; Cegarra, A. J.; Costa, F. and Hernández, M. T. 1988. Cation exchange capacity as a parameter for measuring the humification degree of manures. Soil Sci. 146, 311-316. Rosas, D., Pece, N. B., Martínez, S. L., Siñeriz, F y Córdoba, P. (2002): Tratamiento de Efluentes de Matadero de Bovinos en Sistema Batch Alimentado de Lodos Activados. Trabajo presentado en el Congreso Iberoamericano de Ambiente y Calidad de Vida. Catamarca. Argentina Said-Pullicino, D., Erriquens, F. G., Gigliotti, G. 2007. Changes in the chemical characteristics of water-extractable organic matter during composting and their influence on compost stability and maturity. Bioresources Technology 98. 1822-1831. Sanabria-León, R., Cruz-Arroyo, L. A., Rodríguez, A. A., Alameda, M. 2007. Chemical and biological characterization of slaughterhouse wastes compost. Science Direct Waste Management 27 -pp1800-1807. S.A.y D.S.(Secretaria de Ambiente y Desarrollo Sustentable): Programa Federal del Producción Limpia y Consumo Sustentable. Dirección de Producción Limpia y Consumo Sustentable. www.ambiente.gov.ar. Tang, J., Maie, N., Tada, Y., Katayama, A. 2006. Characterization of the maturing process of cattle manure compost. Process Biochemistry 41, 380-389 Tognetti, C., Laos, F., Mazzarino, M.J., Hernandez, M. T. 2005. Composting vs. vermicomposting: a comparison of end product quality. Compost Science & Utilizationvol.13, nº13, 6-13. Tognetti, C., Mazzarino, M. J., Laos, F. 2007. Cocomposting biosolid amnd municipal organic waste: effects of process management on stabilization and quality. Biol Fertil Soils 43: 387-397 Yeomans, J. C. and Bremner, J. M. 1988. A rapid and precise method for routine determination of organic carbon in soil. Soil science and plant analysis 19, 1467-1476. Zucconi, F.; Pera, A.; Forte, M. De Bertoldi, M. 1981. Evaluating toxicity of inmature compost. Biocycle 22, 54-57. Zucconi, F., De Bertoldi, M. 1987: Compost specifications for the production and characterization of compost from municipal solid waste. Compost: production quality and use. Elsevier Applied Sc. Plublisher, 30-50.
  • 59. LÍQUIDOS IÓNICOS: SOLVENTES MODERNOS PARA LA CAPTURA DE VAPOR ATÓMICO DE MERCURIO Martinis, Estefaníaa / Altamirano, Jorgelinaa,b Hakala, Ullastiinac / Wuilloud, Rodolfoa,b a. Laboratorio de Investigaciones y Servicios Ambientales Mendoza (LISAMEN), (CCT-CONICET-Mendoza), Av. Ruiz Leal S/N Parque General San Martín, CC. 131, M 5502 IRA Mendoza, Argentina Tel: +54-261-5244064, Fax: +54-261-5244001 b. Instituto de Ciencias Básicas (ICB), Universidad Nacional de Cuyo, Mendoza, Argentina c. Finnish Institute for Verification of the Chemical Weapons Convention (VERIFIN), University of Helsinki, Finland E-mail: emartinis@mendoza-conicet.gov.ar (E.M. Martinis), jaltamirano@mendoza-conicet.gov.ar (J.C. Altamirano), hakala@helsinki.fi (U. Hakala), rwuilloud@mendoza-conicet.gov.ar (R.G. Wuilloud) RESUMEN Los Líquidos Iónicos a Temperatura Ambiente (RTILs) se presentan como solventes alternativos para un amplio rango de aplicaciones, debido a sus características fisicoquímicas particulares. Algunas de ellas son: baja presión de vapor, estabilidad química y estado líquido a temperatura ambiente, lo que los convierten en solventes compatibles con el ambiente debido a que reducen la emisión de compuestos orgánicos volátiles a la atmósfera, entre otros beneficios. Con el objeto de contribuir a la disminución de la contaminación ambiental a través del uso de estos solventes alternativos y aprovechar sus propiedades particulares, se estudió su aplicación a la captura de vapores de Mercurio y la determinación de dicho elemento tóxico en matrices de interés ambiental y alimenticio, lo cual constituye otro problema ambiental, debido a la conocida toxicidad que presenta el Mercurio y la peligrosidad de su dispersión por el ambiente. Se empleó la técnica de microextracción en gota única en espacio de cabeza (HS-SDME) para la captura de los vapores de Mercurio, con la cual el volumen de reactivos utilizados se redujo al mínimo contribuyendo a la reducción de residuos de los métodos analíticos. La técnica de generación de vapor frío de Hg (CV) permitió la transformación de especies inorgánicas y orgánicas en solución a la especie volátil de Mercurio (Hg°). El RTIL cloruro de tetradecil(trihexil)fosfonio (CYPHOS IL 101) resultó ser una eficiente fase aceptora de los vapores de Mercurio para llevar a cabo la preconcentración y determinación del elemento en diferentes muestras como agua de río, agua de mar, cabello y alimentos de origen marino. Los resultados obtenidos muestran que el método presenta un elevado factor de refuerzo de la señal analítica (75), un bajo límite de detección (10 ng/ml) y constituye una potencial aplicación de los RTILs para disminuir las emisiones de Mercurio en el ambiente. Palabras claves: Mercurio, Líquidos iónicos, Extracción
  • 60. IONIC LIQUIDS: NEW SOLVENTS FOR MERCURY ATOMIC VAPOR CAPTURE ABSTRACT Room temperature ionic liquids (RTILs) are presented as solvents in a wide range of applications due to their unique chemical and physical properties. Some of which, have negligible vapor pressure, good chemical stability and remain liquid at room temperature, making them environmentally friendly. Moreover, RTILs have lower emission of volatile organic compounds to the atmosphere among other advantages. In this work, the potential use of RTILs for capturing vapor of elemental Mercury is presented. A particular application of vapor capture by RTILs is shown for “green” analytical chemistry development. This study is proposed for the determination of Mercury in different samples of environmental and toxicological interest. Headspace single-drop microextraction (HS-SDME) technique was used to capture Mercury vapor, therefore the reagents and waste resulting from analytical methods were significantly reduced. Cold vapor generation technique allowed the formation of Mercury vapor from inorganic species and organomercurial species in solution. The RTIL tetradecyl(trihexyl)phosphonium chloride (CYPHOS IL 101) was identified as an efficient acceptor phase. Mercury was determined in different samples like river water, sea water, sea food and hair. The results showed that the developed methodology provides high enhancement factor (75) and low detection limits (10 ng ml-1). Despite analytical application, the proposed method is a potential application of RTILs to minimize Mercury emission to the environment. Key words: Mercury; Ionic liquids; Extraction INTRODUCCIÓN El Mercurio es un metal pesado no muy abundante en el ambiente, sin embargo se ha difundido como resultado de su utilización en la industria y la agricultura. Aproximadamente el 80% del Mercurio total en el ambiente proviene de la combustión de carbón y combustibles fósiles, minas e incineración de sólidos, mientras que el 20% proviene de la agricultura (fertilizantes y funguicidas) y desechos municipales. El Mercurio existe bajo diversas especies químicas, los principales grupos de especies de Mercurio son el Mercurio elemental y sus formas orgánicas (metilmercurio, etilmercurio, etc) e inorgánicas HgCl2, HgNO3 etc). En los seres vivos, este metal no tiene efecto benéfico conocido y su presencia en el organismo está asociada principalmente con cáncer y defectos congénitos. El Mercurio puede ingresar al cuerpo humano por inhalación de vapores, a través del agua o por consumo de alimentos de origen marino u otros productos (Bhan and Sarkar, 2005).. Por lo tanto, su monitoreo en las redes de agua para consumo humano, aguas naturales, alimentos y en el hombre es de suma importancia a los efectos de evaluar el nivel de contaminación y exposición a este elemento tóxico. Por ejemplo, el contenido de Mercurio en cabello humano puede representar el efecto acumulativo del Mercurio debido a exposición ocupacional o la alimentación (Bass, Hickok, Quig, and Urek, 2001). Sin embargo, el Mercurio se encuentra a concentraciones muy bajas tanto en agua, como alimentos de origen marino o cabello, por lo tanto sólo técnicas analíticas altamente sensibles pueden ser empleadas para su determinación. Es por ello que se han desarrollado diversas técnicas instrumentales para la determinación de Mercurio a bajas concentraciones, dentro de las cuales las más ampliamente difundidas son la espectrometría óptica de emisión atómica por plasma acoplado inductivamente (ICP-OES), la espectrometría de absorción atómica con generación de vapor frío (CV-AAS) y la espectrometría de absorción atómica con atomización electrotérmica. Sin embargo, la bajas concentraciones en las que pueden
  • 61. encontrarse este metal en las muestras, no es compatible con los límites de detección de estas técnicas, haciendo necesarios procesos de preconcentración y separación con el objeto de aumentar la precisión, fiabilidad y sensibilidad de los métodos de análisis a los efectos de permitir la determinación de Mercurio a muy bajos niveles (De Wuilloud, Wuilloud, Olsina, and Martinez, 2002). La extracción de metales con solventes orgánicos previo a las técnicas mencionadas se ha aplicado para la determinación de metales a niveles de vestigios, disminuyendo el límite de detección y eliminando interferencias. Sin embargo, una problemática que conlleva el uso de métodos clásicos de extracción es el requerimiento de grandes cantidades de solventes de alta pureza, lo que implica problemas de contaminación ambiental y seguridad debido a su elevada volatilidad. Recientemente, los Líquidos Iónicos a Temperatura Ambiente (RTILs) han despertado un marcado interés para su aplicación como solventes en distintos procesos. Los RTIL son sales líquidas eléctricamente neutras cuyos cationes son orgánicos y los aniones inorgánicos. Sus aplicaciones se amplían hacia diversas ramas de la ciencia, debido a sus excepcionales propiedades físico-químicas, tales como baja presión de vapor, estabilidad química, gran capacidad extractiva, posibilidad de reciclado, etc., lo cual los hace además, compatibles con el ambiente (Liu, Liu, Yin, Hu, and Jiang, 2009). Se los considera atractivas fases extractantes en sistemas de microextracción ya que el volumen de solvente necesario para realizar la extracción de analitos requerido se reduce al orden de unos pocos microlitros debido a su gran capacidad extractiva (Pena-Pereira, Lavilla, and Bendicho, 2009). Adicionalmente, los RTILs son mencionados como una nueva opción en el área de captura de gases (Maginn, Dixon, Mindrup, Shi, Brennecke, and Schneider, 2008). En este trabajo se combinan las ventajas que presentan los RTILs, captura de vapores y capacidad extractiva para realizar un estudio de la captura de Mercurio por RTIL mediante la técnica de microextracción en gota en espacio de cabeza (HS-SDME) (Xu, Basheer, and Lee, 2007). El RTIL CYPHOS IL 101 es propuesto por primera vez para la captura de vapor atómico de Mercurio, aplicado a la preconcentración y determinación de Mercurio en muestras altamente complejas de interés ambiental y toxicológico. La metodología consiste en la exposición de una gota de RTIL en el espacio de cabeza de un vial que contiene la muestra a analizar. La muestra se hace reaccionar con una solución de SnCl2 a fin de convertir el Mercurio en solución en vapor atómico de Mercurio y que pueda ser capturado por la microgota de RTIL. El sistema de extracción se muestra en la Fig 1. Luego de un tiempo de exposición la gota se retroextrae en la microjeringa y se inyecta en el espectrómetro de absorción atómica (ETAAS) para sus análisis. La combinación de CYPHOS IL 101 con KMnO4 resultó en una captura más eficiente del vapor atómico por lo que esta estrategia se adoptó para aumentar el factor de preconcentración. La selectividad del reactivo utilizado (SnCl2) para llevar a cabo la generación de vapor frío a partir de las especies inorgánicas de Mercurio, permitió la separación de las especies, ya que las especies orgánicas de Mercurio permanecieron en solución. La oxidación previa de las especies orgánicas a inorgánicas permitió la determinación de Mercurio total. Por diferencia se calculó la concentración de las especies orgánicas. Las ventajas asociadas a las técnicas de microextracción, tales como miniaturización y bajo costo, con las ventajas derivadas del uso de ILs como elevada eficiencia de extracción y reducción de la emisión de solventes orgánicos volátiles a la atmósfera resultó una herramienta eficiente para la evaluación de la captura de Mercurio a través de su preconcentración y determinación en distintas muestras como agua de mar, agua de río, cabello y atún.
  • 62. MATERIALES Y MÉTODOS Instrumentación La detección elemental se llevó cabo con un espectrómetro de absorción atómica con atomización electrotérmica (Perkin-Elmer ZL 5100, Norwalk, CT, USA) equipado con sistema de corrección de fondo por efecto Zeeman. Se empleó una lámpara de descarga sin electrodos de Hg (Perkin-Elmer, Norwalk, USA) operada a una corriente de 170 mA y una longitud de onda de 253,7 nm con un ancho de banda espectral de 0,7 nm. Los parámetros instrumentales de medición del analito pueden observarse en Tabla 1. Reactivos Todos los reactivos utilizados fueron de calidad proanálisis o superior y la presencia de Mercurio no se detectó en los mismos. Se prepararon las siguientes soluciones de trabajo:  Solución de Hg2+ 1000 g ml-1 a partir de cloruro de Mercurio(II) (Merck, Darmstadt, Germany) en 0,1 mol l-1 de ácido nítrico (Grado ultra puro, HNO3 60%, Figmay, Córdoba, Argentina). Se prepararon soluciones de Hg2+ de menor concentración diluyendo la solución madre con una solución de ácido nítrico 0,1 mol l-1.  Soluciones madre de metilmercurio (MeHg) y fenilmercurio (PhHg) (1000 mg l-1) a partir de cloruro de metilmercurio y cloruro de fenilmercurio (Merck) en etanol (Merck) y metanol (Merck), respectivamente. Las soluciones de trabajo se prepararon diariamente. Las soluciones organomercuriales se almacenaron al reparo de la luz a 4 °C para prevenir su descomposición.  Solución de SnCl2 (Fluka, Milwaukee, WI, USA) 7% (m/v) en 20% (v/v) HCl (grado ultrapuro, HCl 30%, Figmay, Córdoba, Argentina).  Solución de KMnO4 (Merck) 50 g l-1  Solución de paladio 1000 mg l-1 (Merck) en 0,1% (v/v) HNO3. El RTIL empleado, CYPHOS IL 101, fue provisto por Cytec. Se obtuvo agua ultrapura (18 MΩ cm) de un sistema de purificación de agua (Millipore Continental Water System). Toma y acondicionamiento de las muestras El agua de mar fue tomada en las costas de la ciudad de Valparaíso (Chile), las muestras de río fueron tomadas del río Mendoza, Argentina. Las muestras se almacenaron en botellas de vidrio borosilicato y se filtraron con filtros de poro 0,45 μm (Millipore, Bedford, MA, USA). Inmediatamente después del muestreo, las muestras fueron acidificadas con HCl y almacenadas a 4 °C. Las muestras de cabello fueron colectadas de voluntarios (hombres y mujeres de edad 25 a 35 años) habitantes de Mendoza, Argentina. Las muestras de cabello se obtuvieron usando el siguiente procedimiento de corte y lavado: el cabello fue cortado en piezas de aproximadamente 0,3 cm y mezcladas a fin de obtener una muestra representativa. Después del corte, las muestras fueron lavadas cuatro veces con solución de Triton X-100 1:200 (v/v) y una vez con acetona. Se continuó con tres lavados con agua y dos con acetona. Las muestras se secaron en estufa a 40 ± 5°C. Las muestras de atún se tomaron de productos comerciales. Se trituraron, homogeneizaron y secaron en estufa a 40 ± 5°C. Se adoptó un tratamiento de extracción asistido por sonicado para las muestras de cabello y atún (Ortiz, Albarrán, and Rica, 2002). Se pesó 0,1 g de muestra de cabello, 0,2 g de muestra de atún y se colocaron en tubos de centrífuga de 50 ml. A continuación se agregó 3 ml de HCl 5 mol l−1 a cada tubo y se realizó la extracción en sonicador durante 30 min a temperatura ambiente. Después de centrifugar, los sobrenadantes se colectaron en
  • 63. tubos de iguales características a los anteriores. Los residuos se sometieron por segunda vez al procedimiento de extracción ya descripto. Los sobrenadantes de la segunda extracción se mezclaron con los primeros. Los residuos se sometieron a extracción con 5 ml de agua por 30 min a temperatura ambiente y sonicado. Los sobrenadantes se mezclaron con los sobrenadantes ácidos. Después de mezclar las soluciones se filtraron a través de una membrana de poro 0,45 µm en matraces de 50 ml, luego se diluyeron hasta volumen final con agua ultrapura. Se tomaron alícuotas de 10 ml de la solución preparada y se sometieron a CV-HS-SDME. Todo el material usado fue previamente lavado con solución de HNO3 10% (v/v) y agua ultrapura. Determinación de especies de Mercurio Para la determinación de las especies inorgánicas de Mercurio, se llevó a cabo el tratamiento de muestra descripto con anterioridad. A fin de determinar el contenido total de Mercurio, se oxidaron las especies organomercuriales irradiando las muestras por 3 hs con lámpara UV-C de 15 W. La diferencia entre el contenido total de Mercurio y el contenido de Mercurio como especies inorgánicas determinó el contenido organomercurial en la muestra (De Wuilloud, Wuilloud, Olsina, and Martinez, 2002). Procedimiento general de extracción y preconcentración El procedimiento de extracción y preconcentración se llevó a cabo de la siguiente manera: 0,1 ml de una solución de KMnO4 0,18% (m/v) fue colocada en un tubo de centrífuga junto con 0,1 g de CYPHOS IL 101. Se mezcló por 2 min con vortex. A fin de separar las fases la mezcla se centrífugó durante 7 min a 2000 rpm (1058 x g) y la solución acuosa se extrajo con pipeta pasteur. La fase resultante de CYPHOS IL 101-KMnO4 fue usada como fase aceptora. Se colocaron 10 ml de muestra en un vial de vidrio de 20 ml con un agitador magnético en su interior (Fig. 1). El vial fue tapado con septa y ubicada en baño termostatizado a 55° C con agitación. Luego 1 ml del agente derivatizante (SnCl2) se inyectó en el interior del vial por medio de una jeringa, mientras la solución se mantuvo en agitación. Después de tres minutos, se inyectó a través de la septa del vial la aguja de una microjeringa de 50 µl conteniendo el RTIL. Una microgota de 6 µl CYPHOS IL 101- KMnO4 fue suspendida y expuesta en el espacio de cabeza del vial. En el interior del vial el Hg2+ se redujo a causa de la reacción con SnCl2 al correspondiente vapor elemental atómico de Hg°, que fue retenido en la microgota. La extracción se realizó durante 10 min. Después de la extracción, la gota fue retroextraída en la microjeringa y posteriormente inyectada en el Fig. 1 Diagrama del sistema utilizado para el estudio de la capacidad extractante del espectrómetro de absorción atómica (ETAAS) para RTIL por los vapores de Mercurio. 1) su análisis. Posteriormente se lavó la jeringa con 20 agitador magnético, 2) muestra, 3) µl de MeOH a fin de remover el analito presente en microgota de RTIL, 4) tubo de teflón, 5) vial la misma. Esta solución fue inyectada en ETAAS y con septa, 6) jeringa (RTIL), 7) vista del la determinación de Mercurio realizó bajo las extremo de la micorjeringa, 8) jeringa con solución reductora de SnCl2
  • 64. condiciones detalladas en la Tabla 1. La calibración se realizó con estándares sometidos al mismo procedimiento de preconcentración. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los estudios de captura de vapor atómico de Mercurio se realizaron mediante la técnica de generación de vapor frio, la cual utilizada normalmente para la determinación de este elemento en combinación con técnicas de espectrometría atómica. Debido que en este trabajo la extracción ocurre a través de un fenómeno de absorción del vapor, el cual tiene características similares a la forma química en que puede encontrarse el Mercurio en la atmósfera, puede considerarse que los resultados obtenidos en este trabajo podrían ser directamente aplicables a situaciones de remediación ambiental del elemento tóxico mencionado. La optimización de parámetros experimentales del método de preconcentración fue realizada en forma univariante, lo cual permitió el estudio detallado del comportamiento del sistema de extracción frente a los diferentes cambios. Tabla 1 Condiciones instrumentales y experimentales para la determinación de Hg Condiciones Instrumentales Longitud de onda (nm) 253,7 Ancho de banda espectral (nm) 0,7 Corriente de la lámpara (mA) 170 Volumen de modificador de matriz (l) 20 Masa de modificador (g) 10 g Pd [como Pd(NO3)2] Programa de temperatura del horno de grafito Tiempo Flujo de Argón (ml Paso Temperatura (°C) Rampa (s) (s) min−1) Secado 110 1 10 250 130 10 40 250 Pirólisis 400 10 20 250 Atomización 1300 1 5 0 Limpieza 2400 1 2 250 Condiciones de extracción Volumen de muestra 10 ml Volumen de la microgota de RTIL-KMnO4 6 µl Concentración de Hg2+ 1 µg l-1 Concentración de SnCl2 7% (m/v) Tiempo de generación de vapor de Mercurio 3 min Tiempo de extracción 10 min Velocidad de agitación 1100 rpm Volumen de MeOH (solución de lavado) 20 µl Efecto del volumen de RTIL y volumen de muestra Se evaluó la eficiencia de extracción para un volumen de RTIL de 0,2 a 0,8 µl. La eficiencia de extracción fue fuertemente dependiente del volumen de RTIL, debido a que éste determina el área de contacto entre el RTIL y la fase gaseosa y por la tanto la transferencia de masa. En la Fig. 2 se puede observar que la extracción aumenta al aumentar el volumen, sin embargo cuando se trabajó con volúmenes superiores a 6 µl la gota se volvió inestable y con posibilidad de desprenderse desde la punta de la aguja. Por este motivo se seleccionó un volumen máximo de RTIL de 6 µl. Con el objeto de determinar el efecto del volumen de muestra en la extracción, se desarrollaron pruebas en viales de 20 ml conteniendo diferentes volúmenes de muestra
  • 65. variando entre 5 a 15 ml (Fig. 2). Al aumentar el volumen de muestra se produjo un aumento de la masa de vapor de Mercurio liberado y una disminución del espacio de cabeza en el vial. Por lo tanto, la concentración de vapor de Mercurio en la fase gaseosa aumentó. Debido a que la transferencia de masa desde la fase gaseosa a la microgota se produce principalmente por difusión esto favoreció la extracción. Se seleccionó un volumen de muestra de 10 ml. Efecto del tiempo de generación de vapor frío sobre la captura de vapor de Mercurio Se estudió la influencia del tiempo de generación de vapor de Mercurio sobre la performance del sistema. Se observó que se necesitó un tiempo de reacción y estabilización del sistema, con el fin de aumentar el gradiente de concentraciones en el momento de exponer la microgota. El tiempo de reacción fue estudiado entre 1-10 min (Fig 3). Se seleccionó un tiempo óptimo de reacción de 3 min. La optimización del tiempo de extracción fue necesaria a fin de lograr una eficiente captura de los vapores de Mercurio (Fig 3). El tiempo estudiado se varió entre 3-30 min. La extracción aumentó significativamente hasta los 10 min de extracción y luego lo hizo levemente. A fin de optimizar los tiempos de análisis se optó por 10 min de extracción. Efecto de la agitación y concentración de KMnO4 Se estudió la efectividad de la extracción bajo la influencia de la agitación y concentración de KMnO4 en la fase aceptora. La concentración de KMnO4 tuvo un efecto significativo en la captura del vapor atómico (Fig. 4), ya que su presencia afecta la capacidad de oxidación de Hg° a Hg2+, el cual constituiría el mecanismo por el cual el Mercurio queda retenido en la fase de RTIL. La concentración de KMnO4 que permitió obtener mayores factores de preconcentración fue de 0.2 % (m/v). Como se puede observar en la Fig. 5, el incremento en la agitación de la solución aumentó la eficiencia de extracción. No se obtuvo un máximo en la curva, ya que la velocidad utilizada estuvo limitada por el efecto negativo de velocidades elevadas, ya que se produjeron proyecciones de la muestra hacia la gota afectando su estabilidad. Se seleccionó una velocidad de agitación de 1100 rpm. Otras variables optimizadas Además de las variables mencionadas, se optimizaron otras variables importantes que afectaron la performance de la metodología como: concentración de SnCl2 en la solución reductora, temperatura de la muestra durante el proceso de extracción, condiciones instrumentales, temperaturas de pirólisis, temperatura de atomización y tipo de modificador de matriz durante la determinación. Las condiciones adoptadas para cada una de estas variables se detallan en la Tabla 2. Figuras de mérito analíticas La desviación estándar relativa (RSD) resultante del análisis de 10 réplicas conteniendo una adición de 1 g L-1 Hg2+ fue de 4,6%. El factor de preconcentración se obtuvo como la relación de pendientes de las curvas con y sin preconcentración. De este modo, se obtuvo un factor de preconcentración de 75. La curva de calibrado fue lineal, con un coeficiente de calibración de 0,9998. El límite de detección calculado en base a tres veces el valor de la desviación estándar de la señal de fondo (3) fue de 10 ng l-1. La capacidad de retención mediante el sistema de extracción propuesto se estima en 8,5 g Hg x g-1 CYPHOS IL 101.
  • 66. Estudio de recuperación A los efectos de evaluar la recuperación del analito en presencia de la matriz de cada muestra en particular, se realizaron adiciones de Mercurio como Mercurio inorgánico y orgánico (Tabla 2). El porcentaje de recuperación se calculó en base a la siguiente ecuación: % Recuperación = 100 × [(Hallado – Base)/Adicionado]. Los porcentajes de recuperación obtenidos estuvieron comprendidos en el rango de 97 a 101 %. Análisis de muestras reales El método fue aplicado a la determinación de Mercurio en diferentes muestras de interés ambiental y toxicológico. Las concentraciones de Mercurio halladas se muestran en la Tabla 2. Volumen de muestra (mL) Tiempo de extraccion (min) 0 2 4 6 8 10 12 14 16 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 100 100 Respuesta relativa (%) Respuesta relativa (%) 80 80 60 60 40 40 20 20 0 0 2 3 4 5 6 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Volumen de la microgota (µL) Tiempo de generacion de vapor frio (min) Fig. 2 Fig. 3 100 90 100 Respuesta relativa (%) Respuesta relativa (%) 80 70 60 80 50 40 60 30 20 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 400 600 800 1000 1200 Concentracion de KMnO4% (m/v) Velocidad de agitacion (rpm) Fig. 4 Fig. 5 Fig. 2 Efecto del volumen de CYPHOS IL 101 sobre la eficiencia de extracción del sistema (■) Influencia del volumen de muestra en la performance del sistema (●). Las condiciones experimentales se muestran en la Tabla 1. Fig. 3 Efecto del tiempo de generación de vapor frío sobre la eficiencia de extracción del sistema (■) Efecto del tiempo de extracción sobre la eficiencia del sistema (●) Las condiciones experimentales se muestran en la Tabla 1. Fig. 4 Efecto de la concentración de KMnO4 sobre la eficiencia de extracción del sistema. Otras condiciones se muestran en la Tabla 1. Fig. 5 Efecto de la agitación en la eficiencia de extracción del sistema. Otras condiciones se muestran en la Tabla 1.
  • 67. CONCLUSIÓN Los Líquidos Iónicos a Temperatura Ambiente (RTIL) se presentan en la actualidad como una alternativa eficiente para la captura de vapor atómico de Mercurio, por lo que su utilización podría tener especial interés en aquellas situaciones de contaminación ambiental generada por dicho elemento tóxico. Así, los campos de aplicación más atractivos y a la vez necesarios para los RTIL, lo representan las fuentes de contaminación más importantes de liberación a la atmósfera de este elemento, tales como chimeneas con combustión de carbón, gas subterráneo liberado durante perforaciones o excavaciones, gases originados en basurales y otros medios con descomposición, etc.
  • 68. Tabla 2 Determinación de Hg en muestras de interés ambiental y toxicológico. Estudio de recuperación (intervalo de confianza, 95%; n=6) Agregado de Hg como (g L-1) InHg OrHg Concentración Concentración Muestra InHg OrHg determinada Recuperación(%)a encontrada Recuperación(%)a (g L-1) (g L-1) _ _ 0,09  0,00 _ n.d.b _ 1 _ 1,05  0,04 96 n.d.b _ Agua de mar _ 1 0,09  0,00 _ 1,00  0,04 100 1 1 1,09  0,05 100 0,97  0,04 97 _ _ 0,15  0,01 _ n.d.b _ 1 _ 1,20  0,05 105 n.d.b _ Cabello _ 1 0,15  0,01 _ 1,01  0,04 101 1 1 1,11  0,04 96 0,97  0,04 97 _ _ 0,10  0,01 _ 0,17  0,01 _ 1 _ 1,08  0,04 98 0,17  0,01 _ Atún _ 1 0,10  0,01 _ 1,15  0,05 98 1 1 1,10  0,05 100 1,16  0,05 99 _ _ 0,13  0,01 _ n.d.b _ 1 _ 1,09  0,05 96 n.d.b _ Agua de río _ 1 0,13  0,01 _ 0,980,03 98 1 1 1,17  0,05 104 0,990,04 99 a 100 x [(Hallada-Base) / Adicionado] b No detectable
  • 69. El presente trabajo demuestra la posibilidad de emplear los RTILs como solventes para la eficiente captura de vapor atómico de Mercurio a escala de laboratorio. La combinación de metodologías de microextracción con el uso de RTILs es una excelente herramienta para la determinación de un elemento tóxico con implicancias ambientales importantes en matrices complejas. Las propiedades físico químicas del RTIL, como baja presión de vapor, hacen que la metodología desarrollada resulte más compatible con el ambiente con respecto a metodologías que utilizan solventes orgánicos convencionales. La identificación del RTIL CYPHOS IL 101 como agente secuestrante de vapor atómico de Mercurio lo convierten en una herramienta clave y muy atractiva para la captura de Mercurio desde emisiones industriales. A pesar del reciente desarrollo de los RTILs, CYPHOS IL 101 es un RTIL de bajo costo y con una elevada disponibilidad comercial, por lo que su aplicación a escalas mayores es altamente factible. La metodología propuesta constituye una simple, confiable y económica alternativa para la determinación de especies de Mercurio. El método de extracción y preconcentración resultante, permitió la determinación de Mercurio en agua de río, mar, cabello y atún en el orden de concentración de g L-1 con precisión y reproducibilidad. AGRADECIMIENTO Este trabajo fue financiado por el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET) y la Agencia Nacional de Promoción Científica y Tecnológica (FONCYT) (PICT-BID) (Argentina). Asimismo, se reconoce el apoyo recibido por la empresa CYTEC Industries Inc. por el préstamo del RTIL CYPHOS IL 101. REFERENCIAS Bass, D. A., D. Hickok, D. Quig, and K. Urek. 2001. Trace element analysis in hair: Factors determining accuracy, precision, and reliability. Alternative Medicine Review 6 (5):472-481. Bhan, A., and N. N. Sarkar. 2005. Mercury in the environment: Effect on health and reproduction. Reviews on Environmental Health 20 (1):39-56. De Wuilloud, J. C. A., R. G. Wuilloud, R. A. Olsina, and L. D. Martinez. 2002. Separation and preconcentration of inorganic and organomercury species in water samples using a selective reagent and an anion exchange resin and determination by flow injection-cold vapor atomic absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 17 (4):389-394. Liu, R., J. F. Liu, Y. G. Yin, X. L. Hu, and G. B. Jiang. 2009. Ionic liquids in sample preparation. Analytical and Bioanalytical Chemistry 393 (3):871-883. Maginn, E. J., J. K. Dixon, E. Mindrup, W. Shi, J. F. Brennecke, and W. F. Schneider. 2008. Evaluation of ionic liquids as novel post-combustion carbon dioxide capture solvents. Paper read at 2008 AIChE Spring National Meeting, Conference Proceedings. Ortiz, A. I. C., Y. M. Albarrán, and C. C. Rica. 2002. Evaluation of different sample pre-treatment and extraction procedures for mercury speciation in fish samples. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 17 (12):1595-1601. Pena-Pereira, F., I. Lavilla, and C. Bendicho. 2009. Miniaturized preconcentration methods based on liquid-liquid extraction and their application in inorganic ultratrace analysis and speciation: A review. Spectrochimica Acta - Part B Atomic Spectroscopy 64 (1):1-15. Xu, L., C. Basheer, and H. K. Lee. 2007. Developments in single-drop microextraction. Journal of Chromatography A 1152 (1-2):184-192.
  • 70. DETERMINACIÓN DE CONTAMINANTES PERSISTENTES DEL AMBIENTE (POLIBROMINADOS DIFENIL ÉTERES) EN MATERIAL SEDIMENTARIO DE LA CUENCA DEL RIO MENDOZA, MENDOZA, ARGENTINA Fontana Ariel Ramón / Ciocco Néstor / García Silvia Rosa / Repetti María Rosa Beldoménico Horacio Ramón / Altamirano Jorgelina Grupo de Investigación y Desarrollo en Química Analítica (QUIANID), (LISAMEN – CCT – CONICET – Mendoza) *E-mail: afontana@mendoza-conicet.gov.ar (A. Fontana), nciocco@mendoza-conicet.gov.ar (N. Ciocco), lcsa@fiq.unl.edu.ar (S.R.Garcia, M.R.Repetti y H.R.Beldomenico), jaltamirano@mendoza-conicet.gov.ar (J. Altamirano) RESUMEN Los poli bromados difenil éteres (PBDEs) constituyen un problema de contaminación global. Escasa información se encuentra en la bibliografía sobre la presencia de PBDEs en sistemas ambientales de América del Sur. Este trabajo reporta la presencia y niveles de concentración de algunos congéneres de PBDEs en barros y sedimentos provenientes de la Cuenca del Río Mendoza. Los congéneres de PBDEs analizados fueron los comúnmente hallados en muestras de origen ambiental: 2,2',4,4'-tetrabromodifenil eter (BDE-47), 2,2',4,4',5-pentabromodifenil eter (BDE-99), 2,2',4,4',6-pentabromodifenil eter (BDE-100) y 2,2',4,4',5,5'-hexabromodifenil eter (BDE-153). La metodología utilizada para el análisis de las muestras fue la extracción en Soxhlet seguido por cromatografía gaseosa con espectrometría de masas (GC-MS/MS). La concentración total de PBDEs estuvo en el rango de 725,3 a 1644,1 pg g-1, peso seco. Los sitios geográficos donde los PBDEs fueron encontrados están asociados con áreas urbanas e industriales. La mayor concentración encontrada fue en una muestra procedente de una planta de tratamiento de líquidos cloacales. Las concentraciones de PBDEs presentes en barros y sedimentos provenientes de la Cuenca del Río Mendoza se encuentran por debajo de los valores reportados en la bibliografía. Palabras claves: Retardantes de llama Bromados, Monitoreo de sedimentos, Contaminantes persistentes del Ambiente
  • 71. DETERMINATION OF ENVIRONMENTAL PERSISTENT POLLUTANTS (POLYBROMINATED DIPHENYL ETHERS) IN SEDIMENT SAMPLES OF MENDOZA RIVER BASIN, MENDOZA, ARGENTINA ABSTRACT Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) have become an issue of global contamination concern. Little information is found in the open literature on PBDEs in abiotic systems of the South America. This work reports the presence and concentration levels of several PBDEs congeners found in the sludge and sediments of Mendoza River basin. The selected PBDEs were those most commonly found in the literature in environmental samples: 2,2',4,4'- tetrabromodiphenyl ether (BDE-47), 2,2',4,4',5-pentabromodiphenyl ether (BDE-99), 2,2',4,4',6-pentabromodiphenyl ether (BDE-100) and 2,2',4,4',5,5'-hexabromodiphenyl ether (BDE-153). The analytical methodology used for sample analysis was Soxhlet extraction fallowed gas chromatography-tandem mass spectrometry (GC-MS/MS). The total concentration of PBDEs ranged from 725,3 to 1644,1 pg g-1, dry weight. The samples where significant PBDEs concentration levels have been found were associated with urban and industrialized geographical sites. The highest PBDE concentration was found in sewage sludge samples. Results show PBDEs concentration levels in Mendoza River sludge and sediments were lower than those previously report for these types of samples. Key words: brominated flame retardants, sediment monitoring, persistent pollutant. INTRODUCCIÓN Los compuestos bromados retardantes de llama (BFRs) son compuestos químicos que se incorporan en materiales inflamables, tales como plásticos, gomas, maderas, textiles, etc., a los efectos de disminuir y/o inhibir el inicio y desarrollo de incendios. Los compuestos organohalogenados son los más utilizados como retardantes de llama debido a su eficiencia para capturar radicales libres en las reacciones de combustión (Alaee et al., 2003). Sin embargo, estos compuestos son uno de los agentes contaminantes más prominentes y persistentes en el ambiente debido a que tienen efectos adversos sobre la salud humana y la vida salvaje. Estos compuestos pueden ser incorporados a los polímeros como reactivos (e.j.: tetrabromobifenil A) o como aditivos (e.j.: poli bromados difenil éteres- PBDEs), siendo estos últimos más fácilmente liberados al ambiente en condiciones normales de uso del material y/o mediante los procesos de degradación de los materiales. Si bien la presencia de este tipo de contaminantes está asociado con áreas industrializadas, se ha detectado su presencia en organismos de la Antártida y del Ártico, confirmando su transporte y distribución a nivel global (Corsolini et al., 2006). Los PBDEs son compuestos no polares (Darnerud et al., 2001), y han sido detectados en muestras ambientales tales como agua, sedimentos, lodos residuales, efluentes (Sellström et al., O 1998; North, 2004; Oros et al., 2005; Law et al., 2008), y biológicas incluyendo muestras de leche materna, tejido adiposo humano y suero (Thomsen et al., 2002; Polder et al., 2008). Estas evidencias han motivado que en muchos países se prohíba el empleo, venta e Br Br y x importación de algunos congéneres, así como Figura 1. Estructuras químicas de poli mezclas, polímeros y resinas que contienen bromados difenil éteres (PBDEs). x+y=1- estas sustancias (2002/95/CE, 2003; Canada 10. Gazette, 2007).
  • 72. Los PBDEs son éteres difenilos y forman parte de una familia de 209 congéneres cuya molécula contiene entre 1 a 10 átomos de bromo distribuidos entre los dos anillos aromáticos (Figura 1). A su vez, pueden dividirse en dos grandes subgrupos: moléculas de bajo peso molecular (moléculas con menos de 7 átomos de bromo) y moléculas de alto peso molecular (8 ó más átomos de bromo). La semejanza en la estructura molecular con los ya conocidos bifenilos policlorados (PCBs), y su resistencia a los procesos de degradación da lugar para concernir que estos compuestos pueden conducir a problemas ambientales similares (Ter Schure et al., 2004; Tang et al., 2008; Teclechiel et al., 2009). Poca información es encontrada en la literatura internacional sobre PBDEs en los sistemas ambientales de Sudamérica. Algunos trabajos relatan la presencia de PBDEs en muestras ambientales y biológicas de esta región, incluyendo muestras de salmón y aire (Montory y Barra, 2006; Pozo et al., 2004) en Chile y skipjack tuna y tejido humano adiposo de mamas (Kalantzi et al., 2009; Ueno et al., 2004) en Brasil. Sin embargo no hay información sobre la presencia de PBDEs en Argentina. Por ello, el objetivo del presente trabajo ha sido investigar la existencia de estos contaminantes en muestras ambientales de la región cuyana. En esta oportunidad se realizó un monitoreo de los sedimentos presentes en los ríos y canales de riego de la cuenca del Río Mendoza. El Río de Mendoza presenta un extenso curso que nace en zona de alta montaña y termina en el llano. En dicho recorrido es posible para encontrar zonas libres de actividades antrópicas y zonas urbanas e industriales. La hipótesis del presente trabajo es que la presencia de PBDEs está relacionada con el grado de intervención antropogénica. MATERIALES Y MÉTODOS Materiales Los estándares de PBDEs fueron provistos por Accustandard (New Haven, CT, USA) y consistieron en BDE-47, BDE-99, BDE-100 y BDE-153. El material utilizado como estándar interno (IS) fue PCB-209 y fue comprado a Dr. Ehrenstorfer (Augsburg, Germany). Todos los estándares fueron almacenados en la oscuridad a -14 °C. Los estándares comerciales de PBDEs y IS se encontraban disueltos en isooctano y las soluciones de estos analitos fueron preparadas en metanol en concentraciones de 1 µg mL-1. Al igual que los estándares, las soluciones fueron almacenadas en la oscuridad a -14 °C. Reactivos tales como isooctano, n-hexano, acetona, ácido nítrico y sulfato de sodio fueron adquiridos a Merck (Darmstadt, Germany). El agua ultrapura (18 M cm) fue obtenida por sistema de purificacion Milli-Q (Millipore, Paris, France). El cobre metálico granular 99,5% fue adquirido de UCT (Bristol, PA, USA) y los cartuchos de florisil 500 mg de absorbente en Varian (Argentina). Todos los reactivos utilizados para las determinaciones químicas fueron de grado analítico o superior. Área de estudio y monitoreo La provincia de Mendoza se localiza en el centro oeste de la República de Argentina (32 °-38 S °, 66 ° 30 ' - 70 ° 30 ' W) y tiene un área total de 150 839 km2. Toda la actividad productiva y comercial se encuentra localizada en los oasis de la provincia: norte, centro y sur, los cuales constituyen un 3% del territorio provincial. El oasis norte comprende las zonas más densamente pobladas (departamento de Ciudad de Mendoza, Guaymallén, Godoy Cruz, Las Heras, Maipú y Lujan de Cuyo) con un total de 986 341 habitantes (INDEC, 2004). Esta área es irrigada por el Río de Mendoza, afluentes y canales de riego. El Río Mendoza realiza un recorrido de 300 km comenzando en la Cordillera de Los Andes
  • 73. (aproximadamente 6962 m s.n.m.) y finalizando en la Laguna de Guanacache (aproximadamente 600 m s.n.m). Tiene un caudal medio de 50,03 m3 s-1 (Públicas, 2004) y es originado por la confluencia de los ríos Cuevas, Tupungato y Vacas (Figura 2). Figura 2: Oasis Norte de la provincia de Mendoza. El Río Mendoza y ríos tributarios se indican en el mapa. Los círculos representan los sitios de muestreo. El programa de muestreo de material sedimentario fue realizado en la zona media y baja de la mencionada cuenca, considerando los sitios potencialmente más afectados por actividades antrópicas e industriales. Estos sitios reciben la afluencia de desagües pluviales, aguas servidas, descargas industriales y agrícolas de toda el gran área metropolitana. Para la toma de muestra se consideraron los cauces de ríos y canales de riego en un total de 13 estaciones (Figura 2). En cada estación se colectaron un total tres muestras de 500 g cada una, las cuales fueron almacenas en frascos de vidrio color ámbar a 4 °C. Inmediatamente fueron trasladadas al laboratorio y conservadas a -14 °C al resguardo de la luz. Tratamiento y análisis de las muestras Previo al análisis químico las muestras fueron secadas a 40 °C hasta pesada constante, siendo posteriormente homogeneizadas con mortero y tamizadas empleando un tamiz de acero de 75 mesh (0,5 mm). De cada estación de muestreo se tomó una alícuota de 5 g de muestra y mezcló con 5 g de Na2SO4. Posteriormente los analitos fueron extraídos un extractor Soxhlet durante 4 hs (Allchin et al., 1999) con una mezcla de 150 ml de acetona y hexano (1:1) conteniendo 5 g de cobre activado. El extracto fue reducido a un volumen aproximado de 20 ml y pasado a través de un cartucho de florisil el cual fue lavado con 9 ml de hexano. El eluato fue llevado a sequedad bajo corriente suave de N2 y reconstituido con 200 µl de isooctano para su posterior análisis por cromatografía gaseosa. Para la preparación de los estándares de cuantificación, se adicionó los PBDEs y el estándar interno a una alícuota de 5 g de sedimentos de zonas prístinas, la cual fue homogeneizada y
  • 74. almacenada al resguardo de la luz durante 4 hs para su estabilización (Salgado-Petinal et al., 2006). Posteriormente el sedimento adicionado fue tratado según la descripción anterior. Los análisis cromatográficos (GC-MS/MS) fueron realizados con un cromatógrafo de gases Varian 3900 equipado con detector de masas Varian Saturn 2000 con trampa de iones (Varian, Walnut Creek, CA, USA). El sistema fue operado por el software Saturn GC- MS WorkStation v6.4.1. La columna capilar fue VF-5ms (25m × 0,25 mm, 0,25 µm film thickness; Varian, Lake Forest, CA, USA). El programa de temperatura fue: 150 °C, mantenida por 1 min; posteriormente se elevó 250 °C en una relación de 15 °C min-1; finalmente se llevó a 300 °C a un promedio de 10 °C min-1 y se mantuvo durante 7 min. El gas transportador utilizado fue Helio (pureza 99,999%) con un flujo de 1,0 mL min-1. La temperatura del inyector fue de 250 °C y las inyecciones fueron realizadas en el modo sin división. El espectrómetro de masas fue operado en el modo de ionización por impacto de electrones a 70 eV. La temperatura de la trampa, controlador de gases y línea de transferencia fueron programados en 220 °C, 50 °C y 280 °C, respectivamente. Las muestras se analizaron en el modo MS/MS. La identificación de los picos estuvo basada en los tiempos de retención de los compuestos y sus espectros de masa. La cuantificación de cada congénere se basó en el cromatograma del ion precursor, empleando los fragmentos distintivos como iones de confirmación (Tabla 1). La identificación y cuantificación de los picos fue realizada contra el estándar interno para lo cual se empleo PCB-209. Tabla 1 GC-MS-SIR parámetros para la determinación de PBDEs t R’ Ion Precursor Iones de cuantificación Analitos IUPAC (min) (m/z) (m/z) 2,2´,4,4´-tetra-BDE BDE-47 0,64 486 ( 8 u.m.a.) 324, 326, 328 2,2´,4,4´,6-penta-BDE BDE-100 0,80 566 ( 8 u.m.a.) 402, 404, 406 2,2´,4,4´,5-penta-BDE BDE-99 0,84 566 ( 8 u.m.a.) 402, 404, 406 2,2´,4,4’,5,5´-hexa-BDE BDE-153 1,09 644 ( 8 u.m.a.) 482, 484, 486 2,2′,3,3′,4,4′,5,5′,6,6′-deca-CB PCB- 209 1,00 498 ( 8 u,m,a,) 426, 428, 430 tR’: tiempos de retención relativos al PCB-209 Los limites de detección de los analitos calculados como tres veces la relación señal-ruido (S/N=3), fue de 3,4 pg g-1, 3,0 pg g-1, 5,6 pg g-1 y 7,3 pg g-1 para BDE-47, BDE- 100, BDE-99 y BDE-153, respectivamente. La linealidad de la metodología fue investigada desde 10 pg g-1 hasta los 5x105 pg g-1 y los resultados mostraron una respuesta lineal dentro de ese rango. La curva de calibración mostró una linealidad satisfactoria con un coeficiente de estimación (r2) superior al 0,99572. RESULTADOS La Tabla 2 muestra las concentraciones promedio de PBDEs en muestras de barros y sedimentos provenientes de ríos y canales de riego de zonas medias y bajas de la cuenca del Río Mendoza. Los congéneres de PBDEs más abundantes fueron BDE-47, BDE-100 y BDE-99 con una suma total de concentraciones de 1499,9, 1644,1 y 1273,6 pg g-1 respectivamente.
  • 75. Tabla 2 Concentración de PBDEs en muestras de barros y sedimentos de la zona media y baja de la cuenca del Río Mendoza (pg g-1 peso seco) BDE- BDE- BDE- BDE- Ref Muestra Latitud Longitud 47 100 99 153 1 Pescara y Rodriguez Peña S32.93857 W68.77093 n.d n.d n.d n.d 2 Pescara (Cámara de mezcla) S32.90786 W68.74272 58,7 LOQ LOQ LOQ 3 Arroyo Fernandez (canal Los Diablillos) S32.91567 W68.68746 178,2 144,1 67,5 68,9 4 Arroyo Tulumaya (Corralitos) S32.86953 W68.64094 LOQ 47,1 54,1 n.d 5 Basural Pescara - Jocoli S32.83047 W68.68259 n.d n.d n.d n.d 5 Basural pescara - Auxiliar Tulumaya S32.83047 W68.68259 n.d n.d n.d n.d 6 Desagüe Moyano S32.73433 W68.68926 1122,9 1338,1 1112,2 593,0 7 Canal Jocolí (Ruta 34) S32.71521 W68.66514 n.d n.d n.d n.d 8 Cuadruple Comparto (Jocoli) S32.69030 W68.66073 14.7 LOQ LOQ LOQ 9 Desague Jocolí (Colector Final) S32.58981 W68.64213 96,8 114,8 39,8 63,4 10 Basural pescara - Auxiliar Tulumaya S32.72242 W68.60489 n.d n.d n.d n.d 11 Aº Santos Lugares (Lavalle) S32.72562 W68.56927 12,3 LOQ LOQ LOQ 12 Colector final (Costa de Araujo) S32.64935 W68.32083 n.d n.d n.d n.d 13 Paramillo S32.49616 W68.32274 LOQ LOQ LOQ LOQ Total 1499,9 1644,1 1273,6 725,3 LOQ= Limite de cuantificación: 11,4 pg g-1; 10,0 pg g-1; 18,6 pg g-1; 24 pg g-1 para BDE-47, BDE-100. BDE-99 y BDE-153 n.d= no detectable La figura 3 representa un cromatograma para una muestra de sedimentos proveniente del Desagüe Moyano (Ref. 6). En el análisis cromatográfico de las muestras no se observaron corrimientos significativos en los tiempos de retención ni efectos de matriz. Estas conclusiones fueron obtenidas mediante el análisis de muestras adicionadas con una mezcla de 0,5 ng g-1 de BDE-47, -100, -99 y -153. Además se pudo observar que la intensidad de señal analítica aumentó proporcionalmente al aumento de la concentración de los analitos.
  • 76. 0 4000 -10 BDE a 3000 53 7 9 E-1 2000 E-4 E-9 BD BD BD Cuentas 1000 2000 0 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 1500 1000 b 500 0 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 Tiempo (min) Figura 3. Cromatograma de sedimentos provenientes de Desagüe Moyano (Ref. 6). 3a. Cromatograma de Iones Totales (300-650 u.m.a) 3b. Cromatograma de Iones Extraídos: 324, 326 y 328 para BDE-47; 402, 404 y 406 para BDE-100 y - 99; 482, 484, 486 para BDE-153 DISCUSIÓN Este es el primer estudio que reporta la presencia de PBDEs en barros y sedimentos en Argentina y en particular en la Cuenca del Río Mendoza. En un estudio preliminar realizado por nuestro equipo de investigación en las aguas superficiales de la mencionada cuenca se encontró que el BDE-47 fue el congenere mas abundante, lo cual concuerda con los datos reportados en la bibliografía para este tipo de muestras (Ikonomou et al., 2002; Hale et al., 2006). Este resultado puede ser explicado teniendo en cuenta las polaridades de los compuestos. Los PBDEs con menor numero de átomos de bromo (Tabla 1) presentan mayor carácter polar que aquellos congéneres con un número mayor (Braekevelt et al., 2003; Yogui and Sericano, 2009). En lo que respecta a los resultados de las muestras de barros y sedimentos, se encontraron concentraciones de estos cuatro congeneres significativamente mayor que en las muestras de agua de las mismas estaciones de muestreo. Estos resultados condicen con (Oros et al., 2005) quien reporta que los PBDEs presentan una gran afinidad por la materia orgánica presente en este tipo de muestras. En base a estos resultados significativos es de interés del grupo de investigación ampliar las regiones de estudio en futuras campañas de muestreo considerando las zonas con menor actividad antrópica. El canal Pescara (Ref. 1 y 2) es un conducto artificial utilizado para riego agrícola y colector industrial. El canal tiene una longitud de de 15 km y en su recorrido es posible encontrar un tramo a cielo abierto (Ref. 1) y otro cuyas aguas vienen en un ducto cerrado. En este acueducto aproximadamente 60 establecimientos industriales vuelcan sus efluentes (OIKOS, 2004). Ambos tramos (abierto y cerrado) confluyen a una cámara de mezcla (Ref. 2) donde continúan su recorrido a cielo abierto. Posteriormente se une con el canal Auxiliar Tulumaya (Ref 4) y finalizan su recorrido en el departamento de Lavalle donde irrigan aproximadamente 7000 hectáreas de cultivo. Por otro lado, el arroyo Fernandez (Ref. 3) y Santos Lugares (Ref. 11) constituyen canales de riego y reciben los desagües provenientes
  • 77. de la zona urbana, industrial y agrícola. Por tal motivo es factible encontrar este tipo de contaminante cuyo origen está relacionado con actividades antrópicas. Desagüe Moyano, Cuadruple Comparto, Desagüe Jocoli y Paramillos (Ref. 6, 8, 9 y 13 respectivamente) son canales colectores que reciben efluentes de las plantas de tratamiento de líquidos cloacales. De acuerdo con (Law et al., 2006) los lodos y barros residuales son considerados una de las principales matrices que acumulan PBDEs. Sin embargo, los valores hallados en el presente trabajo son menores a los reportados en la bibliografía para este tipo de muestras (North, 2004). CONCLUSIÓN Si bien en la República Argentina aún no se había estudiado la presencia de PBDEs en el ambiente, era de sospechar que estuviesen presente en nuestros ecosistemas debido a que muchos materiales poliméricos son empleados domestica e industrialmente en el territorio nacional. Además que, las propiedades fisicoquímicas de los mismos facilitan su transporte en corrientes de agua y aire a través de su adhesión al material particulado presentes en estos medios. Adicionalmente, presentan una gran capacidad para acumularse en matrices tales como sedimentos aumentando la probabilidad de confirmar su presencia en los ecosistemas en estudio. Si bien los niveles presentes en las muestras de barros y sedimentos provenientes de la Cuenca del Río Mendoza son menores a los reportados por la bibliografía, no hay que desestimar la exposición de la población a estos nuevos contaminantes de los cuales disponemos poca información sobre su presencia y distribución en nuestros ecosistemas. Sin duda alguna, debido a la implicancia que este nuevo grupo de contaminantes persistentes tiene sobre el ambiente y la salud, es de interés local y regional su análisis cuali- y cuantitativo. Por este motivo, en futuros trabajos de investigación, el mayor esfuerzo será volcado al estudio de estos compuestos en otras muestras ambientales sospechadas de contaminación con estos compuestos. AGRADECIMIENTOS Esta investigación fue realizada gracias al aporte realizado por el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Tecnológicas (CONICET) y la Agencia Nacional de Promoción Científica y Tecnológica (FONCYT). BIBLIOGRAFÍA 2002/95/CE D., 2003. http://eur- lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2003:037:0019:0023:ES:PDF, Alaee M., P. Arias, A. Sjödin and Å. Bergman, 2003. An overview of commercially used brominated flame retardants, their applications, their use patterns in different countries/regions and possible modes of release. Environ Int, 29, 683-689. Allchin C. R., R. J. Law and S. Morris, 1999. Polybrominated diphenylethers in sediments and biota downstream of potential sources in the UK. Environmental Pollution, 105, 197-207. Braekevelt E., S. A. Tittlemier and G. T. Tomy, 2003. Direct measurement of octanol-water partition coefficients of some environmentally relevant brominated diphenyl ether congeners. Chemosphere, 51, 563-567. Canada Gazette, 2007. http://www.canadagazette.gc.ca/archives/p1/2006/2006-12-16/pdf/g1-14050.pdf,
  • 78. Corsolini S., A. Covaci, N. Ademollo, S. Focardi and P. Schepens, 2006. Occurrence of organochlorine pesticides (OCPs) and their enantiomeric signatures, and concentrations of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the Adélie penguin food web, Antarctica. Environmental Pollution, 140, 371-382. Darnerud P. O., G. S. Eriksen, T. JoÌ hannesson, P. B. Larsen and M. Viluksela, 2001. Polybrominated diphenyl ethers: Occurence, dietary exposure, and toxicology. Environ Health Persp., 109, 49-68. Hale R. C., M. J. La Guardia, E. Harvey, M. O. Gaylor and T. M. Mainor, 2006. Brominated flame retardant concentrations and trends in abiotic media. Chemosphere, 64, 181-186. Ikonomou M. G., S. Rayne and R. F. Addison, 2002. Exponential increases of the brominated flame retardants, polybrominated diphenyl ethers, in the Canadian Arctic from 1981 to 2000. Environ. Sci. Technol., 36, 1886-1892. INDEC, 2004. National Institute of Statistics and Censuses of the Argentine Republic. http://www.indec.mecon.gov.ar/, Law R. J., C. R. Allchin, J. de Boer, A. Covaci, D. Herzke, P. Lepom, S. Morris, J. Tronczynski and C. A. de Wit, 2006. Levels and trends of brominated flame retardants in the European environment. Chemosphere, 64, 187-208. Law R. J., D. Herzke, S. Harrad, S. Morris, P. Bersuder and C. R. Allchin, 2008. Levels and trends of HBCD and BDEs in the European and Asian environments, with some information for other BFRs. Chemosphere, 73, 223-241. North K. D., 2004. Tracking polybrominated diphenyl ether releases in a wastewater treatment plant effluent, Palo Alto, California. Environ. Sci. Technol., 38, 4484-4488. OIKOS, 2004. Oikos Environmental network. http://www.oikosredambiental.org.ar/documentos/canalpescara.pdf, Oros D. R., D. Hoover, F. Rodigari, D. Crane and J. Sericano, 2005. Levels and distribution of polybrominated diphenyl ethers in water, surface sediments, and bivalves from the San Francisco. Environ. Sci. Technol., 39, 33-41. Polder A., G. W. Gabrielsen, J. O. Odland, T. N. Savinova, A. Tkachev, K. B. Loken and J. U. Skaare, 2008. Spatial and temporal changes of chlorinated pesticides, PCBs, dioxins (PCDDs/PCDFs) and brominated flame retardants in human breast milk from Northern Russia. Science of the Total Environment, 391, 41-54. Públicas S. d. O., Subsecretaría de Recursos Hídricos, 2004. Estadistica Hidrológica de la República Argentina 2004. http://www.hidricosargentina.gov.ar/estad2004/sus-1412.htm, 987-98869-3-3 Salgado-Petinal C., M. Llompart, C. García-Jares, M. García-Chao and R. Cela, 2006. Simple approach for the determination of brominated flame retardants in environmental solid samples based on solvent extraction and solid-phase microextraction followed by gas chromatography-tandem mass spectrometry. J Chromatogr A, 1124, 139-147. Sellström U., A. Kierkegaard, C. De Wit and B. O. Jansson, 1998. Polybrominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecane in sediment and fish from a Swedish River. Environ. Toxicol. Chem., 17, 1065-1072. Tang B. H., L. Y. Zhu and Q. X. Zhou, 2008. Environmental pollution by polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and their ecological chemical behaviors: A review. Chin. J. Ecol., 27, 96-104. Teclechiel D., M. Sundström and G. Marsh, 2009. Synthesis of polybrominated diphenyl ethers via symmetrical tetra- and hexabrominated diphenyliodonium salts. Chemosphere, 74, 421-427. Ter Schure A. F. H., C. Agrell, A. Bokenstrand, J. Sveder, P. Larsson and B. N. Zegers, 2004. Polybrominated diphenyl ethers at a solid waste incineration plant II: Atmospheric deposition. Atmos. Environ., 38, 5149-5155.
  • 79. Thomsen C., L. Småstuen Haug, H. Leknes, E. Lundanes, G. Becher and G. Lindström, 2002. Comparing electron ionization high-resolution and electron capture low-resolution mass spectrometric determination of polybrominated diphenyl ethers in plasma, serum and milk. Chemosphere, 46, 641-648. Yogui G. T. and J. L. Sericano, 2009. Polybrominated diphenyl ether flame retardants in the U.S. marine environment: A review. Environment International,
  • 80. GESTIÓN INTEGRAL DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS DOMICILIARIOS (GIRSU): VENTAJAS DE LA SEPARACIÓN EN ORIGEN Villaba, Fátima / Queirolo, Antonieta / Jorge de Cuba, Emilse Sánchez de Pinto, María Inés Instituto de Ciencias Químicas- Fac. de Agronomía y Agroindustrias- Universidad Nacional de Santiago del Estero.- Av. Belgrano (S) 1912- CP: 4200- Santiago del Estero- Argentina. e-mail: inesdep@unse.edu.ar RESUMEN La ciudad de La Banda es la única de la provincia de Santiago del Estero (Argentina) que posee planta de transferencia (PT) y relleno sanitario (RS). Las demás ciudades depositan los residuos Sólidos Urbanos domiciliarios (RSUd) en basurales a cielo abierto con o sin cubierta diaria, con o sin presencia de recuperadores informales. El objetivo fue determinar las ventajas de implementar la separación en origen (SO) en una ciudad que cuenta con PT y RS en su GIRSU. Se seleccionaron, 10 cuadras de un barrio residencial (102 familias). Se recolectaron las bolsas (sin SO), 3 días/semana, en un mes. Posteriormente, se implementó Campaña Educativa, casa por casa, promoviendo en los vecinos una actitud responsable en el cuidado del ambiente ,la clasificación y separación en: bolsas verdes BV (biodegradables húmedos), rojas BR (peligrosos) y negras BN(secos no peligrosos). Se realizó la recolección diferenciada. En PT, se determinó la composición (cantidades y tipo) y se cuantificó los reciclables (comercializar o biodegradables) y los destinados a enterramiento en RS. De las bolsas (sin SO) se clasificó: comercializables 10- . 13%, orgánicos (alimentación cerdos) 7-13% y a enterramiento 76-80% en peso (70-80% en volumen). Mientras que con SO, las BV representaron el 43-51% en peso, pudiéndose reciclar mediante compostaje o biometanización 88-94% de las mismas, las BN entre 40- 54%, pudiéndose separar para comercializar entre 25-45% y las BR el 3-9%. Se envió para enterramiento entre el 35-48%. Más del 85% de los vecinos participaron activamente y más del 63% sintió agradable la tarea. Las ventajas determinadas fueron: reducción de RSUd depositados en el RS, disminución de los impactos ambientales y de los costos de su gestión; aumento de la fracción reciclable (para comercialización y/o compostaje o biogas), posibilidades de ingresos con su comercializacion, alternativa de nuevos puestos de trabajo formal; cambios en el comportamiento de los vecinos, por uno más participativos y responsables. Palabras claves: residuos, separación en origen, reciclaje
  • 81. INTEGRAL MANAGEMENT OF SOLID URBAN DOMICILIARY RESIDUES: ADVANTAGES OF THE SEPARATION IN ORIGIN ABSTRACT The city of La Banda is the unique one of the province of Santiago del Estero (Argentina) that owns plant of transference (PT) and sanitary landfill (RS). The other cities deposit the domiciliary Urban Solid Residues (RSUd) in open-cast rubbish dumps with or without daily cover, with or without presence of informal recuperators. The objective was to determine the advantages to implement the separation in origin (SO) in a city that counts one PT and RS in its GIRSU. They were selected, 10 streets of a residential neighborhood (102 families). The bags were collected (without SO), 3 days/week, a month. Later, one implemented Educative Campaign, house by house, promoting in the neighbors an attitude responsible in the care for the environment and the classification and separation in: green bags BV (biodegradable humid), red BR (dangerous) and blacks BN (nondangerous dry). The differentiated harvesting was realized. In PT, the composition was determined (amounts and type) and was quantified recyclable (to commercialize or biodegradable) and the destined one to bury in RS. Of the bags (without SO) it was classified: marketable 10-13%, organic (feeding pigs) 7- 13% and to bury 76-80% in weight (70-80% in volume). Whereas with SO, the BV represented 43-51% in weight, being able to recycle by means of composting or biometanización 88-94% of the same, the BN 40-54%, being able to commercialize 25-45% and the BR 3-9%. It was sent for burial between 35-48%. More in 85% of the neighbors they participated actively and more of 63% it felt pleasant the task. The certain advantages were: reduction of RSUd deposited in RS, with the consequent diminution of the environmental impacts and the costs of its management; increase of the recyclable fraction (for commercialization and/or composting or biogas) possibilities of income with its commercialization, alternative of new formal jobs; changes in the behavior of the neighbors, by one more participating and responsible. Key words: residues, separation in origin, recycling INTRODUCCIÓN La generación de residuos es una de las características distintivas de las sociedades humanas, independientemente del grado de desarrollo alcanzado, no sólo afectan a las regiones industriales, pues se ha extendido a nivel global afectando a los mecanismos reguladores de muchos ecosistemas (Fuentes Ruiz, 2004). El incremento actual en la generación de residuos sólidos urbanos (RSU) y la necesidad del aumento de los sitios de disposición final, constituye una grave preocupación, no sólo por el crecimiento potencial de contaminantes derivados de ellos cuando no son tratados adecuadamente sino además por el creciente espacio que se requiere. La búsqueda de energías alternativas renovables y la minimización y reutilización de las distintas fracciones de los residuos generados son los nuevos desafíos que la sociedad debe abordar a corto plazo. La ley nacional nº 25.916 define a los residuos domiciliaros (LRD) como todo elemento, objeto o sustancia generado como consecuencia del consumo o del desarrollo de actividades humanas y cuyo destino sea el desecho o abandono, sean éstos de origen residencial, urbano, comercial, asistencial, sanitario, industrial o institucional (Sabsay, 2005). Esta ley promueve la valorización de los residuos y la minimización de su cantidad a disposición final, reduciendo los impactos ambientales negativos.
  • 82. La Estrategia Nacional para la Gestión Integral de Residuos Sólidos Urbanos, diseñada por la Secretaria de Ambiente y Desarrollo Sustentable (SAyDS, 2005) dependiente del Ministerio de Salud y Ambiente de la Nación, se apoya en los principios fundamentales de: preservación de la salud pública y ambiental, disminución significativa de los residuos a generar y disponer, y disposición final de los RSU en forma sostenible. Propone acciones focalizadas en cinco objetivos específicos: 1.-Reducción y valorización de los RSU. 2.- Implementación de la GIRSU 3.-Clausura de basurales a cielo abierto. 4.- Recopilación, procesamiento y difusión de información. 5.-Comunicación y participación ciudadana. En la provincia de Santiago del Estero (28°S-64°W-Argentina), la gestión de todo residuo urbano que no esté incluido como peligroso, patogénico o radioactivo, es de incumbencia y responsabilidad municipal (Ley provincial n° 6.321, art n°71). Los municipios locales son encargados del manejo de los residuos domiciliarios y deben implementar mecanismos tendientes a lograr: la clasificación y separación de los residuos en la fuente, la recuperación de la materia y/o energía mediante su reciclaje y la minimización en su generación (Ley provincial n° 6.321, art. n°71). Pero en su totalidad (5 de primera categoría, 6 de segunda y 17 de tercera categoría) sólo se limitan a retirar las bolsas de los domicilios y trasladarlas al predio “basurero municipal” (basurales a cielo abierto con o sin cubierta diaria, con o sin presencia de recuperadores informales), sin preocuparse demasiado del tratamiento que debe dárseles a los mismos. Por lo general, los abandonan a cielo abierto, en un predio no muy alejado de la zona urbana, donde la quema y la acción de los factores naturales (viento, agua, microorganismos y animales) colaboran con la degradación de los residuos (Sánchez de Pinto, 2009). Así, los municipios cometen irregularidades en la implementación de una gestión eficiente de RSU y también los ciudadanos como generadores de los mismos (Díez Ros, 2002). Carece de sentido que se quiera implementar una gestión correcta de RSU sin la colaboración ciudadana, del mismo modo, no se puede pedir responsabilidades a los ciudadanos si éstos comprueban que el esfuerzo llevado a cabo no se traduce en resultados apropiados. Implementar una gestión Integral de los RSU (GIRSU) implica, la colaboración ciudadana. Para lo cual se deben organizar campañas informativas que explique a los vecinos su responsabilidad como ciudadano productor de residuos y las ventajas de la separación en origen y recogida selectiva. La Educación Ambiental resulta básica en la introducción de un nuevo modelo de GIRSU (Díez Ros, 2002), con el objetivo principal de contribuir a la generación de nuevos saberes, valores y capacidades. Es un medio necesario para sensibilizar y crear conciencia en la población y en las autoridades sobre la importancia de sus acciones para conservar el ambiente. Promueve la transmisión de valores, actitudes, conceptos y habilidades que motivan a la acción. Existen diversos factores, tanto objetivos como subjetivos, que pueden impedir el éxito del proceso de separación de los residuos en origen. Los factores psico-sociales inciden bastante, pues si las personas están desmotivadas, desinteresadas, con escasos conocimientos, resultará más difícil lograr su participación activa. La carencia de bolsas y recipientes para separar, el desconocimiento de cómo clasificar también inciden negativamente (Marrades López, 2007). La separación en origen y recogida selectiva promueven la conciencia ciudadana, involucra a la población en el éxito de la GIRSU, fomenta el reciclaje y la valorización de los RSU, y distingue los residuos peligrosos que pueden contener (pañales, pilas, aerosoles, etc) (Castro Fernández, 2009). Posibilita un reciclaje más rentable (Reynals, 2002).
  • 83. Al comienzo de la década del 90, en la ciudad Capital de la Provincia de Santiago del Estero, Argentina, cada habitante generaba diariamente 0,3Kg de Residuos Urbanos. A fines del 2001 el promedio estaba por encima de los 0,5Kg (Paz, 2003)). Según cifras extrapoladas al 2004, cada habitante de las ciudades mas populosas de la provincia de Santiago del Estero genera un promedio de 0,83Kg/ha//día de RSU con un porcentaje de 50% de residuos biodegradables (ENGIRSU, 2005). Se estima para el 2025 un incremento del 29% en la generación de RSU. La ciudad de La Banda es la única municipalidad de la provincia de Santiago del Estero que implementa una Gestión Integral de Residuos Sólidos Urbanos (GIRSU) utilizando planta de transferencia (PT) y relleno sanitario (RS). OBJETIVO El objetivo fue determinar las ventajas de implementar la separación en origen (SO) en la ciudad de la Banda que en su GIRSU, cuenta con Planta de Transferencia y Relleno Sanitario. METODOLOGIA Desde la Universidad, con la participación inicial de dos profesores y tres estudiantes, se comenzó en el 2000 con la implementación de un Programa de Educación Ambiental (PEA) juntamente con los vecinos de un barrio de la ciudad Capital. En los años sucesivos se fueron integrando docentes y alumnos del Profesorado de Química, de la Licenciatura en Química, de Ing. en Alimentos e Ing. Agronómica de la Facultad de Agronomía y Agroindustria (FAyA)-UNSE (Sánchez de Pinto, 2009) Fue asumido como práctica comunitaria (educación no formal) utilizando la investigación y la interdisciplinariedad. 2.1.-Comunidad seleccionada El barrio residencial seleccionado es de la ciudad de La Banda, de “nivel socioeconómico alto”. Se trabajo en 120 viviendas, ubicadas en 8 cuadras sobre la Av. Belgrano (avenida principal de la ciudad) entre las calles Islas Malvinas y Uriarte. Las viviendas en su mayoría son casas amplias, con servicios de agua corriente, electricidad, ómnibus de línea y recolección de residuos 5 días a la semana. 2.2.-Elaboración del material de apoyo En la elaboración de los materiales de apoyo utilizados en la Campaña Educativa de sensibilización y capacitación de los vecinos, se consideraron las características sociales y culturales de la población del barrio, a fin de adecuar el lenguaje, la extensión y contenido de los mensajes. Elementos utilizados: folletos, diapositivas, filmaciones, encuestas, afiches, posters, tablas y cuadros estadísticos 2.3.-Estrategia educacional a capacitadores: docentes y alumnos integrantes del PEA 2.3.1.-Capacitación a los capacitadores: -realización de charlas informativas y cursos destinados a cumplimentar lo que se denominó “fase de conceptualización teórica”. Se partió de un marco conceptual sustentado en las siguientes ideas-fuerza: -ejecución de reuniones de trabajo, como “fase de formalización”, donde se identificó claramente lo que se quería realizar, por qué y para qué.
  • 84. - las visitas y entrevistas a los vecinos se realizó en forma personalizada, puerta a puerta se distribuyó el material de divulgación, se realizó encuestas, entrega de bolsas, etc. 2.3.2.-Diseño de estrategia: -recopilación de toda la información posible sobre la ubicación territorial y características edilicias del barrio, se requirieron los planos catastrales y vista aérea del mismo. 2.3.3.-Criterios básicos: -priorizar las acciones de sensibilización, concientización y capacitación destinadas a los vecinos de la comunidad barrial, tanto de la adquisición de técnicas de instrumentación (clasificación y separación de residuos) como el compromiso de participación. -enfatizar la enseñanza, de cómo colaborar y asumir como propio el programa de recogida diferenciada para su tratamiento y reciclaje. 2.4.-Visitas personalizadas en cada uno de sus hogares. a) Una primera visita para determinar el conocimiento de los moradores acerca de los problemas ambientales producidos por los residuos, investigar acerca de sus percepciones afectivas y mentales, y explicarles acerca de la necesidad de tomar conciencia sobre: -la problemática que ocasionan al medio ambiente los residuos no tratados adecuadamente, -las ventajas al realizar una clasificación y separación en los hogares, para lograr una eficiente recolección diferenciada, la que aporta materia prima limpia, favoreciendo la posible recuperación de uno o varios constituyentes, para su posterior reutilización y reciclaje -la valorable participación ciudadana, dado que la modesta acción que cada familia realiza, se transforma en beneficio para el conjunto de la sociedad. Al finalizar la visita, permitió conocer la actitud de cada familia a colaborar como protagonistas co-responsables en un Programa de reciclaje. b) Una segunda visita se realizó a las familias que aceptaron colaborar activamente, clasificando y separando sus residuos en tres bolsas. Se entregaron bolsas verdes (BV) donde debían colocar la fracción orgánica biodegradable (restos de comidas, restos de poda y jardinería), bolsas negras (BN) donde debían colocar los residuos secos (papeles, plásticos, tetrabrick, etc) y los residuos peligrosos (pañales, pilas, aerosoles, remedios vencidos, etc), un folleto explicativo, un pegotín imantado para colocar en la heladera en los que se detalla que tipo de residuos se deben colocar en la bolsa verde, y una nota en la que se indican ,el dia de inicio, los horarios y días de recolección c) Luego de 5 semanas de implementada la recolección diferenciada, se realizó una tercera visita a cada familia participante, en las que se les formuló algunas preguntas con la finalidad de: identificar a los seleccionadores de los residuos en el hogar, determinar si el espacio destinado en el hogar para la ubicación de los residuos implicó incomodidades, si el horario de recolección fue el óptimo, y su predisposición a continuar participando del PEA
  • 85. 2.5. Programación de la recolección diferenciada Se programaron los horarios de visitas, entrevistas, aplicación y recogida de encuestas. Se trató de conseguir la máxima eficacia, al mismo tiempo que permitió marcar el ritmo y la intensidad de la Campaña Educativa. La recolección de los residuos sin separación en origen (sin SO) y con separación en origen (SO) y su posterior depósito en la Planta de Transferencia (PT), la realizó los días lunes, miércoles y viernes la municipalidad de la ciudad de La Banda. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 3.1. Concienciación Dicha concienciación por parte de docentes y estudiantes capacitados, se realizó mediante “visitas y entrevistas personalizadas”. En las mismas se conversó con el vecino sobre la problemática de los residuos urbanos cuando no son tratados adecuadamente y las ventajas ambientales y operativas de la separación en origen y su recolección diferenciada. Se trató de lograr que los vecinos asuman una actitud comprometida y participen activamente en la elaboración de alternativas posibles y superadoras para la realización de la tarea hogareña de clasificación y separación de los residuos. Del total de los domicilios incluidos en la zona seleccionada (120),se pudieron visitaron 102 familias, los demás estaban desocupados o no se encontraron los moradores. El 98% de las familias visitadas aceptó colaborar (Tabla 3.1).Se pudo determinar el número de habitantes en las 100 familias participantes, lo que se calculo un promedio de casi 4 habitantes por domicilio (Tabla 3.1). Tabla 3.1: datos obtenidos de la campaña de concientización Total de familias 120 familias Total de familias visitadas 102 familias Total de familias que aceptaron colaborar activamente 100 familias Total de habitantes 392 habitantes en 100 familias promedio de personas por hogar Casi 4 habitantes por domicilio 3.2. Recolección de residuos y separación y clasificación en la Planta de transferencia 3.2.1.-Sin separación en origen Se realizó inicialmente la recolección de los residuos generados (sin SO) por las 100 familias que aceptaron colaborar en el PEA. En PT se determinó la cantidad en peso y volumen de los residuos que se depositaron (Tabla 3.2) y se llevó a cabo la clasificación y pesada de los materiales separados para su comercialización, reutilización o reciclaje. Se calculó la cantidad promedio de residuos que ingresan en la PT por semana (480 Kg), se midió el volumen promedio que ocupan (2,87 m3), obteniendo la densidad promedio de los mismos (167,4 Kg/m3)( Tabla 3.2)
  • 86. Tabla 3.2: datos obtenidos en la Planta de Transferencia (PT) Sin separación Con separación en origen en origen Residuos promedio en PT (Kg)/semana 480 849 Volumen total ocupado (m3) 2,87 5,07 Densidad (Kg/m3) 167,4 167,4 Familias (bolsas promedio)/día recolectado 74 78 Kg promedio/familia/día recolectado 2,16 5,2 Separado para reciclar promedio (Kg)/semana 110,4 492,4 Separado para reciclar promedio (%) 24 (22-26) 58 (52-65) Total a enterrar promedio (Kg) 369,6 356,6 Total a enterrar promedio (%) 77(74-80) 42 (35-48) En el Gráfico 3.1 se observa que Gráfico 3.1: composición de los materiales para mayoritariamente se separaron y pesaron reciclaje 1,1% 7,6% 17,6% desperdicios (44,8%) seguidos de papeles y diarios (17,6%), botellas plásticas (13,6), 10,9% papeles-cartón (10,9%), botellas de vidrio y frascos (7,6%), bolsas plásticas (4,1%), latas de conservas (1,1%) y latas de aluminio (0,4%). 44,8% 13,6% 0,4% 4,1% Papeles diarios Papeles cartón Plásticos (botellas) Plásticos (bolsas) Aluminio Desperdicios vidrios Latas Gráfico 3.2: destino de los residuos recolectados (sin SO) relleno sanitario En el gráfico 3.2 se observa que la 24% reciclaje mayor parte de los residuos que son depositados en la PT, sin una clasificación previa, tienen como destino final el relleno sanitario (74-78%), pudieron separase entre el 22-26% para su posterior comercialización 76% y reciclaje 3.2.2.-Con separación de origen Durante quince días se implementó la Campaña Educativa, casa por casa, logrando que participen activamente clasificando y separando sus residuos sólidos. La municipalidad realizó durante 30 días, tres veces por semana, la recogida selectiva de bolsas verdes (biodegradables húmedos), bolsas rojas (peligrosos) y bolsas negras (secos no peligrosos). El número de familias que sacaban sus residuos fue variable, hay días que se recolectaron bolsas en 54 familias y otros días en 92 familias, lo que indicaría que varias familias no sacan los residuos tres veces por semanas. El promedio de familias que sacaron las bolsas de residuos (Tabla 3.2) fue 78 (con SO) y 74 (sin SO), lo que indicaría que no es un valor variable a considerar en una GIRSU.
  • 87. En la tabla 3.2 se puede observar que con SO, se generó un gran aumento de los residuos recolectados por el camión en función de pequeño aumento en la cantidad de familias que entregaron sus bolsas. Esto podría reflejar una mayor responsabilidad del vecino, no sólo en la ubicación de los residuos en sus bolsas respectivas, evitando en algunos casos la incineración de los mismos en sus hogares sino además en respetar el horario de colocación de los residuos en la vereda, disminuyendo la probabilidad de que los residuos sean llevados por los “carritos” o “trabajadores informales” para su comercialización. En la Tabla 3.2 se observa que en la PT se logró un aumento promedio en la separación de los reciclables del 23%(sin SO) al 58% con (SO), permitiendo generar con su comercialización, posibilidades de ingresos económicos para el municipio y una alternativa para la creación de puestos de trabajo formal. Los materiales para comercializar se Gráfico 3.3: porcentaje en peso (promedio) de los residuos recolectados durante una semana extrajeron de las bolsas negras (40-54% en peso), los materiales biodegradables para 6% compostaje de las bolsas verdes (43-51% en 47% peso). La bolsas rojas (3-9%) se llevaron sin abrir al relleno sanitario (Gráfico 3.3). 47% bolsas verdes(43-51%) bolsas negras(40-54%) bolsas rojas (3-9%) De los materiales contenidos en Gráfico 3.4: composición promedio (% en peso) de los materiales las bolsas negras se pudieron separar separados de las bolsas negras para su comercialización entre el 25-45%. papel,carton (28-34%) La composición de los materiales se bolsas plásticas(4,1-5,5%) 22% vidrios (9,2-35% muestra en el Gráfico 3.4. El papel y 30% latas comestibles(2,5-2,8%) cartón (28-34%) juntamente con el vidrio 2% botellas plásticas(gaseosas)(10,4- (9-35%) fueron los materiales mayoritarios. 5% 12,3%) envases plásticos(3,0-6,2%) Seguidamente por las botellas plásticas telas(1,0-2,0%) (10-12%), bolsas plásticas (4-5%), 11% 5% 3% otros(8,0-36,0%) envases plásticos (3-6%), latas 22% comestibles (2-3%), telas (1-2%). Es destacable, que del material orgánico biodegradable contenido en las bolsas verdes, se pudo separar entre 80-88% para su posterior reciclaje (transformarlo en compost, lombricompost, generar biogas o como alimentos para cerdos). El reciclaje en si mismo no debe ser considerado como un objetivo, sino que debiera ser la respuesta a un objetivo mayor como es lograr un gestión ambientalmente sustentable de los residuos (Velásquez, 2006). La separación en los domicilios permitió alcanzar una mayor separación de los materiales contenidos en las bolsas verdes y negras, y una reducción en el porcentaje de los residuos llevado a depositar en el relleno sanitario (Tabla 3.2). Este beneficio se verá reflejado en una disminución de los costos de transporte para el traslado y un aumento de la vida útil del relleno sanitario. 3.3. Participación y actitud de los vecinos Para evaluar la participación y opinión de los vecinos durante el mes de recolección, se aplicó una encuesta. Los resultados de la encuesta permitieron determinar que:
  • 88. -solamente el 29% de las familias Gráfico 3.5: con que regularidad separaba y realizaban la tarea todos los días mientras que un clasificaba sus residuos? 58,5% la realizaba algunos días. Las principales 5,0% 7,5% dificultades estaban relacionadas con la falta de 29,0% recipientes para ubicar las diferentes bolsas, falta de espacio donde ubicar las bolsas y la falta de tiempo (Gráfico 3.5). 58,5% todos los dias pasando un dia a veces un solo dia Gráfico 3.6: A que hora -la gran mayoría colocaba sus residuos antes colocan los residuos en la del horario que pasaba el recolector municipal. vereda? Muchos justificaban que lo hacían antes de ir 32,0% antes de 18 hs a sus trabajos, porque no lo podía realizar otro integrante de la familia. Situación que después de 18 hs favorece a los recolectores informales (Gráfico 3.6). 68,0% -la tarea de clasificar y separa sus residuos le Gráfico 3.7: La tarea de separación y resultó “agradable” a la mayoría (63,5%), para clasificación resultó: algunos fue complicada (17%) o incómoda (10%) 10,0% (Gráfico 3.7). Los sentimientos de agrado, 10,0% agradable contribuye a la aparición de sentimientos tales complicada como la responsabilidad, la colaboración, entre incomoda otros (Marrades López, 2007). 17,0% 63,5% otros -el 98% de las familias consideró importante para el cuidado del ambiente, las tareas de clasificación, separación y su ubicación posterior en tres bolsas para favorecer su reciclaje. -el 98% consideró claras las instrucciones impartidas para realizar las tareas de clasificación, separación y ubicación de los residuos. -el 97,5% de los encuestados consideran el sistema de recolección diferenciada, 3 días por semana lasbolsas de diferentes colores, utilizado “entre muy bueno (34%) y bueno (63,5%)”. Este sistema de recolección podría ser implementado paulatinamente en los barrios hasta abarcar la totalidad de una ciudad. Como dato significativo para quienes habíamos implementado el Proyecto en este barrio, nos interesó saber si se había generado una actitud positiva y responsable ante el tema que nos convocaba, y si estaban dispuestos a continuar realizando esta tarea
  • 89. En el Gráfico 3.8 se puede observar que el Gráfico 3.8:.Continuarían 68% de los encuestados manifestaron el deseo de colaborando con la separación y continuar indefinidamente colaborando con este clasificación? proceso de educación ambiental, un 22% continuaría 0,0% si, indefinidamente 10,0% por un tiempo y un 10% continuaría en forma si, por un tiempo esporádica. 22,0% más si, algunas veces no La mayoría de respuestas positivas nos alienta a 68,0% continuar ampliando la experiencia en otros barrios, con el gran deseo de hacerla extensiva a los 100.000 habitantes de la ciudad de La Banda. Experiencias a nivel internacional sugieren que las campañas de separación en origen basadas en el voluntarismo decaen en el tiempo si no son permanentemente publicitadas, lo que indudablemente tiene un costo (Velásquez, 2006). CONCLUSIONES Con las visitas domiciliarias y entrevistas personalizadas, entrega de folletería, bolsas de diferentes colores, se logró motivar a los vecinos, darles el impulso adecuado para inducirlos a una acción consciente y voluntaria en la clasificación y separación de sus residuos en tres bolsas de diferentes colores, convirtiendo sujetos indiferentes (frente a la cantidad y calidad de los residuos que producen) en participativos y responsables. Con la separación en origen, en la Planta de Transferencia, se logró un aumento de la fracción reciclable (para comercialización y/o compostaje o biogas) generando con su comercialización, posibilidades de ingresos y una alternativa de puestos de trabajo formal para el municipio. La reducción de RSUd depositados en el Relleno Sanitario, se verá reflejada en un aumento de su vida útil y en una disminución de los costos ocasionados por el traslado de los mismos y los ambientales (potencial contaminación hídrica y atmosférica). Es aconsejable incorporar en la GIRSU la separación en origen, ya que favorece la minimización y valorización de los RSU, objetivos propuestos en la ENGIRSU. La capitalización y transmisión de ésta experiencia será posible, por el alto el grado de aceptación social alcanzado al poner en marcha estas acciones, logrando por parte de la sociedad no sólo la capacidad para organizarse y manejar un problema ambiental, sino también al lograr una mejor relación con la naturaleza. BIBLIOGRAFÍA Castro Fernández, J. A. 2009: Desarrollar la cultura del reciclaje: tarea de todos. Rev. Innovación y experiencias Educativas. Nº 18 ISSN 1988-6047 Díez Ros, R. 2002: La Educación Ambiental: la escasa percepción social del problema de los residuos urbamos en el Municipio de Alicante. Revista Papeles de geografía, enero-junio, nº 035. Universidad de Murcia-Murcia-España pp 75-100 Di Paola, M.E., Quispe, C., Marcó, L., Duverges, D. M. 2005: Residuos Sólidos Urbanos. FARN http://www.farm.org.ar/arch/residuos-sólidos-urbanos-pdf Fuentes Ruiz, M. P. 2004: Gestión y tratamiento de RSU en la provincia de Guadalajara. Aplicación agrícola del compost obtenido en la planta de selección, tratamiento y compostaje de Torija. Tesis final de carrera. Depto. De Química y análisis agrícola. Esc. Técnica Superior de Ing. Agrónomos. Univ. Politécnica de Madrid-España Marrades López, E. 2007: Los factores sociopsicológicos y su incidencia en la separación como comportamiento de la población ante los residuos sólidos. http://ojs.uo.edu.cu/index.php/stgo/article/view/14507309/907
  • 90. Sánchez de Pinto, M. I.; Jorge de Cuba, E. 2009: Educación ambiental desde la universidad a la comunidad. Pp 391-416. En el libro: Cambios y problemas ambientales. Perspectivas para la acción. Ed. UNSE pp466 ISBN 978-987-22475-8-4 Paz, V., Umbides, R., Mishima, H., Sánchez de Pinto, M. I. (2003): Tratamiento de los residuos urbanos en Santiago del Estero (Argentina). Una experiencia piloto. Revista RESIDUOS editada por ATEGRUS (Bilbao) España. Año XIII- n°71 –pp 40-46. ISSN: 1.131-9.526 Reynals, C. 2002: De cartoneros a recuperadores urbanos. http://www.lasociedadcivil.org/does/ciberteca/reynals.pdf Secretaria de Ambiente y Desarrollo Sustentable-Ministerio de Salud y Ambiente de la Nación. Setiembre 2005- ENGIRSU Estrategia Nacional para la Gestión Integral de Residuos Sólidos Urbanos-ISBN-10:987-9471-34-2 ISBN- 13:978-987-9471-34-0 Velásquez Cisterna, G. 2006: Estudio de caso: Gestión de Residuos Sólidos Domiciliarios en Santiago del Chile. http://polis.org.br/download/94.doc
  • 91. DETECCIÓN DE ESCHERICHIA COLI RESISTENTE A TETRACICLINA EN AGUA Y PECES DEL RÍO SAN JUAN, SAN JUAN, ARGENTINA Bianchi, Virginia1 / Varela, Patricia2 / Durando, Patricia1 1. Departamento de Biología, Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de San Juan, Ignacio de la Roza 590 (Oeste), TE: 0264-4234129 / 4264721; FAX: 0264-4234980. virbianchi@yahoo.com.ar y pdurando@agro.unc.edu.ar 2. Instituto de Biotecnología, Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional de San Juan, Av. Libertador General San Martín 1109 (Oeste); TE: 0264-4211700 / 4212401 / 4211839 pvarela@unsj.edu.ar RESUMEN En este trabajo se propone evaluar la variación anual de E. coli resistente a tetraciclina como especie bioindicadora de contaminación fecal en agua y en peces del género Astyanax de la cuenca inferior del Río San Juan. En dicha cuenca se establecieron los siguientes puntos de muestreo: en el Pinar -sitio control por ser una zona despoblada- y a la altura de los puentes de Albardón y de San Martín, afectados por fuentes difusas de contaminación y en el de Caucete, por recibir los efluentes cloacales vertidos por la planta depuradora del Bajo Segura. Las muestras de agua y de intestino y músculo de peces recolectados en cada sitio se analizaron bimensualmente durante el periodo de un año. Las colonias de E. coli se identificaron en medio agarizado EMB y se confirmaron mediante IMViC y tinción de Gram. Además, se les practicaron antibiogramas por la técnica de difusión en placa sobre medio agarizado Mueller Hinton. La determinación del grado de resistencia se realizó según las sugerencias del National Committee for Clinical Laboratory Standards (2000). Los datos se analizaron mediante ANOVA a tres vías seguido de la prueba a posteriori LSD de Fisher. Los resultados obtenidos nos permitieron establecer la ausencia de bacterias resistentes a tetraciclina en el sitio control. Por otro lado, se aislaron bacterias de E. coli resistentes en el agua y los tejidos de los peces provenientes de los otros tres sitios, sin diferencias significativas entre ellos. Sin embargo, se observó una variación anual significativa (p<0,05) en la resistencia expresada, predominando la aparición de bacterias resistentes en agua y en peces durante agosto, octubre y diciembre, meses de altas temperaturas. Concluyendo, en el río San Juan inferior, se detectaría la aparición estacional de bacterias de E. coli resistente a tetraciclina provenientes de distintas fuentes de contaminación. Palabras clave: tetraciclina, Escherichia coli, agua
  • 92. DETECTION OF TETRACYCLINE RESISTANT ESCHERICHIA COLI IN WATER AND FISHES FROM SAN JUAN RIVER, SAN JUAN, ARGENTINA ABSTRACT The aim of this work was to determine the annual variation of tetracicline resistant E. coli in water and tissues of Astyanax from San Juan River lower basin, to evaluate its utiltity as bioindicator of fecal contamination. To this, four sampling sites were chosen taking account human influence. Pinar, far away from populated centers, as control; Albardón and San Martín, affected by no-point contamination from urban-marginal population, farming and agricultural establishments; and Caucete, for the presence of a strong point contamination originated by sewage discharge, dumped from treatment plant of Bajo Segura to Los Tapones stream. During a year, water and fish samples were collected each two month, from studied sites. E. coli was isolated from water and homogenated gut and muscle using EMB agar. The identification was confirmed through IMViC and Gram stain reaction. Antibiotic resistance was determined by diffusion method, using Muller-Hinton agar and antibiotic- sensitivity discs. Resistant grade was classified on basis of halo measure, according to National Committee for Clinical Laboratory Standards (2000). A 3-way ANOVA and LSD Fisher honestly significant difference test were applied to locate the differences among groups. No resistant strains were isolated from water and fishes of control site. In contrast, tetracycline resistant E. coli was isolated from samples of the other three sites, without significant differences between them. Therefore, a significative (p<0, 05) annual variation in resistance was observed along year sampled. In August, October and December, when water temperatures were higher, a bigger number of resistant strains was detected in all samples. These results allow determining the appearance of seasonal tetracycline resistant E. coli, originated by different contamination sources in San Juan River lower basin. Key words: tetracycline, Escherichia coli, water. INTRODUCCIÓN A nivel mundial, los antibióticos han sido ampliamente utilizados en tratamientos terapéuticos y profilácticos de humanos y del ganado y como promotores del crecimiento en los animales de granja (Kemper, 2008). La administración indiscriminada de estos agentes antimicrobianos ha determinado su diseminación en los ambientes acuáticos, transformándolos en elementos contaminantes de importancia sanitaria y ecológica (Witte, 2000; Miranda y Zemelman, 2001; Sørum y L'Abée-Lund, 2002; Kemper, 2008). Los antibióticos ingresan a los cuerpos de agua a través del vertido de efluentes cloacales, agrícolo-ganaderos y/o desechos de la actividad turística (Parveen et al., 1997; Webster et al., 2004). Estas sustancias poseen una gran estabilidad molecular, razón por la cuál su estructura no se altera ni por la aireación de los efluentes ni por las altas temperaturas ambientales (Kemper, 2008). El vertido constante de los antibióticos al ambiente y su elevada estabilidad producen una fuerte presión selectiva durante períodos prolongados que favorece la proliferación de bacterias resistentes a ellos (Witte, 2000; Miranda y Zemelman, 2001; Costanzo, 2005). La aparición de tales poblaciones bacterianas determina la alteración de la estructura poblacional de otros grupos bacterianos importantes en la dinámica ambiental (Costanzo, 2005). En tal sentido, se pudo comprobar la elevada transmisibilidad de los genes de resistencia entre bacterias patógenas y no patógenas de un mismo nicho ecológico, como también entre bacterias provenientes de distintos nichos ecológicos (por ejemplo, de bacterias entéricas humanas a bacterias de peces y viceversa) (Kruse y Sørum 1994; Witte, 2000; Sørum y L'Abée-Lund, 2002). Así, las bacterias no patógenas, presentes en organismos vivos y en diferentes ambientes, actúan como reservorios de genes de resistencia para las bacterias patógenas que puedan adquirirlos,
  • 93. confirmando que este tipo de contaminación no posee barreras geográficas ni de especies. En consecuencia, los antibióticos y las bacterias resistentes a ellos, pueden permanecer en diferentes ambientes para luego ingresar nuevamente a la cadena alimentaria, volviendo inocuos los tratamientos antimicrobianos comúnmente utilizados (Sørum H y L'Abée-Lund, 2002; Kumar et al., 2005). La tetraciclina es uno de los antibióticos que ha sido administrado extensivamente debido a su baja toxicidad y su actividad de amplio espectro hacia distintas especies bacterianas (Madigan et al., 2004). Este antibiótico ha sido detectado frecuentemente en los efluentes cloacales (Kim et al., 2007) y en distintos ambientes acuáticos naturales (Sayah et al., 2005; Ozgumus et al., 2007), produciendo una presión selectiva que ha determinado la aparición de cepas de Escherichia coli (E. coli) resistentes al mismo. En tal sentido, se ha detectado E. coli resistente a tetraciclina en hospitales y en desagües domésticos y en distintos ambientes naturales, como las aguas superficiales y los sedimentos de ríos, lagos y mares (Harwood et al., 2000; Ozgumus et al., 2007; Ram et al., 2009). La detección de E. coli resistente a tetraciclina en tal variedad de ambientes implica un serio riesgo sanitario, pues se han identificado cepas patógenas productoras de brotes diarreicos severos en humanos y en animales endotérmicos. Entre ellas, se incluye E. coli enterohemorrágica, productora de la toxina de Shiga, factor virulento que produce colitis hemorrágica y el síndrome urémico hemolítico en humanos (Madigan et al., 2004). Además, su presencia en ambientes naturales determina un serio riesgo ecológico, ya que se ha comprobado que una vez que las bacterias se distribuyen en el agua o en los sedimentos del cauce de los ríos (Berthe et al., 2008), pueden ingresar por distintas vías a los organismos acuáticos (van der Oost et al., 2003). En los peces estas bacterias se alojan preferentemente en el tubo digestivo, debido a la elevada concentración de nutrientes presentes en su interior que favorece su permanencia y reproducción (fenómeno de biomagnificación) (Fattal et al., 1992; Guzmán et al., 2004). De esta manera, la colonización por E. coli afecta seriamente el estado sanitario general de los peces (Buras et al., 1987; Adams, 1990; Escher et al., 1999). Además, los transforma en reservorios, biomagnificadores y agentes dispersores de genes de resistencia debido a la gran capacidad de adquisición y diseminación de los mismos dentro del tracto digestivo y en ambientes acuáticos (Kruse y Sørum 1994; Witte, 2000; Miranda y Zemelman, 2001; Ampofo y Clerk, 2003; El-Shafai et al., 2004; Guzmán et al., 2004). En virtud de los antecedentes presentados, en este trabajo de investigación se propone evaluar la variación anual de E. coli resistente a tetraciclina como especie bioindicadora de contaminación fecal en agua y en peces de la cuenca inferior del Río San Juan. MATERIALES Y MÉTODOS Área de estudio Este estudio se realizó en la subcuenca inferior del Río San Juan, en la provincia del mismo nombre, en la que se seleccionaron cuatro sitios de muestreo en base a antecedentes de estudios previos que determinaron una disminución marcada en la calidad fisicoquímica de sus aguas (Bistoni, Heredia y Durando, comunicación personal, 2006). El primer sitio de muestreo se localizó en la zona denominada Pinar –próxima a la desembocadura del dique Ignacio de la Roza (31º 30’ 13,81’’ S; 68º 38’ 33,74’’ O) - considerándolo como sitio prístino o control, por el aspecto de sus aguas y de sus márgenes y por su lejanía a centros poblados. Los puntos de muestreo ubicados a la altura de los puentes de Albardón (31º 27’ 29,59’’ S; 68º 31’ 8,71’’ O) y de San Martín (31º 31’ 55,6’’ S; 68º 24’ 48,23’’ O) se escogieron como indicadores de condiciones de contaminación difusa proveniente de asentamientos urbano-marginales y de zonas agrícolo-ganaderas ubicadas
  • 94. en sus márgenes. El cuarto punto, situado a la altura del Puente de Caucete (31º 31’ 55,6’’ S; 68º 24’ 48,23’’ O), se seleccionó en base a la contaminación puntual de sus aguas provocada por la recepción del arroyo Los Tapones, en cuya nacientes vierten los efluentes cloacales la planta depuradora de Bajo Segura. Muestreo En cada uno de los sitios de muestreo y con una periodicidad bimensual (desde diciembre del 2006 a octubre del 2007) se midió la temperatura del agua y se colectaron tres muestras de agua y tres ejemplares de peces del género Astyanax. Se escogieron peces de este género, denominadas comúnmente “mojarras”, debido a su amplia distribución (Arratia et al., 1983; Menni, 2004), fácil captura y amplio rango de tolerancia a diversos factores químicos, condición que permitió encontrarlos en todos los sitios muestreados (Menni et al.,1996). El arte de pesca se determinó de acuerdo a las características del río en cada uno de los puntos de muestreo. Se utilizaron redes de mano, trampas tipo “mojarrero” y cañas de pescar. Los peces se trasladaron vivos al laboratorio, dentro de recipientes que contenían el agua del río de la misma zona donde se los recolectó. Aislamiento e identificación de E. coli en muestras de agua y en tejidos de peces Los peces se sacrificaron por corte de médula, dentro de las 24 horas siguientes a su recolección y se extrajeron, en condiciones de asepsia, el intestino y un trozo de músculo de aproximadamente 6 cm2. Los tejidos fueron pesados y homogeneizados separadamente en solución salina al 0,9%, según lo establecido por El-Shafai et al (2004). Para el recuento de E. coli, las muestras de agua y los homogeneizados de los tejidos se diluyeron tomando como criterio la densidad bacteriana esperada según el grado de contaminación supuesta en cada sitio de procedencia. El aislamiento de E. coli se realizó utilizando medio agarizado EMB (Britania) e incubando a 44,5 ºC durante 48 h (APHA, 1998). La identificación de las colonias aisladas fue confirmada mediante IMViC y tinción de Gram (APHA, 1998). El recuento directo se realizó utilizando un estereoscopio a 40 X (Collins et al., 1991; APHA, 1998). Los resultados obtenidos se expresaron en unidades formadoras de colonias por mililitro de agua (UFC/ml) o por miligramo de tejido (UFC/mg). Determinación de la resistencia a tetraciclina en E. coli aislada de agua y de peces A las colonias aisladas de las muestras de agua y de los tejidos de peces se les practicó -por duplicado- un antibiograma contra tetraciclina. Se aplicó la técnica de difusión en placa (Bauer et al., 1996) sobre medio agarizado Mueller Hinton (Britania) a partir de inóculos de 0,5 en la escala de Mc Farland (1,5 x 108 células/ml). Se probó el antibiótico en su concentración inhibitoria mínima (30 g) utilizando monodiscos (Laboratorios Brizuela). Los halos de inhibición del crecimiento bacteriano alrededor de los discos embebidos en el antibiótico se midieron con calibre. La determinación del grado de resistencia (sensible, intermedio o resistente) se realizó según las sugerencias del National Committee for Clinical Laboratory Standards (NCCLS, 2000). Análisis de datos Para analizar las variaciones en el grado de resistencia de E. coli aislada de las muestras de agua y de tejidos de peces, se procedió –por falta de normalidad y de homogeneidad de varianzas- a transformar en rangos los valores del diámetro de los halos de inhibición (Zar, 1999). A continuación se aplicó el análisis de la varianza a tres vías, seguido de la prueba a posteriori LSD de Fisher. El procesamiento de los datos se realizó mediante el programa estadístico Infostat (2007p).
  • 95. RESULTADOS Y DISCUSIÓN En este estudio no se detectaron 1-A 14 diferencias significativas en la 12 densidad de las poblaciones de E coli 10 resistente a tetraciclina de los distintos sitios analizados a lo largo N º de U FC 8 del período muestreado. En las 6 poblaciones bacterianas aisladas de las muestras de agua y de los tejidos 4 de los peces capturados en los cuatro 2 sitios, se observó un neto predominio 0 de E. coli sensible al antibiótico. Así, 1-B AGU A AGU A AGU A AGU A AGU A AGU A de un total de 103 colonias M ÚSC ULO M ÚSC ULO M ÚSC ULO M ÚSC ULO M ÚSC ULO M ÚSC ULO IN TE S TIN O IN TE S TIN O IN TE S TIN O IN TE S TIN O IN TE S TIN O IN TE S TIN O 14 analizadas, 72 resultaron sensibles a 12 tetraciclina, 12 presentaron DICIEMBRE FEBRERO ABRIL JUNIO AGOSTO OCTUBRE 10 resistencia intermedia y 18 fueron N º de U F C 8 completamente resistentes al mismo. No obstante, se observaron 6 diferencias significativas en el patrón 4 de resistencia detectado en las 2 poblaciones bacterianas aisladas en las muestras de agua y de los tejidos 0 1-C de los peces en los distintos meses IN T E S T INO IN T E S T INO IN T E S T INO IN T E S T INO IN T E S T INO IN T E S T INO M ÚS CU LO M ÚS CU LO M ÚS CU LO M ÚS CU LO M ÚS CU LO M ÚS CU LO A G UA A G UA A G UA A G UA A G UA A G UA 14 analizados (p<0,001) (Figura 1 A-D). 12 Así, casi todas las colonias 10 DICIEMBRE FEBRERO ABRIL JUNIO AGOSTO OCTUBRE bacterianas que se aislaron en los cuatro sitios durante los meses de N º de U FC 8 febrero, abril y junio resultaron 6 sensibles al antibiótico. En estos 4 meses se destaca el hecho de que, las pocas bacterias resistentes que 2 se encontraron, fueron aisladas en 0 agua y en el tejido muscular durante INT E S T IN O INT E S T IN O INT E S T IN O INT E S T IN O INT E S T IN O INT E S T IN O 1-D M ÚS C ULO M ÚS C ULO M ÚS C ULO M ÚS C ULO M ÚS C ULO M ÚS C ULO A GUA A GUA A GUA A GUA A GUA A GUA 14 el mes de junio, sin registrarse 12 bacterias resistentes en febrero y abril. Por otro lado, en los meses de 10 DICIEMBRE FEBRERO ABRIL JUNIO AGOSTO OCTUBRE agosto, octubre y diciembre, donde N º de U FC 8 las temperaturas del agua 6 aumentaron, una gran proporción de 4 las poblaciones de E. coli que se 2 aislaron en agua y en intestino y músculos de los peces expresaban 0 resistencia a la tetraciclina (Figuras 1 IN T E S T IN O IN T E S T IN O IN T E S T IN O IN T E S T IN O IN T E S T IN O IN T E S T IN O M Ú S C U LO M Ú S C U LO M Ú S C U LO M Ú S C U LO M Ú S C U LO M Ú S C U LO A GUA A GUA A GUA A GUA A GUA A GUA A-D y 2). Estos resultados nos han permitido comprobar que E coli DICIEMBRE FEBRERO ABRIL JUNIO AGOSTO OCTUBRE resistente a tetraciclina puede utilizarse como especie bioindicadora de contaminación fecal, tanto en el Figura 1: Número de colonias de E. coli clasificadas su agua como en los peces capturados respuesta a tetraciclina aisladas de muestras de agua y en la cuenca inferior del Río San de intestino y de músculo de peces recolectados en Juan. Así, hemos podido establecer Pinar (A) Albardón (B), San Martín (C) y Caucete (D) . que en el Pinar, sitio considerado control por su lejanía de los centros
  • 96. poblados, se detecta una baja contaminación fecal evidenciada por la presencia en agua de poblaciones de E. coli sensibles a la tetraciclina (Figura 1 A). 2 Cabe destacar que tales bacterias se 30 aislaron sólo en los meses de abril y 25 junio, en coincidencia con los registros de las temperaturas del agua más bajas temperatura (ºC) 20 (Figura 2). Por otro lado, en los otros tres 15 puntos de muestreo se pudo detectar mayor proporción de poblaciones de E. 10 coli tanto en el agua como en los peces, 5 observándose la aparición de distintos 0 grados de resistencia a la tetraciclina Diciembre Febrero Abril Junio Agosto Octubre (Figura 1 B-D). La aparición de bacterias resistentes a antibióticos en ambientes acuáticos como producto del impacto antrópico ha sido ampliamente Figura 2: Variación anual de la temperatura del documentada por diversos autores agua registrada en cada sitio durante el muestreo. (Boon y Cattanach, 1999; Webster et al., 2004; Garcia-Armisen y Servais, 2007). Si bien en este trabajo de investigación no se obtuvieron diferencias significativas entre los sitios analizados, se podría sugerir que en las aguas del río San Juan se detectaría un marcado deterioro en la calidad bacteriológica de sus aguas provocada por distintas fuentes de contaminación. Además, la presencia de poblaciones de E coli resistentes a tetraciclina en distintos puntos del río representa un serio riesgo sanitario y ecológico ya que este es el segundo antibiótico más utilizado, después de la ampicilina, con fines terapéuticos. Este hecho, unido a su elevada resistencia a la biodegradación, determina que la tetraciclina sea uno de los principales antibióticos detectado en aguas servidas (Kim et al., 2007). Así, la amplia distribución de su efecto selectivo conduciría al desarrollo de poblaciones bacterianas resistentes en diversos ambientes (Reinthaler et al., 2003; Nys et al., 2004; Sayah et al., 2005). Además, distintos autores han comprobado que la detección de bacterias resistentes también se encuentra condicionada por el efecto de la predación por protozoarios, de la composición de los cursos de agua e inclusive a las variaciones estacionales de temperatura (Parveen et al., 1997; Nasser y Oman, 1999; An et al. 2002). En relación a este último punto, cabe señalar que en nuestro trabajo se detectaron diferencias significativas (p<0,001) en la variación en el patrón de resistencia de las muestras de agua y de tejidos a lo largo del período analizado. Así, en los meses que presentaron bajas temperaturas en el agua (abril y junio) se aislaron bacterias, casi en su totalidad, sensibles. Por otro lado, en los meses de agosto, octubre y diciembre, donde las temperaturas aumentaron, se observó una gran proporción de bacterias resistentes tanto en agua, como en intestino y músculo (Figura 1 A-D). La aparición de este patrón temporal en la expresión de la resistencia podría estar indicando un posible efecto desencadenado por la administración masiva de este antibiótico a la población en épocas invernales, donde las afecciones son más frecuentes. Esta administración masiva incrementaría la proliferación de bacterias resistentes a ellos hacia los medios acuáticos (Sørum H y L'Abée-Lund, 2002; Ampofo y Clerk, 2003; Kumar et al., 2005). Además, este fenómeno podría relacionarse con la influencia de la temperatura del agua sobre la actividad metabólica de las bacterias y su capacidad de reaccionar ante las sustancias antibióticas, dentro y fuera de los organismos acuáticos. DePaola et al. (1995) observaron, en experimentos de exposición alimenticia con oxi-tetratciclina, una mayor proporción de bacterias Gram negativas resistentes a dicho antibiótico en agua e intestino de peces durante los meses de primavera. De todas maneras, la proporción de bacterias resistentes aisladas de tejidos resultó menor que las aisladas de agua en todos los meses, con excepción de octubre. Este hallazgo podría deberse a una posible selección producida por el sistema gastrointestinal de
  • 97. los peces, que no permitiría el desarrollo de bacterias resistentes (Miranda y Zemelman, 2001). No obstante es importante tener en cuenta que los peces, al actuar como reservorios de este tipo de microorganismos, producen la dispersión de la contaminación bacteriana en diferentes ambientes y entre distintos eslabones de la cadena alimentaria (Kemper, 2008). Estos hallazgos nos permiten concluir que las bacterias resistentes a antibióticos constituyen bioindicadores de importancia sanitaria y ecológica, razón por la cuál su detección debe ser considerada a la hora de establecer criterios de calidad hídrica. Además, considerando la carencia de estadísticas con respecto a la distribución de antibióticos en la población, se hace necesario un plan controlado de administración y comercialización de estas sustancias a fin de regular su ingreso en los ambientes acuáticos y de prevenir los efectos negativos a nivel ecológico y sanitario. AGRADECIMIENTOS Este trabajo de investigación ha sido subsidiado por la Secretaría de Ciencias y Técnica de la Universidad Nacional de San Juan (CICITCA 21/E627). A los Sres. Director y Sub- Director del Instituto de Biotecnología de la Facultad de Ingeniería, Ing. Francisco Benavente y Dr. Fabio Vázquez, por proporcionar el lugar de trabajo. A la Dra. Adriana Abril, por la orientación en las técnicas microbiológicas. A los Dres. Arnaldo Mangeaud y Eduardo Puchetta, por el asesoramiento estadístico. BIBLIOGRAFÍA Adams SM. 1990. Biological indicators of stress in fish. American Fisheries Symposium 8. Bethesda, Maryland. 1-191. American Public Health Association (APHA). 1998. Standard Methods for the examination of water and wastewater, 20th Edition. Washington, DC. APHA. Ampofo JA, Clerk GC. 2003. Diversity of bacteria in sewage treatment plant used as fish culture pond in southern Ghana. Aquac Res 34: 667- 675. An Y-J, Kampbellb DH, Breidenbach GP. 2002.Escherichia coli and total coliforms in water and sediments at lake marinas. Environ Pollut 120: 771– 778. Arratia, G, Peñafort M B, Menu-Marque S. 1983. Peces de la región sureste de los Andes y sus probables relaciones biogeográficas actuales. Deserta 7: 48-107. Bauer A, Kirby W, Skerris J, Turck M. 1996. Antibiotic susceptibility testing by a standardized single diffusion method. Am J Pathol 45: 494- 496. Berthe T, Touron A, Leloup J, Deloffre J, Petit F. 2008. Faecal-indicator bacteria and sedimentary processes in estuarine mudflats (Seine, France). Mar Pollut Bull 57: 59– 67. Boon PI, Cattanach M. 1999.Antibiotic resistance of native and faecal bacteria isolated from rivers, reservoirs and sewage treatment facilities in Victoria, south-eastern Australia. Lett Appl Microbiol 28: 154- 168. Buras N, Duek L, Niv S, Hepher B, Sandbank E. 1987.Microbiological aspects of fish growth in treated wastewater. Water Res 21: 1- 10.
  • 98. Collins C., Lyne P. & Grange J. 1991. Microbiological methods, 6th ed. London: Butterworth. Constanzo SD, Murby J, Bates J. 2005. Ecosistem response to antibiotics entering the aquatic environment. Mar Pollut Bull 51: 218-223. DePaola A, Peeler JT, Rodrick GE. 1995. Effect of oxitetracycline-medicated feed on antibiotic resistance of gram-negative bacteria in catfish ponds. Appl Environ Microbiol 61 (6): 2335-2340. El-Shafai S, Gijzen H, Nasr F, El-Gohary F. 2004. Microbial quality of tilapia reared in fecal-contaminated ponds. Environ Res 95: 231- 238. Escher M, Wahli T, Buttner S, Meicr W, Burkhardt-Holm P. 1999. The effect of sewage plant effluent on brown trout (Salmo trutta Fabrio): a cage experiment. Aquat Sci 61: 93-110. Fattal B, Dotan A, Tchorsh Y. 1992. Rates of experimental microbiological contamination of fish exposed to polluted water. Water Res 26: 1621-1627. Garcia-Armisen T, Servais P. 2007. Respective contributions of point and non- point sources of E. coli and enterococci in a large urbanized watershed (the Seine river, France). J Environ Manage 82: 512–518. Guzmán M, Bistoni M, Tamagnini L, Gonzalez R. 2004. Recovery of Escherichia coli in fresh water fish, Jenynsia multidentata and Bryconamericus iheringi. Water Res 38: 2368-2374. Harwood V, Whitlock J, Whitington V. 2000.Clasification of antibiotic resistance patterns of indicator bacteria by discriminant analysis: use in predicting the source of fecal contamination in subtropical waters. Appl Environ Microbiol 66: 3698-3704. Infostat. Grupo InfoStat. Facultad de Ciencias Agropecuarias. Universidad Nacional de Córdoba. Argentina, 2002. Kemper N. 2008. Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment. Ecol Ind 8: 1 – 13. Kim S, Jensen JN, Aga DS, Weber AS. 2007. Tetracycline as a selector for resistant bacteria in activated sludge. Chem 66: 1643–1651. Kruse H, Sørum H. 1994. Transfer of multiple drug resistance plasmids between bacteria of diverse origins in natural microenvironments. Appl Environ Microbiol 4015-4021. Kumar HS, Parvathi A, Karunasagar I, Karunasagar I. 2005.Prevalence and antibiotic resistance of Escherichia coli in tropical seafood. J Microbiol & Biotech 21: 619- 623. Madigan MT, Martinko JM, Brock PJ. 2004. Biología de los Microorganismos. 10º Edición. Pearson Prentice Hall. España. Menni RC, Gómez SE, López Armengol F. 1996.Subtle relationships: freshwater fishes and water chemistry in southern South America. Hydrobiologia 328: 173-197. Menni, RC. 2004. El Oeste de la Argentina Central. En: Peces y ambientes en la Argentina continental. Monografías del Museo Argentino de Ciencias Naturales. Nº 5. Buenos Aires, 1- 316.
  • 99. Miranda C, Zemelman R. 2001. Antibiotic resistant bacteria in fish from the Concepción Bay, Chile. Mar Pollut Bull 42 (11): 1096-1102. Nasser AM, Oman SD. 1999. Quantitative assessment of the inactivation of pathogenic and indicator viruses in natural water sources. Water Res 33 (7): 1748-1752. National Comittee for Clinical Laboratory Standards (NCCLS). 2000. Supplental Tables M100-Sl0 (M2). Nys S, Okeke IN, Kariuki S, Dinant GJ, Driessen C, Stobberingh EE. 2004. Antibiotic resistance of faecal Escherichia coli from healthy volunteers from eight developing countries. J Antimicrob Chemother 54: 952–955. Ozgumus OB, Celik-Sevim E, Alpay-Karaoglu S, Sandalli C, Sevim A. 2007. Molecular characterization of antibiotic resistant Escherichia coli strains isolated from tap and spring waters in a coastal region in Turkey. J Microbiol 45(5): 379-387. Parveen S, Murphree R, Edmiston L, Kaspar C, Portier K, Tamplin M. 1997. Association of multiple-antibiotic-resistance profiles with point and nonpoint sources of Escherichia coli in Apalachicola Bay. Appl Environ Microbiol. 63: 2607-12. Ram S, Vajpayee P, Lakhan Singh R, Shanker R. 2009. Surface water of a perennial river exhibits multi-antimicrobial resistant shiga toxin and enterotoxin producing Escherichia coli. Ecotoxicol Environ Saf 72: 490–495. Reinthaler F, Posch J, Feierl G, Wust G, Haas D, Ruckenbauer G, Mascher F, Marth E. 2003. Antibiotic resistance of Escherichia coli in sewage and sludge. Water Res 37(8):1685-90. Sayah RS, Kaneene JB, Johnson Y, Miller RA. 2005. Patterns of Antimicrobial Resistance observed in Escherichia coli Isolates obtained from Domestic- and wild-animal fecal samples, human septage, and surface water. Appl Environ Microbiol 1394–1404. Sørum H, L'Abée-Lund TM. 2002. Antibiotic resistence in food -related bacteria - a result of interfering with the global web of bacterial genetics. Int J Food Microbiol 78: 43-56. van der Oost R, Beyer J, Vermeulen NPE. 2003.Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review. Environ Toxicol Pharmacol 13 (2): 57-149. Webster LF, Thompson BC, Fulton MH, Chestnut DE, Van Dolah RF, Leight AK, Scott GI. 2004.Identification of sources of Escherichia coli in South Carolina estuaries using antibiotic resistence analysis. J Exp Mar Biol Ecol. 298: 179-195. Witte W. 2000. Ecological impact of antibiotic use in animals on different complex microflora: environment. Int J Antimicrob Agents 14(4):321-325. Zar JH. 1999. Biostatistical analysis, 4th Edition. Prentice Hall, Upper Saddle River, N.J. 931 pp.
  • 100. CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA A PARTIR DE UNA FUENTE PUNTUAL Huber G. Fernándeza / Carlos E. Taisa / Marina Crescimbenib a. Grupo de Estudio de Calidad en Mecatrónica (GECAM), Universidad Tecnológica Nacional Facultad Regional Villa María, Av. Universidad 450, 5900 Villa María, Córdoba, Argentina, 0353-4537500 (int.306), fernandez-h@frvm.utn.edu.ar b. Independiente, mcrescimbeni@arnet.com.ar RESUMEN En el ámbito de la Ingeniería Ambiental, se destaca como área de estudio la contaminación atmosférica. Dentro de esta temática, toman especial relevancia los fenómenos relacionados al transporte de contaminantes a través de la atmósfera y particularmente aquellos originados en una fuente puntual de emisión, como es el caso de una chimenea. La necesidad del abordaje de la problemática mediante el análisis de los resultados obtenidos con los modelos de difusión atmosférica se presenta como primordial, ya que posibilita, dar tratamiento anticipado a un eventual problema de contaminación. Un modelo adecuado de contaminación atmosférica debería permitir inferir con exactitud, concentración de contaminantes provenientes de fuentes puntuales de emisión, en cualquier situación meteorológica, en cualquier lugar y para cualquier período de tiempo. Como se sabe la dispersión de la pluma se produce por causa de la mezcla turbulenta del fluido, que naturalmente se rige por movimientos de tipo aleatorios, lo que dificulta el tratamiento analítico del problema. Uno de los modelos más utilizados al efecto es el que se conoce como distribución Gaussiana,. La utilización de la distribución Gaussiana, aunque sea de forma múltiple, permite la utilización de ecuaciones y soluciones matemáticas ya probadas anteriormente y siempre es posible elegir una distribución adecuada de los centros que definen la forma de la estructura de modo que se logre representar las causas de la gran variabilidad en la dispersión del contaminante. En este modelo se usa la lógica de difusión turbulenta de la pluma Gaussiana aplicada a una fuente puntual que emite contaminantes a una tasa determinada. Para este caso se determina la distribución espacial de la concentración del contaminante por medio de una simulación computacional del modelo de difusión basado en la ecuación de difusión de Fick, empleando el Método de Elementos Finitos (MEF) para la resolución numérica en estado estacionario, utilizando para ello, software comercial, aplicándolo a un caso real de transporte de contaminante (SO2) y evaluándolo en distintos puntos del dominio analizado. Se obtienen así resultados ajustados a las ecuaciones que definen el modelo de comportamiento del fenómeno. Palabras clave: Contaminación atmosférica. Difusión turbulenta. Pluma Gaussiana.
  • 101. ATMOSPHERIC POLLUTION PRODUCED BY A POINT SOURCE ABSTRACT Atmospheric pollution stands out a research field in Environmental Engineering. Phenomena related to pollutant transmission into the atmosphere – in particular those emitted from a point source like chimneys- get a special research relevance. The torhoug analysis of the atmospheric diffusion models results allows dealing whit a potential pollution problem in advance. A suitable model of atmospheric pollution should allow inferring the exact pollutant concentration coming from different emission sources in any meteorological situation, place and period of time. As already known, the plume dispersion produced by a turbulent mixture of the fluids as a result of random movements makes the analytical treatment of the problem difficult to deal with. However current models such as Gaussian distribution simplify the process. Gaussian distribution is one on of the most commonly used models. It applies mathematic equations and solutions as well as the Gaussian plume turbulent diffusion logic wich is applied to a point source emitting some pollutant at a certain range. In such a case, the special distribution of the pollutant concentration is determined by a computer simulation of the diffusion model based on Fick diffusion equation. Finite Element Method (FEM) is used for numerical resolution in stationary state. A commercial software is applied to a real case of pollutant transmission (SO2) and assessed at different points, in order to get a result based on equations defining the phenomenon behavior. Key words: Atmospheric pollution. Turbulent diffusion. Gaussian plumes. INTRODUCCION Las emisiones producidas por chimeneas industriales están reguladas con el fin de proteger la salud de los seres humanos y el ambiente. Como se sabe la dispersión de una pluma generada puntualmente se produce por causa de la mezcla turbulenta del fluido, que naturalmente se rige por movimientos de tipo aleatorios, lo que dificulta el tratamiento analítico del problema. Generalmente se usan modelos de dispersión para verificar que el impacto de la emisión de fuentes puntuales de este tipo a nivel atmosférico esté dentro de los límites que establece la normativa. Dentro de los diferentes modelos de dispersión se destaca el de la distribución tipo Gaussiana, así llamada por la similitud de la curva de dispersión con la conocida función de distribución normal Gaussiana o campana de Gauss. La utilización de otras funciones de distribución más complejas no garantiza el éxito, puesto que no existe una base empírica para la selección a priori, de la mejor función de distribución (Heron, T.M., Kelly, J.F., Haataja, 1984). Mediante este modelo se puede calcular la concentración de gases o aerosoles en puntos ubicados viento abajo de la fuente. Es necesario destacar que se llama concentración media c a la cantidad de materia suspendida (en este caso contaminante) por unidad de volumen, generalmente expresada en µg/m3. Hipótesis del modelo Gaussiano El modelo de la columna de humo Gaussiana (penacho gaussiano) sostiene las siguientes hipótesis:
  • 102. a) La columna de humo emitida por la chimenea se eleva hasta cierta altura efectiva H, que es la suma de la altura de la chimenea h, más un ascenso Δh, debido al movimiento inicial del humo así como a la diferencia de temperaturas entre el gas saliente y el aire que le rodea. b) A partir de H la columna de humo se mueve horizontalmente en la dirección del viento (dirección x) con velocidad u y se dispersa en las direcciones perpendiculares a éste, y y z. (y = horizontal, z = vertical). La dispersión en el plano yz se debe principalmente a la turbulencia atmosférica y puede calcularse como una distribución gaussiana. Figura 1 - distribución Gaussiana Los coeficientes de dispersión vertical generalmente se calculan según fórmulas empíricas. Estas fórmulas suelen estar implementadas en los programas informáticos de modelos de dispersión que se utilizan habitualmente y están en función de la clase de estabilidad atmosférica. Estabilidad Atmosférica La estabilidad se representa por un código alfabético que va desde la A (más inestable) hasta la F (más estable). La clase de estabilidad atmosférica se puede deducir para cada condición meteorológica a partir de la Tabla 1: Tabla 1 - Condiciones meteorológicas que definen las clases de estabilidad de Pasquill Radiación Solar U10(m/s) Día Noche Nubes Fuerte Moderada Débil Nubes <3/8 >1/2 <2 A A-B B 2-3 A-B B C E F 3-5 B B-C D D E 5-6 C C-D D D D >6 C D D D D Estimación de elevación La elevación del penacho (Δh) se define como la diferencia entre la altura de la línea central final del penacho y la altura inicial de la fuente. Esta elevación está originada por la fuerza ascensional y el impulso vertical del efluente.
  • 103. La temperatura de salida del efluente en el caso de que supere en más de 50ºC la temperatura ambiental, tiene mayor influencia que el impulso vertical en la determinación de la altura que alcanzará el penacho. Figura 2 – Elevación / Dispersión Como regla general la elevación del penacho es directamente proporcional al contenido calorífico del efluente y a la velocidad de salida del mismo, e inversamente proporcional a la velocidad local del viento (Misra, P.K., Chtcherbakov, A., 2008 y Srivastavaa, R.K., McRaeb D.S., Odmanc M.T., 1998, 2000 y 2001) Una de las fórmulas más empleadas para el cálculo de esta elevación es la de Holland (Denevers1995): 1,4 U   T T  h  chim  humo   s amb  [1]  U w   Ts  Siendo Δh la elevación del penacho por encima de la fuente emisora (m), Φ el chim diámetro interior del conducto de emisión (m), U la velocidad del humo (m/s), Uw la humo velocidad media del viento (m/s), T la temperatura del contaminante (K), T la temperatura s a ambiente atmosférica (K) Los valores de Δh obtenidos con esta fórmula deben corregirse mediante la Tabla 2, multiplicando por un factor, establecido por Pasquill - Gifford – Turner (Turner 1970), que es función de las condiciones meteorológicas, que se describen más adelante. Tabla 2 - Factores de corrección de Δh Categorías de estabilidad Factor de corrección aplicado al (clases) Δh A-B 1,15 C 1,10 D 1,00 E-F 0,85 Factores que influyen en la dispersión Las condiciones meteorológicas y la duración del escape tienen una gran importancia en el alcance de la dispersión del penacho. Los factores principales son: la
  • 104. velocidad del viento y la estabilidad atmosférica. La estabilidad atmosférica viene definida en función del gradiente vertical de temperatura de las capas del aire. Los datos de velocidad del viento y estabilidad atmosférica, siempre que sea posible, deben obtenerse de estaciones meteorológicas locales. Dado que no siempre es posible disponer de esta información, a través de la Tabla 1 puede obtenerse la categoría de estabilidad atmosférica estimada según las condiciones de insolación y velocidad del viento. La velocidad del viento se mide normalmente a 10 metros de altura. Esta velocidad, a niveles más bajos de 10 metros, se ve reducida notablemente debido a los efectos de rozamiento. Para niveles distintos de este valor, la velocidad del viento debe corregirse según la relación, establecida por Morán en 1985: p  z  U w  U10   [2]  10  Siendo Uw la velocidad del viento a la altura de la fuente emisora (m/s), U10 la velocidad del viento a la altura de 10 m (m/s), z la altura de la fuente emisora (m) y p un coeficiente exponencial . Los valores de p son función de la estabilidad atmosférica y la rugosidad del suelo. En la Tabla 3 se presentan tales valores. Tabla 3 - Coeficientes de corrección de la velocidad del viento Coeficiente exponencial Est atmosférico (p) abilidad Urbano Rural A 0,15 0,07 B 0,15 0,07 C 0,20 0,10 D 0,25 0,15 E 0,40 0,35 F 0,60 0,55 Coeficientes de dispersión Los parámetros σy y σz son las desviaciones tipo en las direcciones lateral y vertical respectivamente, que representan una medida de la dispersión del penacho en dichas direcciones. Tales parámetros son función de la distancia a la fuente emisora viento abajo y de la clase (categoría) de estabilidad atmosférica definida en la Tabla 1.
  • 105. Figura 3 - Coeficientes de dispersión (a) sy (b) sz En la Figura 3, se muestran unos gráficos ampliamente utilizados para obtener las σy y σz (Turner 1970). Estos gráficos indican que para una determinada distancia viento abajo de la fuente de emisión, la amplitud del penacho es máxima cuando la inestabilidad atmosférica es también máxima y es mínima cuando la atmósfera es muy estable. Los cálculos de estos parámetros se realizarán según las siguientes expresiones:  y  axb ;  z  cx d [3] Se pueden calcular ambos coeficientes, dependiendo directamente de la estabilidad atmosférica, mediante los datos de la Tabla 4. Los valores obtenidos por medio de estos gráficos o por las fórmulas que han dado lugar a ellos, solamente son aplicables en campo abierto (zona rural) Tabla 4 - Valor de coeficientes a,b,c y d en función de la clase de estabilidad atmosférica Clase de estabilidad a b c d atmosférica A 0.527 0.865 0.280 0.900 B 0.371 0.866 0.230 0.850 C 0.209 0.897 0.220 0.800 D 0.128 0.905 0.200 0.760 E 0.098 0.902 0.150 0.730 F 0.065 0.902 0.120 0.670 CARACTERISTICAS DEL CASO PLANTEADO Modelo físico y geometría Para el desarrollo de este trabajo se toma el caso específico de una chimenea de una industria instalada en las proximidades de un aeropuerto. Con esta aplicación se procura estimar cual es la altura mínima a la cual los aviones pueden atravesar la pluma para no encontrarse con concentraciones del contaminante en cuestión, mayores a la máxima permitida, o determinar si la misma no interfiere el circuito de aproximación a la pista. El origen del sistema de coordenadas se coloca en la base de la chimenea (fuente), con el eje de las x en la dirección en la que sopla el viento. Para los posteriores cálculos se supone que la pluma se emite desde (0,0,H) donde H, es como se explicara anteriormente,
  • 106. la altura efectiva de la chimenea. Para este caso la chimenea cuenta con una altura física de h=40 m y como se explicó anteriormente ∆h para las condiciones de estabilidad atmosférica y geometría de esta chimenea arroja un valor de 90 m, en consecuencia la altura efectiva de la chimenea en cuestión alcanza un valor de H=130 m. Es necesario destacar que la ruta de vuelo hacia el aeropuerto es perpendicular a la pluma a una distancia de 3500 m desde el punto de emisión en la dirección evaluada. Datos y consideraciones particulares Se llamará Q a la intensidad de la fuente (o tasa de emisión), que es la cantidad de contaminante en cuestión emitido por unidad de tiempo. Este arroja por medición, un valor de 300 g/s para el caso en estudio. El contaminante analizado es el SO2. Las emisiones de este son consideradas como no reactivas en atmósfera durante el tiempo recomendable para el análisis del fenómeno mediante este modelo (Hatakeyma, S., 1995 y Mehdizadeh, 2004) El límite de concentración de este contaminante en aire es provisto por la legislación vigente. La velocidad del viento determinada por la estación meteorológica local es siempre mayor a 2 m/s y no superior a 10 m/s en promedio, rango que será tomado para analizar la gama de velocidades pertinente al caso considerado. En cuanto a la dirección del viento, esta coincide con la dirección analizada para el eje de la pluma con una frecuencia del 58,7 %, según se desprende del análisis del registro estadístico de la estación meteorológica local. Las condiciones de estabilidad atmosférica para la zona, se seleccionan de la Tabla 1 correspondiendo a categorías D y E para noche (caso crítico) y para valores menores y mayores respectivamente en el intervalo de velocidades. MODELO MATEMÁTICO La relación básica para la difusión turbulenta es la ecuación diferencial que se aplica a la difusión para propiedades conservativas: dc   c    c    c  v.c  K  K  K  [4] dt x x x y y y z z z Esta ecuación expresa que el cambio local del valor medio de la concentración de contaminante es producida por dos efectos, uno (representado por el término de la derecha) es la advección media de c y los restantes términos indican la convergencia del transporte por torbellinos de c . Los coeficientes Kx, Ky y Kz son coeficientes de difusión en las direcciones x, y y z respectivamente. La Ecuación 4 puede ser aplicada a gran variedad de problemas, especificándose las condiciones de contorno adecuadas. Se supone válido el hecho de que las partículas son tan pequeñas que se pueden despreciar sus velocidades terminales, que no se depositan contundentemente en el suelo y que además no existen fuentes ni sumideros, es decir, que la tasa de emisión de la fuente se asume constante. Estas hipótesis establecen características conservativas a la Ecuación 4 (Klemm1994, Kumar1999). Fuente puntual continua Cuando se emiten contaminantes de forma continua, en condición de estado estacionario, es decir que la concentración de contaminante no experimenta variaciones en el tiempo y asumiendo que los coeficientes K también son constantes, entonces se toma la dirección x en la que se desplaza la pluma y en la Ecuación 1, el primer término de la
  • 107. c derecha se reduce a u . Este representa el transporte de contaminante por el flujo medio x y es mucho mayor al transporte turbulento en esa dirección por lo tanto puede despreciarse   c  el término K  y finalmente la Ecuación 1 puede expresarse como : x x x c  2 c   2 c  u   K y 2    Kz 2  [5] x  y   z  Usando las siguientes condiciones de contorno 1) c   para x  0 2) c  0 para x, y, z  0 c 3) Kz  0 para z  0 z La solución a la ecuación para una fuente puntual continua en superficie es: Q  1  y 2 z 2  c exp      [6]  4t  K y K z   1 4 ut ( K y K z ) 2    Como la fuente no se encuentra a nivel de superficie, considerando su altura efectiva se tiene (Mehdizadeh, F., Rifai A., 2004): Q   1   y 2 ( z  H )2  c exp        [7]   4t   K y K z  1 4 ut ( K y K z ) 2    Reemplazando: u u x K y  0,5 y 2 , K z  0,5 z 2 , t  x x u Se obtiene finalmente: Q   y2  z  H   2 c exp      [8] 4 ut y z    2 y 2 2 z 2     MÉTODO DE RESOLUCIÓN Para la resolución del problema planteado en la Ecuación 5 se utiliza software comercial basado en el método de elementos finitos. La discretización espacial se realiza con una malla estructurada constituida por elementos rectangulares lagrangeanos cuadráticos. Cada elemento posee un grado de libertad por nodo (concentración). El sistema lineal resultante de la discretización en elementos finitos se resuelve mediante el método GMRES (Generalized Minimun Residual) (Saad y Shultz, 1986). Este es un método de tipo iterativo para resolver sistemas lineales de la forma A x = b que utiliza un precondicionador para acelerar la convergencia denominado multimalla algebraico que resulta adecuado para problemas de una sola variable (escalar).
  • 108. RESULTADOS Y DISCUCIÓN En la Figura 4 se muestran las curvas de concentraciones analizadas en el eje x, definidas para valores de estabilidad atmosférica tipo neutra (categoría D) y de tipo estable (categoría E). Puede observarse para cada una de ellas como a medida que nos retiramos de la fuente disminuye la concentración de contaminante y que en situaciones de mayor estabilidad atmosférica las concentraciones permanecen mayores para un mismo desplazamiento en x. (a) (b) Figura 4 - Variación de la concentración del contaminante en la dirección del viento para distintas velocidades del viento bajo la condición (a) neutro (b) estable En las Figura 5 y Figura 6 se muestra el perfil de los valores de concentración del contaminante alcanzado en distintos planos (todos perpendiculares a la dirección de desplazamiento x de la pluma), analizados para distintas velocidades y para distintas distancias desde la fuente de emisión, para casos de estabilidad atmosférica neutra y estable respectivamente. (a) (b)
  • 109. (c) (d) Figura 5 - variación de la concentración para el caso neutro en dirección perpendicular al viento para distintas velocidades (a) a 100 m de la fuente (b) a 500 m de la fuente (c) a 1000 m de la fuente (d) a 1500 m de la fuente (a) (b) (c) (d) Figura 6 - Variación de la concentración para el caso estable en dirección perpendicular al viento para distintas velocidades (a) a 100 m de la fuente (b) a 500 m de la fuente (c) a 1000 m de la fuente (d) a 1500 m de la fuente
  • 110. Para todos los casos se puede ver claramente representado el perfil Gaussiano de la curva de concentraciones (la mitad de la curva, la otra mitad es simétrica) de acuerdo como podría predecirse con un procedimiento analítico. Se observa el fenómeno difusivo en estudio a medida que el plano seleccionado se retira en la dirección considerada. Las concentraciones iniciales comienzan un proceso de decadencia en los valores a medida que la distancia a la fuente de emisión aumenta, respondiendo a la lógica de la ecuación de difusión de Fick. Se puede percibir que la amplitud de la campana se va incrementando a medida que el plano de estudio se retira de la fuente para x=500 m, la amplitud puede considerarse en y=2000 m y para x=1500 m, la amplitud abre hasta 3500 m y consecuentemente la concentración permanece en descenso hasta valores prácticamente despreciables para los 3500 m en la dirección y. En la Figura 7 se muestra un comparativo entre las dispersiones originadas en la dirección x, para distintas velocidades del viento. Como se explicó anteriormente según datos de la estación meteorológica local puede asumirse que los vientos oscilan entre promedios mínimos y máximos de 2 m/s y 10 m/s, razón por la cual se analizó para valores de 2, 5, 7 y 10 m/s respectivamente, observándose correlación entre aumento de velocidades de viento y dispersión o variación de las concentraciones de contaminante. (a) (b) (c) (d) Figura 7 - Comparación de la variación de la concentración en dirección del viento para velocidades del viento de (a) 2 m/s (b) 5 m/s (c) 7 m/s (d) 10 m/s
  • 111. CONCLUSIONES Se resuelve mediante la aplicación del método de los elementos finitos un problema numérico de determinación de concentraciones de un contaminante SO2, para un caso práctico de emisión del mismo desde una fuente puntual para un área rural y a una distancia determinada, aplicando principios de difusión turbulenta y dispersión con distribución tipo Gaussiana. Como consecuencia de los resultados analizados anteriormente se puede afirmar que la ruta de vuelo planteada no se ve afectada por la pluma de la chimenea industrial en cuestión, ya que el diseño de la misma y las condiciones atmosféricas presentes en la zona producen una dispersión de contaminante (cuya concentración inicial no es demasiado intensa) tal que a los 3500 m de distancia, donde se localizaría la ruta de acceso a la pista del aeropuerto, la concentración de contaminante es despreciable. Los resultados obtenidos por medio de las simulaciones confirman los supuestos teóricos de la dispersión horizontal y vertical de la pluma emitida a medida que esta avanza con la misma en la dirección del viento y permite inferir rutas de vuelo a distancias apropiadas para el caso en cuestión. Se puede concluir que la herramienta informática utilizada como alternativa se adapta a la aplicación requerida y confirma resultados que obtenidos en forma analítica. REFERENCIAS Arya, S., “Air pollution meteorology and dispersion” Oxford University Press, New York, 1995 De Nevers, N., “Air pollution control engineering”, McGraw-Hill. International editions, New York, 1995. Hatakeyma, S., Murano, K., Bandow, H., Sakamaki, F., Yamato, M. The 1995 PEACAMPOT air craft observation of Ozone, NOx and SO2 over the East China Sea, the Yellow Sea and the Sea of Japan. Journal of Geophysical Research 100:(D11), 23143–23151, 1995. Heron, T.M., Kelly, J.F., Haataja, P.G. Validation of the industrial source complex dispersion model in a rural setting. Journal of the Air Pollution Control Association, 31:(4), 365–369, 1984. Klemm, O., Schaller, E. Aircraft measurement of pollutant fluxes across the border of Eastern Germany. Atmospheric Environment 28:(17), 2847–2860, 1994. Kumar, A., Bellman, N.K, Sud, A., Performance of an industrial source complex model: predicting long-term concentrations in an urban area. Environmental Progress 18:(2), 93–100, 1999. Mehdizadeh, F., Rifai A., Modeling poin source plumes at high altitudes using a modified Gaussian model. Atmospheric Environment 38: 821-831, 2004. Misra, P.K., Chtcherbakov, A. Study of atmospheric dispersion of pollutant plumes from elevated stacks assuming a finite limit to the rate of vertical dispersion. Atmospheric Environment 42: 4601–4610, 2008. Saad Y.; Schultz M. Gmres: a generalizated minimal residual algorithm for solving nonsymetric linear systems. SIAM Journal Scientific Statistics Computing, 7:856, 1986. Srivastava, R.K. An adaptive grid algorithm for air quality modeling. Ph.D. Thesis. North Carolina State University, Raleigh, NC, 1998. Srivastava, R.K., McRae, D.S., Odman, M.T. An adaptive grid algorithm for air quality modeling. Journal of Computational Physics 165: 437–472, 2000. Srivastavaa, R.K., McRaeb D.S., Odmanc M.T. Simulation of dispersion of a power plant plume using an adaptive grid algorithm. Atmospheric Environment 35:4801–4818, 2001. Turner, B., “Workbook of atmospheric dispersion estimates”, U.S. Department of Health, Education and Welfare, Cincinati Ohio, 1970.
  • 112.   PROYECTO EDUCATIVO – VILLA ALLENDE ¿QUE HACEMOS CON LA BASURA? Leaño Ariana / Moreno Belén / Bazán Lorena Consultora Ingeam arilea01@yahoo.com; belen_moreno_@hotmail.com; lorena@ciec.com.ar RESUMEN Este trabajo versa sobre la problemática ambiental generada a partir de la incorrecta gestión integral de residuos sólidos urbanos y del enfoque que se tiende a difundir por medio de la educación en niños y su potencial generado como difusores de la valorización biológica, preservación y cuidado del medio ambiente en la sociedad. Palabras clave: residuos, minimización, educación, reciclado. EDUCATIONAL PROJET: ¿ WHAT DO WE DO WITH THE RUBBISH? ABSTACT The solids waste and their final destination is a huge global problem wich produce a social cost very important to the society. The achieve is change the behaviour in each other of us to make a different health world. The tool is the education, so the child is the very important part of the chain of humanity he will be able to change some habits in the future to get make a world a better place. INTRODUCCIÓN El problema de los residuos y su eliminación, se ha convertido en un problema global que ocasiona un gasto social importante, al igual que un gasto económico a los gobiernos y un costo ambiental para toda la población. Ahora bien, ¿qué son los residuos? Todos los días desde que nos levantamos, utilizamos un montón de cosas que luego tiramos porque ya no queremos, y que generan residuos. Es decir, un residuo es todo material que producimos en nuestras actividades diarias y del que nos tenemos que desprender porque ha perdido su valor o dejamos de sentirlo útil para nosotros.
  • 113.   Todos estos residuos que producimos y tiramos en la bolsa de basura van a un vertedero. Debemos definir ahora qué es un vertedero. Pues bien, es la zona donde se deposita la basura finalmente. En Argentina los vertederos son “incontrolados” en su mayoría, y los residuos generados se destinan a rellenos sanitarios o se incineran. Existen otros tipos de vertederos denominados “controlados” .Este tipo de vertedero es un lugar especialmente diseñado para la recepción de la basura. Es decir, que se construye con todos los medios posibles para que cuando toda la basura se descomponga, no se filtre toda la contaminación a la capa freática y la contamine. Sin embargo, son tantos los residuos que producimos que esos vertederos controlados se llenan muy rápidamente, ya que la población humana mundial ha crecido mucho en los últimos años. En febrero de 2005 la cifra de la población mundial era de casi 6.500 millones de personas. En el gráfico que aparece a continuación se representa la población en el pasado y las previsiones de futuro (www.Kalipedia.com). Crecimiento actual y previsto de la población humana. Fuente: Manos Unidas En Argentina, particularmente, el incremento de la población fue abrupto entre 2000 y 2008 (subió de 35 a 40 millones de habitantes aproximadamente). Esto significa mayor cantidad de desechos en las diferentes ciudades.
  • 114.   El correcto tratamiento de la basura es un requisito básico para contar con un medio ambiente adecuado. Entonces, ¿cómo hacemos para solucionar este problema? A diario estamos quemando, enterrando papel, metales y plásticos que si se reciclaran podríamos reducir la destrucción de los bosques, el desgaste de los suelos (erosión) y el agotamiento de los recursos minerales. Rediseñar la producción, utilizar nuevos modelos de envases que permitan una vida útil mas larga, utilizar productos reciclados y estimularlo a diferentes niveles de participación se podría convertir en un proyecto que aportara dividendos económicos. Programas efectivos de separación a nivel barrio, municipio y Estado, sistemas de compostaje orgánico generarían además ingresos locales La solución al problema es simplemente generar menos cantidad de residuos. Los pasos a seguir para acabar con el problema de los residuos sólidos se basa principalmente en la reducción de basura generada por la industria y desechada por los consumidores. La reducción en origen es la única solución y el único enfoque posible para resolver de una forma limpia y responsable el problema de la basura. A modo de ejemplo, en el centro de Córdoba Capital, la proliferación de basurales permanentes en baldíos, playones deportivos y hasta algunas plazas, ha crecido en los últimos años. El proyecto que se está estudiando en la Municipalidad de Córdoba apunta a las empresas que producen envasados de plástico, cartón y vidrio,
  • 115.   comprometiendo a dichas empresas a recuperar esos materiales para su posterior reutilización o reciclado. Esto reduciría el presupuesto destinado a la empresa recolectora, el cual es casi el doble de lo que se recauda a través del impuesto inmobiliario. Por lo expuesto anteriormente, debemos empezar a educar a la sociedad ambientalmente, ya que el ambiente es el medio en el que vivimos y con el que permanentemente nos estamos relacionando. PROYECTO EDUCATIVO La educación ambiental es una educación para la acción, por lo que esta actividad está concebida para que los niños experimenten y contribuyan a su propia educación ambiental a partir de ideas o propuestas teóricas sobre los residuos previamente formuladas por los integrantes de INGEAM, desarrollando su sensibilidad frente al problema real que estos suponen, aprendiendo las alternativas de solución y evaluando las implicaciones de un consumo excesivo e irresponsable. Este es el objetivo de la Consultora INGEAM, además de la inserción de la empresa en la comunidad educativa con propuestas afines con la curricula, como aporte a mejorará la calidad de vida de los habitantes de esta área de estudio. Etapas del proceso de gestión del RSU  Minimizar Generación Educar Valorizar Separar Recolección Transporte diferenciado Contenedores Transporte Disminuir frecuencia inorgánico Minimizar distancias recorridas  Selecciónen planta Planta de Reciclado transferencia Valorización Compactación Compost Procesadode escombrosy restos de poda  Vertido final
  • 116.   LOCALIZACIÓN Villa Allende 37.000 Habitantes Generación en tn/mes. 700 tn Recolección D. : $ 60.000 Transporte Bower: $ 26.000 Polinesia Municipalidad Enterramiento Bower: $ 40.000 Atagualpa Yupanqui Chacra de la Villa San isidro OBJETIVOS GENERALES  Conseguir cambios individuales y sociales que provoquen la mejora ambiental.  Promover dos aspectos fundamentales en la vida de un niño: su autonomía y su participación. OBJETIVOS ESPECIFICOS  Promover actividades encaminadas a la educación ambiental y la participación social de niños.  Facilitar la comprensión y conocimiento del niño de los procesos ambientales en conexión con los sociales, económicos y culturales.  Fomentar el consumo responsable entre los niños, como método más efectivo para minimizar el problema de los residuos, favoreciendo así, el cambio de valores y comportamientos.  Ayudar a los niños a comprender que los problemas ambientales son el resultado de acciones individuales concretas. (por ejemplo, la reutilización y el reciclaje).  Comprender las tres estrategias de solución: Reducir, Reutilizar y Reciclar.  Promover la capacidad de los niños para trasladar los conocimientos aprendidos a las personas que les rodean.  Conocer las tareas que se realizan y las técnicas que se emplean para la limpieza y el mantenimiento de Villa Allende, la recogida y tratamiento de los residuos domiciliarios, la importancia de la separación de residuos en origen para su posterior reciclado y aprovechamiento.
  • 117.   . ORGANIZACIONES INTERVINIENTES -INGEAM -Municipalidad de Villa Allende -Escuela ESCUELAS VISITADAS: Colegio Atahualpa – 1°, 2°, 3° y 4° grado. DESCRIPCIÓN DE LA ACTIVIDAD Se dictarán tres clases en total, una por semana de 40 minutos cada una. Los encuentros con cada grado consistirán en: 1- Charla teórica asociada a una actividad lúdica. 2- Integración de tarea llevada a casa con conceptos sobre Reducción, Reutilización y Reciclado con participación de los padres. 3- Visita al río con actividad de limpieza. 4- Actividades lúdicas asociadas a la charla teórica. Rediseñar la producción, utilizando nuevos modelos de envases que permitan una vida útil más larga,. Utilizar productos reciclados y estimularlo a diferentes niveles de participación se podría convertir en un proyecto que aportara dividendos económicos. Programas efectivos de separación a nivel barrio, municipio y Estado, sistemas de compostaje orgánico generarían además ingresos locales. CONCLUSIÓN La solución al problema es disminuir la generación de residuos. Los pasos a seguir para acabar con el problema de los residuos sólidos se basa principalmente en la reducción de basura generada por la industria y desechada por los consumidores. La reducción en origen es la única solución y el único enfoque posible para resolver de una forma limpia y responsable el problema de la basura. Con proyectos como este se logran:  Promover actividades encaminadas a la educación ambiental y la participación social de niños.  Facilitar la comprensión y conocimiento del niño de los procesos ambientales en conexión con los sociales, económicos y culturales.  Fomentar el consumo responsable entre los niños, como método más efectivo para minimizar el problema de los residuos, favoreciendo así, el cambio de valores y comportamientos.  Ayudar a los niños a comprender que los problemas ambientales son el resultado de acciones individuales concretas. (por ejemplo, la reutilización y el reciclaje).  Comprender las tres estrategias de solución: Reducir, Reutilizar y Reciclar.  Promover la capacidad de los niños para trasladar los conocimientos aprendidos a las personas que les rodean.  Conocer las tareas que se realizan y las técnicas que se emplean para la limpieza y el mantenimiento de Villa Allende, la recogida y tratamiento de los residuos domiciliarios, la importancia de la separación de residuos en origen para su posterior reciclado y aprovechamiento.  Lograr cambios individuales que se verán plasmados en la sociedad que contribuyan con la preservación ambiental.
  • 118.   Promover en la comunidad educativa la participación de los niños como uno de los eslabones principales en la difusión dentro la comunidad en la que se encuentran involucrados BIBLIOGRAFÍA  Santiago Hernández Fernandez- Ecología para ingenieros. Madrid 1987.  Organización Panamericana de la Salud. Washington, D.C. . Organización Mundial de la Salud. Ginebra- Análisis sectorial de residuos sólidos en Chile. Año 1998.  Jiménez Beltrán- El Estado del medio ambiente en Europa.  Gallardo, A.; Bovea, M.D.; Ochera, L.; Beltrán, M.; Albarrán, F. – Aprovechamiento de la fracción mezcla de la planta de reciclaje y compostaje de residuos solidos urbanos de Onda( Castilla ). Junio de 2006.  Herrero, Félix; Salvarregui, Juan; Svaguzza, Carlos – El tratamiento de los residuos sólidos urbanos en localidades de la Provincia de Buenos Aires. Marzo de 2001.  Secretaria de Politica Ambiental de la Provincia de Buenos Aires- Programa de capacitación y educación ambiental: Residuos sólidos urbanos. Módulos 1 y 2. Año 2000. Nuestro Agradecimiento al Dr. Ing. Santiago Reyna, Director de la Maestría “Ciencias de la Ingeniería, Mención Ambiente dictada en la Universidad Nacional de Córdoba, por su invalorable colaboración en nuestra formación y actitud crítica, que nos permite aportar humildemente nuestro grano de arena para difundir conceptos que contribuyan hacia la construcción de una sociedad orientada en la valorización de la diversidad biológica, preservación y cuidado del medio ambiente desde el aspecto educativo y con activa participación ciudadana.
  • 119. SENDEROS INTERPRETATIVOS DE BAJO IMPACTO AMBIENTAL EN LA RESERVA NATURAL VILLAVICENCIO. MENDOZA. ARGENTINA NOGUERA, Pedro Armando1 “Educación Ambiental en Espacios Protegidos” 1. Flora Nativa. floranativa_ mendoza@yahoo.com.ar Fundamentación: Las áreas naturales protegidas (ANP) son espacios terrestres o acuáticos que la sociedad ha destinado para la conservación de la naturaleza a perpetuidad y en los que existen características naturales de singular valor, como ecosistemas, especies de flora y fauna silvestres, paisajes, manantiales, entre otros. En las ANP las autoridades han tomado medidas legales, administrativas y de concertación con la sociedad para evitar el deterioro de los recursos naturales. En este sentido nos situaremos en la Provincia de Mendoza donde están presentes siete provincias fitogeográficas: Alto andina, Puna, Cardonal, Patagonia, Monte, subunidad árida del Chaco y Espinal.Particularmente la Reserva Natural Villavicencio que se ubica en el departamento de Las Heras a 45 km al N.O de la ciudad de Mendoza, ocupando una superficie de 70.000 ha. En esta ANP están presentes” El Cardonal y la Puna “.dos unidades fitogeográficas de gran importancia en Argentina, estas son las únicas no representadas en la red de áreas protegidas provinciales (Dalmasso et al.,1995). La propuesta de crear la Reserva Villavicencio procura salvar este déficit, dado que ambas provincias alcanzan su límite austral de distribución justamente a la latitud de Paramillos, en la Sierra de Uspallata (Mendoza). Dichas unidades biogeográficas presentan ecosistemas frágiles y de lenta capacidad de recuperación, en particular la Puna, la cual se caracteriza por rigurosas condiciones ambientales entre las que se destacan las bajas temperaturas, la alta radiación solar y evapotranspiración, la baja cobertura vegetal y los suelos inmaduros con continuos procesos de crioturbación (Roig y Martinez Carretero, 1998). Desde el punto de vista faunístico el área constituye una interesante unidad de conservación por el gradiente de unidades zoogeográficas que abarca la diversidad de especies presentes, la existencia de endemismos y de especies que requieren particular protección. Desde eras primarias el hombre estuvo íntimamente relacionado con los recursos tierra, agua y sol; también sabía de los cuidados hacia ella y su entorno. En consonancia con estos saberes ancestrales, los primeros habitantes de estas tierras en épocas prehispánicas, continuaron aportando conocimientos relacionadas a la conservación de los ambientes naturales. Por ello los Senderos Interpretativos son una herramienta para comunicar sobre el valor de la conservación del patrimonio cultural y la biodiversidad de los  
  • 120. diferentes ambientes que reciben a nuestros visitantes. En este marco, los senderos interpretativos de bajo impacto ambiental, se incorporan a un proyecto educativo-ambiental. Estas sendas milenarias buscan la integración de la sociedad, tanto de grupos humanos locales como de extranjeros a los procesos de conservación de un área en particular. El senderismo interpretativo se entiende como una actividad de turismo alternativo de bajo impacto ambiental dentro del segmento de ecoturismo, donde el visitante transita a pie o en transporte no motorizado un camino predefinido conducidos por un guía especializado en áreas naturales protegidas, cuyo fin específico es el conocimiento del medio natural y la cultura local. Los recorridos son generalmente de corta duración y de orientación educativa-ambiental. Estos senderos interpretativos permiten el contacto directo de los visitantes con los valores del entorno.En el mismo sentido cada sendero tiene un objetivo específico que se sustenta en el desarrollo de cada actividad, centrando la atención en aspectos que el visitante pueda interiorizar y que a la vez sirva de hilo conductor de los contenidos del mensaje. Palabras claves: Villavicencio, Sendero de bajo impacto, Quebrada de Hornillos, Vaqueria, Canota. OBJETIVOS: General: Diseñar senderos interpretativos de bajo impacto en ambientes naturales, destinados a la Educación Ambiental en la Reserva Natural Villavicencio de la Provincia de Mendoza, Argentina. Específicos: * Promover el área de Villavicencio entre los visitantes y la comunidad local a través de la Educación e interpretación ambiental. * Fortalecer los valores humanos mostrando nuestra identidad local y nacional vinculada a estos ecosistemas andinos y su singular belleza. * Incorporar nuevas herramientas a la educación ambiental que nos permitan desde la complejidad afrontar los paradigmas actuales. *Transferir conocimientos y actitudes a los visitantes, sobre la importancia de conservar ambientes naturales representativos de las provincias Fitogegràficas del Monte, el Cardonal y la Puna. *Fortalecer una toma de conciencia ética, en la cual prevalezcan aquellos valores, que permitan una relación armónica y de largo plazo, entre la sociedad y la naturaleza. Marco Legal: La Dirección de Recursos Naturales Renovables, dependiente de la Secretaría de Medio Ambiente del Gobierno de Mendoza, aprobó el presente proyecto iniciado mediante el Expediente Nº: 3521-N-08-03873, con la Resolución Nº: 409-DRNR , de fecha 22/06/09. Cabe destacar que esta es la primera iniciativa de Senderos Interpretativos en un A.N.P. que oficialmente es evaluada por los Departamentos técnicos pertinentes y que se enmarca en los objetivos establecidos en la Ley Prov. Nº: 6.045 y su incorporación al Plan de Manejo de la Reserva Natural Villavicencio. (aprobado por Resolución Nº: 1065/00) Actividades: Las A.N.P. de Mendoza se encuentran legisladas mediante la Ley Prov. Nº: 6.045. El Art. 17º describe las actividades que permitidas y promovidas, compatibles con la conservación de sus ambientes. Los Senderos de bajo impacto ambiental permiten realizar las siguientes actividades: a) De Investigación: las que conducen al conocimiento de sistemas naturales y de aspectos culturales, en su caso, para aplicarlos al manejo y uso de los valores naturales e históricos de la región; b) De Educación Ambiental: las orientaciones para enseñar lo relativo al manejo, utilización y aprovechamiento de los elementos y características existentes en los  
  • 121. ambientes naturales, y las dirigidas a promover el conocimiento de las riquezas naturales e históricas y valores propios de una region o territorio y la necesidad de conservarlos; c) De Recreación y turismo: las de esparcimiento permitidas, en forma compatible con la supervivencia de sus ambientes y recursos; d) De recuperación: las que se realicen para la restauración total o parcial de un sistema, que asegure la perpetuación de este en las mejores condiciones, así como las de estudio e investigación que tengan la misma finalidad; e) De control, vigilancia y seguridad: las orientadas a lograr una indispensable custodia de las áreas naturales, sus ambientes, recursos silvestres, bienes materiales y personas. Metodología El proyecto de Senderos interpretativos de bajo impacto ambiental, se inició con la selección de una estrategia de investigación de índole cualitativa como la Investigación documental (Valles 2000). Para ello se consultó material científico –técnico de organismos gubernamentales en materia ambiental de la Provincia de Mendoza, tales como el Centro Científico Tecnológico Mendoza (CONICET/ CCT-CRICyT), Dirección de Recursos Naturales Renovables, Secretaría de Turismo y la Secretaría de Medio Ambiente, para obtener un diagnóstico preciso de los antecedentes poblacionales, históricos, culturales, científicos y de la amplia biodiversidad que integran a la Reserva Natural Villavicencio. Seguidamente se realizó la revisión y selección del material obtenido a través de documentos técnicos oficiales, cartografía y trabajos de campo realizados por científicos en la A.N.P., entre los que se mencionan: Sachero Pablo, Roig Virgilio, Durán Víctor, Cortegoso Valeria, Chiavaza Horacio, Ambrosetti José, Martínez Carretero, Dalmasso Antonio , Videla Fernando, Ojeda Ricardo, Méndez Eduardo, Bordonaro Osvaldo, Puig Silvia, que contribuyen el conocimiento de base del área de estudio , para definir los distintos senderos aportando información científica actualizada y confiable sobre aspectos naturales que vinculados a criterios de conservación, fundamentan con argumentos sólidos las distintas propuestas de protección y conservación. Con el soporte técnico de cartografía analógica y digital referida a la zona de Villavicencio, se llevó a cabo el diseño y confección de mapas temáticos, verificándose instalaciones e infraestructura que interactúan con la zona de amortiguación donde se percibirán los primeros impactos antrópicos. En el trabajo de campo colaboró el personal de guardaparques destacados en el área natural protegida transfiriendo los rasgos relevantes del paisaje y sitios de interés, elevando el potencial turístico. En el mismo sentido,con la intención de promover e inspirar el uso recreativo responsable de las áreas silvestres protegidas, a través de la investigación, educación y colaboración entre instituciones relacionadas con actividades al aire libre y protección de áreas naturales, se incorporó la metodología denominada “NO DEJE RASTRO”, que es un programa internacional supervisado por The National Outdoor Leadership School destinados para administradores del U.S.Forest Service, Bureau of Land Management, National Park Service, U.S. Fisch y Wildlife Service, Bureau of Reclamation donde NOLS es responsable por el desarrollo del curriculum y de los programas de capacitación. A nivel mundial está comprobado estadísticamente que los administradores de áreas naturales protegidas afrontan una lucha permanente entre sus esfuerzos por lograr un adecuado equilibrio entre dos preceptos: preservar los recursos naturales y proporcionar un uso recreativo de alta calidad. Un componente decisivo de gestión es la educación ambiental del visitante vinculado a los siete principios de No deje Rastro, propuesto a inculcar una ética ambiental y conocimientos específicos de bajo impacto el cual nos lleva a través de un método sencillo reducir la necesidad de enfrentarnos con problemáticas ambientales de difícil recuperación. Los principios se resumen en: Principio Nº 1 - * Planifique y prepare su viaje con anticipación. Principio Nº 2 - * Viaje y acampe en superficies resistentes. Principio Nº 3 - * Disponga adecuadamente de los desechos.  
  • 122. Principio Nº 4 - * Respete la fauna silvestre. Principio Nº 5 - * Minimice el uso e impacto de fogatas Principio Nº 6 - * Considere a otros visitantes. Principio Nº 7 - * Deje lo que encuentre. Sumando acciones de conservación y protección ambiental el “Proyecto de senderos interpretativos de bajo impacto ambiental”, aplica en todas sus actividades el programa “No deje rastro” dado que cuenta entre sus recursos humanos con un Maestro de Nols ,quien diseña y desarrolla actividades y el uso responsable de los sitios en la Reserva Natural Villavicencio. Otro dato significativo, fue evaluar la capacidad de carga permisible de la Reserva Natural Villavicencio en función del recorrido particular de cada sendero, teniendo en cuenta posibles sitios de sobrecarga e impactos ambientales de difícil recuperación. Posteriormente se llegó a la cantidad admisible que no modifique el equilibrio natural del área. Con esta metodología se comprobó y fundamentó el diagnóstico ecográfico de nuestra área de aplicación del Proyecto senderos interpretativos de bajo impacto ambiental. Finalmente se logro una amplia planificación de los senderos identificando sitios de interés con características particulares que nos permitan el establecimiento de lugares de descanso y recreación sin modificar el entorno natural, entendidos como estaciones temáticas. Resultados: Se definen tres senderos interpretativos, que intentan representar a cada uno de los ambientes naturales específicos y particulares del A.N.P. Se alcanza a poner de manifiesto la necesidad que con estas muestras representativas se logra la conectividad de corredores biológicos presentes en el , área de estudio y sus interrelaciones ecológicas. Los senderos se describen de la siguiente forma: a) SENDERO Qº HORNILLOS A VAQUERÍA En esta “vega o humedal de altura”, también denominada selva alto andina, por la cantidad de especies que residen en ella, se encuentra el sitio denominado ” Hornillos” a 2600 msnm. La profunda quebrada en la que se encuentra Hornillos esta en un sector de características montañosas terminales de transición, y penetración en la precordillera conectando a este sitio prehispánico con los valles intermontanos (San Juan ,Uspallata,etc.) . A nivel geomorfológico el área refiere procesos geomòrficos exógenos y las geoformas están vinculadas a procesos fluviales (González Díaz y Fauquè 1993, 221) .El sitio se inserta en un complejo ambiental de sedimentos paleozoicos (con control estructural). Limita con ambientes sedimentarios de tipo terciario hacia el NE y de planicies aluviales (derrames) hacia el E. La vegetación del área la componen comunidades con fisonomías de matorrales, estepas y pastizales (Adesmia pinifolia, Adesmia subterránea, etc.).Sus límites están condicionados principalmente por factores climáticos geomorfológicos y edáficos .La presión antrópica en la zona se revela con la presencia de especies exóticas como Convulvulus arvensis ,Lactuta serriola , Rosa sicula formando densas colonias que cubren importantes superficies, sumado al ganado vacuno de zonas de transición o amortiguación. También debemos citar que en el transcurso de su evolución, las plantas de alta montaña han encontrado en su morfología y fisiología formas de adaptación que les permiten existir y reproducirse en un medio tan hostil a la vida .Como se sabe con el aumento de la altura se hace mas intensa la radiación ultravioleta proveniente del sol. La luz cargada de energía tiende a destruir la clorofila que es vital para las plantas, debido a ello, las mismas para contrarrestar esta inconveniencia, reducen la superficie foliar disminuyendo notablemente su tamaño en general. Además de las bajas temperaturas que provocan los largos períodos de congelamiento del suelo (sequedad del mismo), las plantas de alta montaña deben “protegerse” de los fuertes vientos, por ello buscan el amparo en las rocas o bien se aproximan lo mas que pueden contra el relieve del suelo ,un ejemplo de esto es Adesmia subterránea en las márgenes de esta vega o selva altoandina . En el sector este de esta vega de altura, podemos observar dos hornillos de fundición de  
  • 123. minerales (colapsados), que datan desde el siglo XVII , ambos pertenecían al Capitán Joseph de Villavicencio oriundo de Islas Canarias, España. Otro dato arqueológicamente importante es el “Alero de Hornillos”, situado al NE de este humedal, en términos de una descripción general del sitio, se observa que se trata de un cañadon o garganta rocosa ,que hace las veces de desagüe de un sistema de quebradas por las que escurre el agua de lluvias .El alero esta constituido por un conglomerado rocoso de textura porfirica relativamente degradable ,que en gran parte está a punto de colapsarse .El mismo se encuadra dentro de un patrón de asentamiento regional, como cónclave de ocupación semipermanente o esporádica en el que se llevaban actividades de tipo específico vinculadas al acceso de recursos” líticos”,tales como materias primas y piezas de caza ( Mariano Gambier –Catalina Michieli-1999). Siguiendo el cauce hídrico y en la Vega de Hornillos residen innumerables aves autóctonas como el Phrygilus gayi ,Phrygilus fruticeti,Carduelis magellanica, etc..Con migratorias como el Carduelis atrata. Los artrópodos e insectos están representados por diferentes arácnidos como Latrodectus mactans, Laxoceles laeta .La insectaria constituida por Efímera -Penaphlebia chilensis, Tinajera .Zeta mendozana, Escarabajo- Entomoderes draco, Gorgojo – Naupactus sulphurifer de vida subterránea, significando de esta manera los distintas formas bióticas de este humedal de altura . Luego de describir el sitio de Hornillos comenzamos nuestro descenso en las montañas a 2600 msnm en un pintoresco lugar donde existe un senda milenaria antiguamente este fue lugar de permanencia temporaria de cazadores y recolectores de más de 10.000 años, también atesora en sus rincones las huellas del pasado histórico de la América profunda. Esta senda en distintas épocas fue la red vial más importante del lugar, pues comunicaba la zona de “Vaquería” en el comienzo del pedemonte con los valles ínter montañosos (Uspallata-San Juan).Otro de los datos a tener en cuenta es la gran cantidad de vertientes de agua dulce que facilitaba el andar a los distintos viajeros. En esa época no había caminos solamente sendas y hasta donde la vista alcanzaba era un inmenso desierto andino rodeado de montañas. Estas sendas conocidas y transitadas por las distintas humanidades a lo largo de los años formaba parte de una red vial muy importante, que a través del tiempo se constituyo en el medio de comunicación entre las distintas zonas andinas .Hasta hace un siglo atrás, era común ver a tropas de mulas, caballos conocidas como “arrías” y sus conductores (arrieros) recorrer las sierras formando caravanas y avanzando con extrema lentitud al ritmo que les impone la naturaleza en esta prístina senda .Mas adelante descendiendo por la quebrada, las montañas comienzan a formar una cadena montañosa más plegada formando un área muy estrecha, “La angostura” donde surge una significativa vertiente de agua dulce, la misma corre entre una formación rocosa de travertino (esquizetum)en forma de cascada, esta singular curiosidad geológica es sin lugar a dudas ,una gran belleza de este recurso natural. En este mismo sitio, subiendo la pared norte se puede observar una construcción “pircada” de forma semicircular situada estratégicamente algunos metros más arriba de la senda principal, su origen es supuestamente un refugio humano de ocupación temporaria en diferentes épocas , otros testimonios de esta formación rocosa hablan de una cultura antigua ,vinculada a Morillos. Ante la vista del viajero, la senda comienza a ensancharse, mostrándonos una zona arbustiva mezclada con columnares siluetas de cactáceas “Denmoza Rhodacantha” y “Lobivia Formosa” distribuidas armónicamente en lugares de umbría (solana)donde los picaflores realizan la más grande polinización en el ápice de las tubulares flores rojas .Su principal ave es una especie denominada picaflor –gigante(Giant hummingbird),la cual hace veloces y ruidosos vuelos en la copa de las cactáceas contribuyendo a la reproducción natural de estas especie andinas. En esta parte de la Quebrada de Hornillos, nos encontramos a los 2000 msnm donde se puede observar otro tipo de ambiente con una subdivisión de especies, dentro de una zona de “eco tono” muy buena para el desarrollo de ganado vacuno, caprino. Evidencia de esto es la dispersión de especies forrajeras como alfalfa y rosa mosqueta, la cual perduran hasta nuestros días. En el final de la Quebrada de Hornillos ,la senda nos conduce a “Vaquería” antiguamente su  
  • 124. propietaria fue Doña Carmen Ferreira de Suárez en 1922, años después estas tierras serian de Don Ángel Velaz ,dueño de la empresa Termas Villavicencio.La historia nos dice que de este sitio se transportaba la leche que abastecía al Antiguo “Hotel Termas de Villavicencio” (Fernando Morales Guiñazu-1943)en carros de enormes ruedas tirados por mulas y caballos, esta modalidad de transporte significo un avance notable para la época desde el siglo XIX.  
  • 125. b) CIRCUITO: VAQUERÌA - LAS GRUTAS La profunda quebrada en la que se encuentra Vaquería esta en un sector de características pedemontanas terminales de transición, arranque y penetración en la precordillera a través de la amplia Quebrada de Los Hornillos. El piso de vegetación autóctona en el área corresponde al de Larrea Divaricata ,mientras que el de vegetación exótica de origen antrópica esta constituido de Rosa Sicula Spartium Junceum, y bosques con predominio de Platanus hispánica y Populus alba ,en las cercanías de la zona ,con un característico relieve de terrazas y abanicos aluvionales de escurrimiento. A nivel geomorfológico el área refiere procesos geomòrficos exógenos y las geoformas están vinculadas a procesos fluviales (González Díaz y Fauquè 1993, 221). El sitio se inserta en un complejo ambiental de sedimentos paleozoicos (con control estructural). Limita con ambientes sedimentarios de tipo terciario hacia el NE y de planicies aluviales (derrames) hacia el E. La inserción en la vertiente E de precordillera obliga a considerar la diferencia que existe respecto de la O .Por el occidente el paisaje se extiende hasta hundirse bajo relleno de detríticos de Uspallata. Por el oriente existe un escalonamiento de bloques que favorecen la reactivación fluvial , favoreciendo los avances de erosión retrógrada en las cabeceras de quebradas (Harrington 1971 ) (González Díaz y Fauque 1993 , 223 ) .Esto creo un relieve áspero con superficie de erosión disecadas y cubiertas por cantos rodados. En general la red de los drenajes está integrada por quebradas con rumbo Oeste – Este que siguen líneas de diaclasas de tracción. Tanto los cursos que nacen en precordillera, como los aloctonos que la atraviesan desarrollan una amplia bajada al este .Esta planicie agradacional tiene distintos niveles que evidencian etapas diversas de reactivación de la erosión y que recorta los niveles pedemontanos mas antiguos. En su pendiente final la Quebrada de Hornillos, se vincula con la Quebrada de Villavicencio, desde allí nace un cauce relativamente profundo con una marcada pendiente en dirección este. A escasa distancia de su recorrido , el límite de este cauce se relaciona con dos niveles aterrazados que son el ingreso a las “ Grutas “.Estas se incrustan en un bloque rocoso altamente degradable cuyo aporte configura la composición básica del potente envoltorio sedimentológico de dichas grutas . Si bien ambas grutas poseen umbrales expandidos y altos , la diferencia está en su dimensión , ya que la gruta Nº 1 situada al oeste tiene un frente de 10 mts x 6 mts de fondo, y la gruta Nº 2 orientada al este posee un frente de 8 mts con una profundidad de 6 mts ,siendo esta la capacidad de abrigo en ambos casos .Arqueológicamente el sitio ,aporta un valioso caudal de datos al registro regional de ocupación prehispánica ,ubicado en el alto piedemonte del oriente cordillerano ,estas grutas se proponen como un sitio “ bisagra” de articulación entre las llanuras del este y las pampas de altura hacia los valles intermontanos (Ciavazza H , Cortegoso V. ,Puebla L ).Las actividades e intensidad de asentamiento en este punto del paisaje varió a través de los siglos ,según variaron las diversas formas de explotación económica y producción de las condiciones de vida en el espacio temporal . En sus alrededores es sitio posee una riqueza de flora autóctona de incalculable valor regional, entre las compuestas podemos citar a: Thimophylla belenidium (Perlilla),Baccaris crispa (Carqueja), Artemisia mendozana (Ajenjo),ramnáceas: Condalia microphylla (piquillín), verbenáceas: Aloysia gratísima (arrayán de campo),Lippia Turbinata (poleo),Leguminosas : Prosopis Chilensis (algarrobo blanco),Geoffroea decorticans (chañar),etc.La flora exótica de colorida belleza ,que contrasta con el magnifico paisaje ,fue introducida en su mayoría en 1940, por Don Ángel Velaz, al construir el Hotel Termas de Villavicencio, la cual está compuesta de rosáceas : Rosa sicula (rosa ), simarrubáceas : Ailanthus altísima (árbol del cielo ),Spartium junceum (retama amarilla), Platanus hispánica (clamo plateado) ,etc. Finalmente estos pisos de vegetación, son el hábitat de cientos de aves que nidifican las zonas de ecotono.  
  • 126.  
  • 127. c) SENDERO A LOS PETROGLIFOS Para interpretar este sendero podemos mencionar que las acciones culturales estudiadas por la arqueología no se interpretan como el producto resultante de accidentes mecánicos orientadas exclusivamente a la subsistencia, en tal caso incluso esas acciones están mediadas por pautas culturales diversas de carácter cognitivo. Estas expresiones conocidas como“Manifestaciones Simbólicas” varían en el tiempo y el espacio. Un tema fascinante pero a la vez muy complejo en el trabajo de los arqueólogos es el de interpretar y significar símbolos de las antiguas racionalidades humanas. Estas manifestaciones si bien aparentan ser el resultado de concepciones mas alejadas de cuestiones inmediatas como la subsistencia, están en parte ligadas con aspectos materiales y al desarrollo tecnológico alcanzado por tales sociedades(Chiavazza Horacio). Un enfoque interesante es observar la relación entre estos símbolos y el paisaje vinculando las acciones que llevaron a las poblaciones a ocupar esos espacios de modo especifico y las localizaciones de tales elementos. Se pueden intentar algunas hipótesis , en primer lugar es importante destacar que las manifestaciones simbólicas mas notables del norte provincial la constituyen,” Los Petroglifos”( rocas con grabados ). Existen otros datos con contenido simbólico derivados de entierros con ajuares e incluso las decoraciones de la cerámica o diseños de otros artefactos, sin embargo al observar los entornos de los emplazamientos con manifestaciones rupestres los niveles de abstracción y las características ocupacionales de esos lugares su interpretación se torna dificultosa y a la vez imprescindible, ya que permiten acercarnos a la imagen mental del paisaje y el modo de significarlo que tuvieron aquellas sociedades . Esas significaciones conlleva la intención de apropiarse del paisaje por ende , en términos hipotéticos se postula que estos petroglifos pudieron constituir demarcaciones territoriales y están vinculadas en tal caso con lugares estratégicos (control panorámico, acceso entre diferentes ambientes, jalones de caminos, etc. ). Esta interpretación implica una explicación a cerca de la relación, entre mente humana y paisaje (Valeria Cortegoso).Los soportes utilizados para grabar los motivos rupestres fueron grandes rocas basálticas estas además de poseer localizaciones especificas tienen la particularidad de estar “Patinadas” por el paso del tiempo bajo la fuerte radiación solar. Esta es conocida como: patina del desierto, la cual le confiere a los bloques un brillo sugestivo y la posibilidadde percibirlas gracias al fuerte reflejo solar. Esta patina negra y homogénea es la que luego se grababa por medios de dos técnicas: “abrasión y piqueteado”. Finalmente por lo antes mencionado debemos significar la importancia de estos signos testigos del tiempo y su importancia de protección y conservación de distintas humanidades a través del tiempo.  
  • 128.  
  • 129. AGUAS RESIDUALES EN PICO TRUNCADO: TRATAMIENTO, VERTIDO Y REUTILIZACIÓN Oscar Kram Uribe / Mabel Herrera / Nancy Sisca IPES (Instituto Provincial de Educación Superior de la Provincia de Santa Cruz) Mariano Moreno y Tucumán- 02974992206 oscarkramuribe@hotmail.com RESUMEN La selección de la temática general del presente trabajo : “aguas residuales” se debe a una inquietud que se tuvo desde siempre con respecto al tratamiento del agua en general. Esto debido a experiencias de ver que en mi ciudad natal se observaba que tanto la industria petrolera como el agua de desecho cloacal se vertía directamente sin tratamiento hacia el río y del mar contribuyendo sin dudas a la contaminación inminente. Técnicamente consta de un apartado teórico conteniendo conceptos necesarios para el análisis crítico de la situación local. Un trabajo de campo consistente en la visita y entrevista al Ente responsable del Sector, Servicios Públicos, quienes respondieron y acompañaron a la visita de la Planta Depuradora de Líquidos Cloacales. En la actualidad no hay registros estadísticos que nos en datos para realizar cálculos precisos de indicadores del nivel de eficiencia del sistema solamente se infiere que tienes solamente el 60% de efectividad en el tratamiento de los sólidos. Palabras Claves: aguas residuales, tratamientos, reutilización ABSTRACT General The selection of the subject matter of the present work: "waste water closet" it (I have, she) owes to to worry (restlessness) that was had from always with regard to the treatment of the water closet in general. Natal This due to experiences of seeing that in my city was observed that both the petroleum industry and the water closet of waste cloacal was spilling directly without treatment towards the river and of the is contributing (paying) without doubts to the imminent pollution. Technically it (I have, she) consists of to theoretical paragraph containing concepts necessary for the critical analysis of the place situation.
  • 130. To fieldwork consisting of the visit and interview to the Entity responsible for the Sector, Public Services, who answered and accompanied to the visit of the Treatment plant of Liquids CloacaleS. At present there are no statistical records that in information to realize precise calculations of indicators of the level of efficiency of the system only there is inferred that you have only 60 % of efficiency in the treatment of the solid ones. Palabras Claves: aguas residuales, tratamientos, reutilización OBJETIVOS GENERALES Estudiar y analizar críticamente el tema de los efluentes cloacales de la Ciudad de Pico Truncado. Destacar la importancia del tratamiento de estos efluentes INTRODUCCION Para entrar en materia, veamos que no todos los expertos en depuración, de los que desgraciadamente hay pocos, están de acuerdo con el termino Estación Depuradora de Aguas Residuales (E.D.A.R.), algunos las llaman simplemente Estación Depuradoras (E.D.). Una EDAR no es más que una fábrica de agua limpia, a ella llega el agua sucia, Agua Bruta, y sale agua limpia, Agua Tratada. Un gran error es no tratar una EDAR como lo que es, una fábrica, llega materia prima, Agua Bruta, y sale un producto, Agua Tratada, y varios subproductos, fangos y gas. Gestionar una EDAR requiere una serie de conocimientos sobre Química, Física, Mecánica, Informática e Ingeniería, por lo que un buen jefe de planta debe de dominar todos y cada uno de estos temas. Desafortunadamente en nuestro país esto no es así y al frente de las EDAR hay personas poco a nada cualificadas que aprenden por ensayo error, con el perjuicio que esto conlleva, puesto que cada error en una EDAR significa que no se depura el agua y por tanto se vierten a rios y mares aguas residuales. Más el costo impresionante de estos errores. Una EDAR es una fábrica deficiente económicamente, una EDAR difícilmente ganará dinero y menos en los primeros años. Una vez más, en nuestro país esto no se entiende así y se cede su explotación a compañías privadas que tienen como objetivo la rentabilidad, y ésta, en una EDAR, se consigue dando un servicio llamémoslo suficiente, pero ni mucho menos el necesario, ya que para obtener beneficios, recortan gastos sobre todo en personal y en materiales.
  • 131. Esquema de EDAR Una EDAR tiene dos líneas principales de trabajo, estas son la línea de agua, donde se trabaja con el agua y la línea de fangos donde trabajamos con los fangos o lodos, a continuación se incluye un esquema con las principales partes de una EDAR.
  • 132. ANTECEDENTES La Estacion Depuradora de Aguas Residuales E.D.A.R. Bajo Grande I (Ciudad de Córdoba) El agua residual tratada y no tratada termina en el río Suquia. Aunque la capacidad física de la Estación Depuradora de Aguas Residuales (EDAR) de Bajo Grande indica que no puede tratar más de 4.625 m3/hora, en los hechos, desde hace más de cuatro años ingresan a la planta en promedio algo más de ocho mil. En términos de habitantes, la planta puede procesar los efluentes cloacales de 400 mil cordobeses, pero recibe los de 670 mil. Mediano y largo plazo El plan integral de cloacas para la ciudad de Córdoba prevé la incorporación de tres módulos de tratamiento que se sumarán progresivamente hasta llevar su capacidad de 10 mil m3 a 20 mil, en 2036. El primer módulo sería de 2.500 m3/h. Se construiría en 2006, cuando se haya completado la reingeniería de la planta, y tendría un costo de 16,8 millones de dólares. Con esta incorporación la población atendida sería algo más de un millón de habitantes, es decir, el 70% de la ciudad. El segundo módulo, de 5.000 m3/h tendría un costo de US$ 27,9 millones y el tercero, de 2.500 m3 equivaldría a una erogación de US$ 16,8 millones. En total, una nueva duplicación de la capacidad de tratamiento, costaría alrededor 61,5 millones de la moneda norteamericana. Sin embargo la necesidad de inversión no termina allí, ya que si bien la capacidad de procesamiento llegaría a 20 mil m3 por hora, las redes de conducción de líquidos cloacales hoy toleran sólo 10 mil m3. Con ello entonces será necesario también duplicar la capacidad de conducción. METODOLOGIA S e planificó el trabajo de campo en etapas: A- Elaboración y análisis de una encuesta aplicada a informantes Claves. B- Visita y toma de fotografías en la Planta de tratamiento de efluentes de Pico Truncado- PROYECTO PILOTO DE REUSO DE AGUAS CLOACALES EN PICO TRUNCADO PARA FORESTACION El proyecto de forestación y riego por goteo subterráneo con aguas de reuso domiciliario LAGUNA DE LOS PATOS, dio comienzo en el año 2000, a partir de los talleres organizados por la Secretaria de Extensión de la UNPA. La Municipalidad de Pico Truncado, mediante la Secretaria de Servicios Públicos y Medio Ambiente convoco a una serie de organismos a participar. Se debe destacar que es el primero de la Patagonia sur que se pone en ejecución, desde el punto de vista ambiental en Santa Crus que se utiliza para forestación. El agua utilizada para el riego, cuenta con un primer tratamiento en dos piletones de decantación con aireadores. Por lo tanto, el agua que se extrae del primer cuerpo del agua
  • 133. para se utilizada en el riego, bacteorologicamente cumple con las condiciones de reuso exigida por la OMS (Organización Mundial de la Salud). Para el reuso de esta agua se definió trabajar con un sistema de riego por goteo y subterráneo, por que si evita el contacto directo de las personas y animales con el agua. La eficiencia de riego es cercana al 95%, siendo entonces muy baja la posibilidad de el 5% restante contamine las napas. Entre las especies plantas esta la zampa, el tamarisco, el olivo de bohemia, el olmo siberiano, el sauce 524/43 y álamos. La supervivencia de los árboles en los tres años de ensayos supero el 80%. Fotografía N°1: Entrada al Predio Fotografía N°2: Entrada del agua proveniente de la Ciudad. -
  • 134. Fotografía N°9: Canal de derivación desembocando en la laguna de los patos. CONCLUSIONES: Es importante el tratamiento y destino final de las aguas residuales ya que su contaminación afecta a los cursos de agua, ríos, mares y napas freáticas, afectando a la vida y sin tratamiento produciría el colapso del sistema ecológico y muerte de los cursos de agua. Es importante también para nuestra ciudad el tratamiento ya que la escasez del liquido vital seria una razón para la reutilización de las aguas residuales, que con un tratamiento previo el agua seria optima para el riego (árboles en inmediaciones de la laguna de los patos, que actualmente esta abandonado), inyección de pozos de petróleo, rellenado de napas freáticas o para lagunas ecológicas (la laguna de los patos), como refrigerante en centrales térmicas y fundiciones, etc. Con los lodos del tratamiento se podría obtener biomasa (para producir gas), abonos para la agricultura u otros usos (abonado de plazas, parques, árboles dentro de la ciudad). La desinfección después del tratamiento evitaría enfermedades virales, bacterianas, de parásitos y hongos, que con el contacto directo afectarían a la salud de humanos, animales y plantas. Una legislación, control y fiscalización adecuada, de los vertidos industriales, agrícolas y domésticos, ayudara a sanear los cursos de agua, ríos, mares y napas freáticas, ayudando al ambiente en general, ya que se verían beneficiado animales, plantas y seres humanos. La futura escasez del agua dulce en el planeta remarcara la utilidad y la importancia que tienen los tratamientos del agua residual, no descartando la posibilidad de potabilización de esta agua, y como se a remarcado la reutilización con fines ecológicos, agrícolas e industriales y paisajísticos. Como conclusión final, el agua residual de Pico Truncado debería ser tratada con más profundidad, ya que el tratamiento actual no cubre las expectativas de saneamiento, como son el olor, sabor y turbiedad, índice bacteriológico y de virus, sólidos, que debería tener como mínimo el agua, que con un examen bioquímico saldrían ala luz ( el alumno no contaba con el presupuesto para tal estudio), pero la contaminación se puede apreciar a simple vista ya que el agua presenta un color verde oscuro y un olor característico. El tratamiento más a fondo de esta agua permitiría un mejor aprovechamiento, como se a remarcado anteriormente con el uso que se le permitiría destinar, además su
  • 135. descontaminación ayudaría al medio ambiente local, mejorando la calidad de vida de seres humanos, animales (especialmente aves y anfibios) y plantas. BIBLIOGRAFÍA Metcalf & Eddy -Ingeniería de aguas residuales, tratamiento, vertido y reutilización. -Editorial: McGraw Hill Enciclopedia Encarta. Edición: 2008. Archivos consultados: -Contaminación del agua; -Suministro de agua; -Depuración de aguas; -Escases de agua potable. Wikipedia. Dirección de Internet: http://es.wikipedia.org/wiki/wikipedia:portada Archivos consultados:-Ingeniería de aguas residuales; -Estación depuradora de aguas residuales; -Aguas negras;
  • 136. TRATAMIENTO DE LOS RSU EN LA CIUDAD DE PICO TRUNCADO Dulce Hermosilla / Mabel Herrera / Nancy Sisca IPES (Instituto Provincial de Educación Superior de la Provincia de Santa Cruz) Mariano Moreno y Tucumán- 02974992206 duly_13@yahoo.com.ar RESUMEN: El presente trabajo forma parte de la culminación de la Materia Ecología. Se seleccionó el tema del Tratamiento de Residuos Sólidos Urbanos en la Ciudad de Pico Truncado ya que se considera que es una solución parcial importante para nuestra Ciudad en este tema. La metodología consistió en la revisión del estado del arte, encuestas a informantes claves y visita a la Planta. Como conclusión se toman los elementos del Proyecto hasta hoy, considerando los aspectos relevantes de esta etapa llamada Prueba Piloto. Palabras claves: RSU, Pico Truncado ABSTRACT This work is part of the culmination of Matter Ecology. Was selected the theme of Urban Solid Waste Treatment in the City of Pico Truncado because it is considered an important partial solution to this issue in our city. The methodology consisted of reviewing the state of the art surveys with key informants and visits to the plant. In conclusion takes the elements of the project until today, considering the relevant aspects of this stage called Test Pilot. Key words: Urban Solid Waste, Pico Truncado INTRODUCCION: Con este trabajo se pretende promover desde el IPES el proyecto para llevar mayor conocimiento a la gente sobre el tema.
  • 137.  Difundir la importancia que tiene reciclar los residuos.  Promover y apoyar programas de recolección selectiva, recuperación de materiales y elaboración de compost.  Reducir el impacto negativo de los residuos ya que afectan en el turismo, en la salud y en la economía de la ciudad. MARCO TEÓRICO Residuo sólido urbano: más comúnmente denominados basura. Son todos aquellos materiales provenientes de su actividad y que el hombre en su vida cotidiana desecha diariamente y, que además no reúnen características infecciosas, radiactivas, explosivas y/o corrosivas. Estos residuos se originan en los hogares, ámbitos laborales, restaurantes, edificios administrativos, hoteles, industrias, etc. Y son restos de comida, papel y cartón, botellas, embalajes de diversos tipos. . Administración de los residuos sólidos: Al elaborar la administración de los residuos sólidos se deben considerar los residuos desde el punto donde se generan hasta el punto de su disposición final. El primer paso en la administración en los residuos sólidos es la producción. Cuando un material ya no tiene valor para su dueño se considera residuo. Una vez que el residuo se genera en un sitio, debe procesarse de algún modo. Este procesamiento puede incluir lavado, separación y almacenamiento para reclamar una parte del residuo. La recolección de residuos es el siguiente paso en el proceso de administración. Incluye recoger los residuos sólidos i vaciar los recipientes en vehículos adecuados para transportarlos. También se incluye en este paso la recolección del material reciclable. La recolección y el transporte de residuos representan una fracción importante del costo total de la administración de residuo. El residuo recolectado se puede transferir a una instalación central de almacenaje o a una instalación de procesamiento. Si hay procesamiento suele incluir reducción de masa y de volumen. El residuo separado en este punto se vuelve un artículo de valor. De hecho ya no es residuo. Los pasos finales incluyen transporte y disposición. El método más común de disposición final es el relleno. METODOLOGÍA DE TRABAJO La metodología consistió en revisión y búsqueda de antecedentes en el País, Elaboración e implementación de una encuesta a informantes claves. La entrevista giró en función de los siguientes temas:
  • 138. Origen del proyecto, ubicación, tratamientos que se implementan en la actualidad, sectorizacion, y sociabilización del proyecto con la población de la Ciudad de Pico Truncado. Asimismo, se analizó la legislación asociada al Proyecto. Se hizo trabajo de campo con observación directa del Proceso in situ. En Pico Truncado, la Planta sigue estos pasos dentro del Plan de Gestión Porpuesto por la Secretaría de Ambiente de la Municipalidad. A continuación se muestran algunas fotografías del proceso- Los camiones recolectores descargan el material en la playa de preselección, o tolva de alimentación. Fotografía Nº1: Alimentación de la tolva MPT
  • 139. Fotografía Nº 2: Sector Clasificación en PT Se derivan a una compactadora para presado plásticos, papeles, cartones, latas y bolsas. Fotografía Nº3: Sector de prensado- Planta PT
  • 140. Fotografía Nº4: Sector de prensado- Planta PT CONCLUSIONES A lo largo de este trabajo se ha llegado a las siguientes conclusiones. La importancia que implica implementar plantas de tratamiento de RSU ya que con ellas podemos disminuir el impacto negativo de la presencia de RSU en la ciudad de Pico Truncado, permitiéndonos vivir en una ciudad más limpia y confortable. A su vez podemos concluir que la planta tiene un buen desempeño, pero se necesita capacitar más a la gente sobre la selección de RSU y que es muy importante la cooperación de los ciudadanos ya que el éxito del proyecto depende de la coherencia, de los objetivos y de la eficiencia de su implementación. Toda planta de tratamiento persigue los mismos objetivos recuperar, minimizar y mejorar las condiciones en que se envían los materiales a los sitios de disposición final. La productividad y eficiencia de una planta viene dada a la capacitación de operarios, fluidez de carga y descarga e incorporación de tecnologías. A demás debemos concientizar a gente de la importancia que es reciclar y de todo lo que esto engloba, como disminuir el impacto ambiental, y a su vez el calentamiento global. En el transcurso de realización del trabajo y de la investigación llevada a cabo se ha comprobado que el tratamiento de RSU es un tema que no se trata solo en Pico Truncado sino que también es implementado en otras provincias de nuestro país, esto demuestra que debemos seguir trabajando en el desempeño de tratamiento de los RSU, ya que de esta manera podemos vivir en una ciudad donde los pilares sean una ciudad más limpia, y que los ciudadanos comprendan realmente la importancia del reciclado.
  • 141. BIBLIOGRAFÍA: AA.VV. Diccionario de Ecología.Valleta Ediciones. 2005. Capital Federal. AA. VV. Ingenieria y Ciencias Ambientales, Mc Graw Hill. 2004. México. Eduardo Soto. Gestión Ambiental. Imprenta CAMI. 2004. Comodoro Rivadavia. Club del reciclado
  • 142. BENEFICIOS ENERGÉTICOS Y CLIMÁTICOS DE UNA ESTRATEGIA DE “BASURA CERO” Allen Cecilia Alianza Global por Alternativas a la Incineración (GAIA) José P Tamborini 2838 (1429) Ciudad de Buenos Aires, Argentina. Email: cecilia@no-burn.org RESUMEN Las tecnologías de generación de energía a partir de los residuos, conocidas como sistemas de “waste-to-energy” y basadas principalmente en métodos de incineración y quema de gases de rellenos sanitarios, están siendo promocionadas como fuentes de energía renovable y recibiendo el apoyo de mecanismos de financiamiento internacional ligados al cambio climático y al manejo de residuos. En este trabajo se identifican las premisas sobre las cuales se promueven estos métodos de tratamiento de residuos como fuentes de energía renovable, y se las analiza y contrasta con investigaciones y argumentos de ámbitos científicos y sociales que trabajan en la temática. Se discuten los impactos de estas tecnologías sobre el ambiente y el clima. Se compara a estos métodos de manejo de residuos con la estrategia conocida como “Basura Cero”, que apunta a reducir la generación de residuos y el uso de materiales y a recuperar los materiales descartados a través de la reutilización, el reciclaje, el compostaje y la digestión anaeróbica, en relación a las emisiones de gases de efecto invernadero, generación y consumo de energía y otros aspectos ambientales. La conclusión a la que se llega es que analizando el ciclo de vida de los materiales resulta mucho más favorable, tanto en términos energéticos, como climáticos y ambientales, la aplicación de estrategias de “Basura Cero” que el uso de tecnologías de incineración o disposición en rellenos con quema de gases. Palabras clave: incineración, basura cero. ENERGY AND CLIMATE BENEFITS OF A “ZERO WASTE” STRATEGY. ABSTRACT “Waste-to-energy” technologies based mainly in solid waste incineration and burning of landfill gas systems are being increasingly promoted as sources of renewable energy, and getting support from International Funding Mechanisms related to climate change and waste management. This paper identifies and analyzes the claims under which these systems are promoted as renewable energy technologies and compares them
  • 143. with data from research and arguments from the scientific and social sectors, focused on this topic. Environmental and climate impacts of these technologies are discussed. A comparison between these technologies and the strategy known as “Zero Waste” - aimed at reducing waste production and the use of materials, and recover discarded materials through reuse, recycling, compost and anaerobic digestion – is conducted, in terms of greenhouse gases emissions, production and use of energy and other environmental issues. The conclusion arrived is that considering the life cycle of materials, it is much more preferable - in terms of energy, the climate and the environment - to implement “Zero Waste” strategies than to use incineration or landfill with gas capture technologies. Keywords: incineration, zero waste, waste. INTRODUCCIÓN En los últimos años está aflorando en Argentina y en toda la región latinoamericana la oferta de métodos de tratamiento de residuos que apuntan además a generar energía. Las llamadas tecnologías “waste-to-energy” o de “valorización energética” de los residuos constituyen mayoritariamente sistemas de incineración (tecnologías de incineración por quema en masa, gasificación, pirólisis y arco de plasma y sistemas de generación de combustible derivado de residuos que luego se utiliza en calderas industriales), sistemas de captación y quema de gases de los rellenos sanitarios y, en menor medida, métodos de digestión anaeróbica de residuos orgánicos. La generación de energía a partir de los residuos sólidos urbanos – principalmente los sistemas de incineración y la quema de gases de los rellenos – está recibiendo el apoyo de mecanismos de financiamiento internacional tales como créditos del Banco Mundial y los bonos de carbono del Mecanismo de Desarrollo Limpio del Protocolo de Kyoto. Notablemente, el grueso del financiamiento destinado a tratar los residuos y a mitigar el cambio climático se destina hacia estos métodos de “final de tubería”, en detrimento de otras estrategias que apuntan a reducir la generación de residuos y hacer un uso más eficiente de los recursos naturales. Este trabajo se propone analizar críticamente las premisas sobre las cuales se promueve la tecnología de incineración con “recuperación” de energía, y en menor medida de la quema de gases de rellenos, presentar estrategias alternativas de manejo de residuos y compararlas desde puntos de vista energético y climático, considerando además otros aspectos ambientales. MATERIALES Y MÉTODOS Para estos objetivos se relevaron fuentes secundarias, a saber: artículos periodísticos, presentaciones de empresas y promotores de estas tecnologías, informes e investigaciones de organizaciones sociales, artículos publicados en revistas científicas. Los argumentos y los datos volcados en este trabajo forman parte del trabajo colectivo de miles de personas de todo el mundo que trabajan promoviendo estrategias de manejo de residuos que apunten hacia el objetivo “Basura Cero” y que trabajan por la justicia ambiental y social.
  • 144. LA “GENERACIÓN” DE ENERGÍA A PARTIR DE LA BASURA En los últimos años, la industria de tratamiento de residuos ha comenzado a ofrecer en Argentina una nueva faceta que se suma al tradicional manejo de residuos: la generación de energía. Por lo general, las ofertas para generar energía a partir de la basura se plantean para los residuos sólidos urbanos (RSU), pero en algunos países también se presentan para otras corrientes de residuos. La propaganda de las empresas que ofrecen tratar a los residuos sólidos urbanos mediante tecnologías de valorización energética, específicamente a partir de la incineración1, se apoya principalmente en las siguientes premisas: 1. La basura es una fuente de energía renovable. 2. La incineración es un método eficiente para generar energía. 3. La incineración produce “cero emisiones”, “cero contaminación”. 4. Las tecnologías de valorización energética de los residuos ayudan a mitigar el cambio climático. Veamos algunas consideraciones acerca de estas afirmaciones. 1) No es correcto afirmar que los residuos sólidos urbanos como tales constituyen una fuente de energía renovable. Una creciente fracción de los materiales que componen estos residuos deriva del petróleo (plásticos, solventes, pinturas, adhesivos, detergentes, etc.) un recurso no renovable. Por otro lado, analizando el ciclo de vida de los artículos que luego pasan a formar parte de los RSU se puede ver que en todo el proceso de fabricación de esos artículos se utilizaron combustibles fósiles y se generaron residuos derivados del petróleo. En Estados Unidos se calcula que por cada tonelada de RSU se generan 70 toneladas de residuos “río arriba”, en los procesos de extracción y manufactura (Young, et al: 1994) El aumento del consumo incrementa la extracción y el uso de recursos naturales y la generación de residuos. Si a este panorama se le agrega el hecho que en Argentina solo una fracción mínima de los residuos – cuanto mucho - se reinserta en los circuitos productivos o naturales a través de la reutilización, el reciclaje o el compostaje, es evidente que estamos manteniendo un ritmo de producción y consumo insostenible, que tarde o temprano encontrará su límite. 2) La incineración no supera en eficiencia a otras tecnologías energía térmica. Maximizar la generación de energía en estas plantas es tecnológicamente incompatible con la minimización de las emisiones de dioxinas, ya que para aumentar la generación de energía se precisa demorar el momento de enfriamiento de los gases, y por ende estos transitan más tiempo en el período ventana de formación de dioxinas. Otro aspecto a tener en cuenta es que el nivel de humedad de los residuos sólidos urbanos incide en la posibilidad de generar energía, y los residuos sólidos urbanos en la Argentina tienen un porcentaje alto de materia orgánica. Esto supondría mecanismos adicionales de secado de los residuos o el agregado de combustibles adicionales para poder mantener la combustión. Por otro lado, quemar residuos en lugar de reutilizarlos o reciclarlos, derrocha mucha más energía de la que se recupera en los hornos de incineración. La energía 1 Utilizo el término “incineración” para referirme a las tecnologías de quema en masa (incineradores convencionales), de pirólisis, gasificación y arco o antorcha de plasma, siguiendo las definiciones incluidas en las normativas de la Unión Europa y de la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos sobre incineración de residuos.
  • 145. que contienen los residuos es más que el valor calorífico que poseen. La fabricación de los productos que se queman o se disponen conllevó un proceso de extracción de materia prima, transporte, procesamiento, transporte, distribución, y en todas estas fases se consumió energía. Si los productos se incineran o se disponen, se pierde la energía que se utilizó en los procesos de extracción y transporte. Además, fabricar productos a partir de materia prima consume mucha más energía que a partir de materiales reciclados (Sound Resource Management). 3) La incineración de residuos es una fuente importante de emisión de sustancias tóxicas al ambiente. Ha sido clasificada como una de las principales fuentes de emisión de dioxinas, furanos, bifenilos policlorados y hexaclorobenceno en el mundo (PNUMA: 2001). Es también fuente de emisión de otros compuestos halogenados como dioxinas y furanos polibromados, naftalenos policlorados, bencenos clorados; metales pesados como cadmio, plomo, mercurio, titanio, cromo, manganeso, hierro, bario, cobre, zinc, estroncio y estaño; arsénico, entre otras sustancias. Si bien la industria incineradora alega que las tecnologías de arco de plasma, gasificación y pirólisis no tienen emisiones contaminantes, diversos estudios han detectado liberación de varias sustancias tóxicas en estas plantas, incluyendo dioxinas, furanos, (Mohr et at: 1997) (Weber y Sakurai: 2001) NOx y mercurio (BREDL: 2002). Estos químicos son nocivos para la salud, y provocan afecciones como: problemas respiratorios, alteraciones en los sistemas inmunológico, endocrino, reproductivo, nervioso central, cáncer, malformaciones congénitas. Diversos estudios han detectado mayores índices de incidencia de distintas afecciones de salud tales como distintos tipos de cáncer (Elliot et al: 1996) (Floret et al: 2003) (Zambon et al: 2007), malformaciones congénitas (CNIID: 2003) alteraciones en el sistema reproductivo (The Lancet: 2001) (BPEH: 1998) en operarios de plantas de incineración y en poblaciones que viven cerca de plantas que en poblaciones de control. La incineración además genera cenizas que concentran los contaminantes que contienen los residuos y los que se forman en el propio proceso de incineración. Estas cenizas deben ser tratadas como residuos peligrosos. Es decir que lejos de ser un sistema cerrado y una alternativa a los métodos de disposición final de residuos, la incineración produce a su vez residuos peligrosos que deben depositarse en rellenos de seguridad. 4) Según se puede ver en el gráfico 1, en relación a las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI), cuando se toman en cuenta todas las emisiones de GEI, por tonelada de residuos la incineración emite más CO2 que todas las otras fuentes de energía térmica, incluyendo las operadas a gas y a carbón. (Hogg: 2006)
  • 146. Gráfico 1 g CO2 por kWh 1500 1000 500 0 RSU Carbón Petróleo Gas natural Solar/eólica Emisiones de dióxido de carbono por tipo de central eléctrica, por kilovatio-hora de energía generada Fuente: USEPA 2000 En general se subestiman las emisiones de CO2 derivadas de la incineración porque se omiten las emisiones biogénicas de CO2, es decir aquellas derivadas de la quema de materiales orgánicos como el papel, cartón, madera, etc. Sin embargo, el CO2 tiene el mismo efecto sobre la atmósfera independientemente de su origen, y el propio Panel Intergubernamental sobre Cambio Climático sostiene que cuando se calculan las emisiones de incineradores hay que incluir las emisiones biogénicas: “Las emisiones de CO2 debidas a la combustión de materiales de biomasa (p. ej., papel, alimentos y desechos de madera) contenidos en los desechos son emisiones biogénicas y no deben incluirse en las estimaciones de las emisiones totales nacionales. Sin embargo, si la incineración de desechos se usa con propósitos energéticos, se deben estimar ambas emisiones de CO2, tanto las fósiles como las biogénicas... Más aún, si la combustión, o cualquier otro factor, provoca una disminución a largo plazo del carbono total integrado en la biomasa viva (p. ej., los bosques), esta liberación neta de carbono debe hacerse evidente en los cálculos de las emisiones de CO2 descritos en el Volumen Agricultura, silvicultura y otros usos de la tierra (AFOLU) de las Directrices de 2006.”( Guendehou: 2006) Por último, cabe agregar que la incineración es incompatible con las estrategias que apuntan a reducir la generación de residuos y minimizar la fracción no reciclable. A veces se plantea utilizar la incineración para tratar la fracción residual que queda tras sin reciclar o compostar, pero hay un par de cosas a tener en cuenta: - En primer lugar, en casi todos los municipios del país la estrategia principal de manejo de residuos consiste en el depósito en basurales, y en algunos casos en rellenos sanitarios. Muy pocos municipios tienen planes de compostaje y/o reciclaje de residuos. Ante esta situación, plantear una estrategia para manejar solo lo que no se puede reciclar ni compostar carece de sentido y puede mermar las posibilidades de desarrollar las estrategias de reutilización, reciclaje y compostaje de residuos. Teniendo en cuenta que la composición de residuos promedio en el país es de aproximadamente 58% de materiales orgánicos y entre un 20 y 30% de materiales reciclables (SAyDS: 2005) las estrategias de manejo de residuos en el país deberían enfocarse en recuperar esos materiales, en reducir la generación de todo tipo de
  • 147. residuos, y en evitar la generación de aquellos que no se puedan recuperar de forma segura. - En segundo lugar, la generación de energía a partir de la incineración y la quema de gases de rellenos compite con el reciclaje y el compostaje. En el primer caso, porque entre los residuos con mayor poder calorífico se encuentran los reciclables (papel, plásticos, cartón) y, por ende, el incinerador querrá captar esos materiales para generar más energía. De otra forma, la producción de energía se verá reducida con el aumento del reciclaje. - Por último, los materiales que componen la fracción residual, tras una buena separación y recuperación de los reciclables y los orgánicos, contienen los residuos más tóxicos (por ejemplo residuos de PVC, residuos peligrosos domiciliarios, etc.), lo que hace aun más peligrosa su incineración. Por otro lado, aun se encuentra en discusión la efectividad que tienen los sistemas de captación de gases de los rellenos en términos del porcentaje de gases que pueden captar. Además, no hay que perder de vista que estos dispositivos no evitan la emisión de este gas, sino que solo la reducen. Más aún, los gases que se emiten en los rellenos sanitarios no son solo metano y CO2. Se liberan, además, compuestos orgánicos no metánicos como cloruro de vinilo, benceno, tolueno, y acetona, entre muchos otros (Eklund et al. 1998), que dañan el ambiente y la salud. Por otra parte la inversión en estos sistemas legitima a los sitios de disposición final de residuos que cuentan con sistemas de captación de gases como una forma de reducir las emisiones de metano, omitiendo el despilfarro de recursos que implica esta estrategia de manejo de residuos y los demás efectos que tienen sobre el ambiente además de la emisión de metano (formación y filtraciones de lixiviados, combustiones, emisión de otros gases). Por último, puede generarse una competencia por el destino de los residuos orgánicos, como ya ha sucedido en otros países2, entre depositarlos en rellenos sanitarios para posibilitar la generación de metano, y tratarlos mediante técnicas de compostaje o digestión anaeróbica, que no solo reducen las emisiones sino que además devuelven nutrientes al suelo y podrían abastecer una demanda energética de un modo mucho menos nocivo. ESTRATEGIAS DE “BASURA CERO” DESDE UNA PERSPECTIVA CLIMÁTICA Y ENERGÉTICA Las estrategias de manejo de residuos que apuntan hacia “Basura Cero” representan un uso más eficiente de la energía y los recursos naturales en general, y son mucho más efectivas en términos de reducción de emisiones de GEI que las intervenciones de “final de tubería”. Se le llama “Basura Cero” a una estrategia de manejo de residuos sólidos urbanos que apunta a reducir progresivamente la disposición final de estos residuos, sin recurrir a la incineración, y adoptando en cambio una serie de medidas orientadas a reducir la generación de residuos, y recuperar todo lo que se descarte mediante la 2 Por ejemplo, en abril de este año la organización Balifokus, de Bali, Indonesia, denunció que la agencia ambiental local les manifestó que, de progresar el proyecto MDL para la captación de gases del relleno local, el gobierno dejaría de apoyar el programa de recuperación de residuos orgánicos y reciclables que la organización mantiene, ya que necesitarían llevar más residuos al relleno para obtener los bonos. (GAIA, Balifokus: 2009)
  • 148. reutilización, el reciclaje, la digestión anaeróbica y/o el compostaje, y excluyendo la incineración. En términos operativos, un plan de Basura Cero apunta a:  Reducir el consumo;  Evitar o rediseñar aquellos productos o envases que no pueden ser reutilizados o reciclados de modo seguro y factible;  Priorizar la reutilización de artículos;  Tratar los residuos orgánicos separados en origen mediante el compostaje y/o la digestión anaeróbica;  Reciclar todos los materiales pasibles de ser reciclados;  Devolver la responsabilidad a los productores por el manejo de sus artículos una vez que son desechados e incentivar la producción de productos, envases y embalajes reutilizables, reciclables o compostables;  Fomentar y garantizar la participación ciudadana en el diseño y aplicación de los planes de manejo de residuos. A diferencia de las intervenciones de “final de tubería” como los rellenos e incineradores, que apuntan a buscar formas de tratar los residuos una vez que están generados, los planes de “Basura Cero” adoptan medidas para intervenir en los procesos que llevan a la generación de residuos (mediante, por ejemplo, políticas de producción limpia, rediseño de los productos y envases para garantizar que sean duraderos, reutilizables, reparables o reciclables, reducción del uso de tóxicos, gravámenes sobre la venta de artículos no reciclables, programas de consumo responsable, entre otras) y para procurar que todos los materiales que se descartan sean reinsertados en los procesos de producción o en la naturaleza de forma segura y sustentable (a través del compostaje, la reutilización, el reciclaje). Los planes de Basura Cero difieren entre sí según el contexto en el que se aplican, pero comparten los mismos lineamientos y objetivos señalados anteriormente. El concepto “Basura Cero” ha generado reticencia en alguna gente que lo tilda de ser un objetivo utópico y poco realista. Sin embargo, esta aversión hacia el término no refleja una evaluación más detallada de lo que un plan de Basura Cero supone realmente. Adoptar un plan de Basura Cero no significa que la basura desaparecerá de la noche a la mañana (algo que, por otra parte, prometen quienes ofertan tecnologías de incineración sin ser acusados de utópicos). Basura Cero es un objetivo. Es una meta hacia la cual se vuelcan los esfuerzos y recursos ligados al manejo de residuos. Así como los objetivos “cero defectos” o “cero heridas” en las industrias, la propuesta es acercarse cada vez más al objetivo. El objetivo último – llevar a cero la cantidad de residuos sólidos urbanos que van a disposición final- se acompaña de un cronograma que aporta el marco de tiempo en el cual se llevarán a cabo los esfuerzos por alcanzar la meta. El cronograma – que incluye metas y plazos concretos y exigentes de reducción del enterramiento – permite ir midiendo en el tiempo la efectividad de los programas que se aplican, tener una forma de planificar a mediano y largo plazo y aportar previsibilidad para el desarrollo de las industrias de recuperación de recursos. Por otro lado, la inmensa mayoría de los residuos sólidos urbanos está constituida por materiales recuperables. La composición de residuos promedio en el país es de aproximadamente 58% de materiales orgánicos y entre un 20 y 30% de materiales reciclables (SAyDS: 2005) Por lo tanto, en el corto y mediano plazo es posible acercarse mucho hacia el objetivo “Basura Cero” volcando los recursos hacia la recuperación. El tramo que resta hacia el cero debe enfocarse con medidas orientadas a rediseñar o evitar la fabricación de los productos no reciclables. Por otro
  • 149. lado, en otros países, la implementación de planes de Basura Cero con fuerte decisión política hacia la separación y recuperación de materiales han mostrado avances muy buenos en materia de recuperación y participación, en muy poco tiempo. En cuanto al uso de recursos naturales, las estrategias de Basura Cero reducen la carga que ponemos sobre la naturaleza para extraer materia prima, ya que se basan principalmente en una economía de materiales secundarios, y con un consumo de materiales menor. En términos energéticos, resulta mucho más favorable ahorrar energía a través de un uso eficiente de los recursos, que invertir en sistemas de recuperación de energía a partir de los residuos. Como se decía anteriormente, la incineración y la quema de gases de relleno pueden capturar solo una fracción mínima de la energía contenida en los residuos. Toda la energía que se utilizó para producir los productos que terminaron siendo residuos se pierde y se requiere el uso de nueva energía para reemplazar a esos productos. En cambio, si esos mismos productos se reciclaran, se ahorraría mucha más energía (promedio de tres a cinco veces para los RSU), como se muestra en el siguiente gráfico: Gráfico 2 Periódicos PET Papel mezclado Cartón corrugado 0 10 20 30 40 50 60 70 80 Reducción Reciclaje Incineración Energía ahorrada por millones de BTU/tn de residuos Fuente: Choate, et al: 2005 Las estrategias de Basura Cero tienen también beneficios indirectos para el clima. Por ejemplo, reducir la demanda de papel y la producción de productos fabricados a partir de materia prima ayudaría a disminuir la deforestación, y con ello los numerosos problemas que ésta genera, incluyendo la emisión de gases de efecto invernadero. Desarrollar una industria local basada en el uso de materiales reciclados y reutilizados acorta las distancias entre los sitios de producción y consumo de productos, lo que a su vez reduce el consumo energético y la emisión de GEI asociadas al transporte. Adicionalmente, un plan de manejo de residuos sólidos urbanos que incluya la digestión anaeróbica como método de tratamiento de los residuos orgánicos separados en origen puede incluso generar energía a partir de esta fracción, además de abono para la tierra. Así, una localidad de 500.000 habitantes podría generar 12.500 m3 de biogás por día, lo que equivale a entre 6200-7600 m3 de gas natural. (Crozza: 2008)
  • 150. La elaboración de abono o compost a partir de los residuos orgánicos separados en origen también reduce emisiones de gases de efecto invernadero de modo indirecto. Retiene carbono en el suelo, mejora su estructura y la retención del agua (disminuyendo el uso de sistemas artificiales de riego, que consumen mucha energía); evita el uso de agrotóxicos (cuya fabricación consume mucha energía, y muchos de los cuales son derivados del petróleo). CONCLUSIÓN Y DISCUSIÓN En términos energéticos, climáticos y ambientales, aplicar estrategias de “Basura Cero” para el manejo de residuos sólidos urbanos resulta mucho más favorable que invertir en tecnologías de valorización energética de los residuos mediante la incineración y/o la captación de gases de rellenos. Las estrategias de “Basura Cero” ahorran energía porque reducen el consumo de recursos naturales y desarrollan una economía basada en el uso de materiales reutilizados o reciclados, reducen las emisiones de gases de efecto invernadero y hacen un uso mucho más eficiente de los recursos. AGRADECIMIENTOS A todos los integrantes de la Alianza Global por Alternativas a la Incineración y de la Coalición Ciudadana Anti-Incineración de Argentina, que desde hace décadas están denunciando y documentando las consecuencias de los sistemas de incineración de residuos, y fomentando la aplicación de estrategias de manejo de residuos sustentables y seguras.
  • 151. BIBLIOGRAFÍA BPEH: 1998: Belgian platform environment and health: De Mispelstraat (Medlarstreet): Living Under the Smoke of a Waste Incinerator. Bélgica, 1998. BREDL: 2002: Blue Ridge Environmental Defense League: Incineración y gasificación: una comparación tóxica. Carolina del Norte, Estados Unidos, 2002. Centre National d’Information Indépendante sur les Déchets (CNIID): 2003. Les inci- nerateurs de dechets provoquent la naissance d’enfants malformes, Francia, 2003. Crozza, D. 2008: Tratamiento de los residuos sólidos orgánicos urbanos mediante digestión anaeróbica. Presentación en el Taller sobre tratamiento de residuos orgánicos, GAIA, 2008. Eklund, B., Anderson, E., Walker, B., Burrows, D., 1998. Characterization of landfill gas composition at the Fresh Kills Municipal Solid-Waste Landfill. Environ. Sci. Technol. 32: 2233- 2237 Elliott P. et al. 1996: Cancer incidence near municipal solid waste incinerators in Great Britain, British Journal of cancer Vol. 73, 702-710. Floret, N., Mauny, F., Challier, B., Arveux, P., Cahn, J.-Y., Viel, J.-F. 2003: Dioxin emissions from a solid waste incinerator and risk of non-Hodgkin lymphoma. Francia, 2003. Publicado en Epidemiology 14: 392-398. GAIA, BaliFokus: 2009: “Activista por Basura Cero gana Premio Nobel Ambiental” GAIA, BaliFokus. Sabin Guendehou S., et al. 2006, “Directrices del IPCC de 2006 para los inventarios nacionales de gases de efecto invernadero: Volumen 5.5: Desechos, Incineración e incineración abierta de desechos,” Intergovernmental Panel on Climate Change National Greenhouse Gas Inventories Programme, p. 5.5, 2006. Disponible en http://www.ipccnggip.iges.or.jp/public/2006gl/spanish/pdf/5_Volume5/V5_5_Ch5_IOB.pdf Hogg, D. 2006: A changing climate for energy from waste. Eunomia Research and Consulting. Mohr, K.; Nonn, Ch.; y Jager, J. 1997: Behaviour of PCDD/F under pyrolysis conditions. Chemosphere 34: 1053-1064. Citado en “Pirólisis: una técnica de tratamiento térmico no tradicional”, Salud Sin Daño. Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA): 2001: Convenio de Estocolmo sobre Compuestos Orgánicos Persistentes. Anexo C, Parte II. Secretaría de Ambiente y Desarrollo Sustentable: 2005: Estrategia Nacional de Gestión Integrada de RSU, Argentina. Sound Resource Management: Energy Usage for Virgin vs. Recycled-Content Products, Sound Resource Management, sin fecha. The Lancet: 2001: Environmental Health Study Group: Incinerator Emissions and Shrinking Genitals. US EPA eGrid 2000, citado en “Basura Cero para Calentamiento Cero Declaración de GAIA sobre Basura y Cambio Climático”, GAIA 2008. Choate, A. Pederson, L. Scharfenberg, J. Ferland, H. 2005: Waste Management and Energy Savings: Benefits by the Numbers, ICF Consulting, U.S. Environmental Protection Agency, Washington DC, USA. 2005.
  • 152. Weber, R., Sakurai, T., 2001. Formation characteristics of PCDD and PCDF during pyrolysis processes. Chemosphere 45: 1111-1117. Citado en “Pirólisis: una técnica de tratamiento térmico no tradicional”, Salud Sin Daño. Young, J. y Sachs, A. 1994: The Next Efficiency Revolution: Creating a Sustainable Materials Economy, p. 13., Worldwatch Institute. Zambon, P., Ricci, p., Bovo, E., Casula, A., Gattolin, M., Fiore, A., Chiosi, F., y Guzzinati, S., 2007: Sarcoma risk and dioxin emissions from incinerators and industrial plants: a population-based case-control study (Italy). Environmental Health 2007, 6:19.
  • 153. FORMACION DE RECURSOS HUMANOS EN ENERGÍAS RENOVABLES: LA EXPERIENCIA DE IMPLEMENTACION DE LA TECNICATURA SUPERIOR EN ENERGÍAS RENOVABLES SISCA, NANCY / HERRERA, MABEL Instituto Provincial en Educación Superior (IPES) de la Provincia de Santa Cruz Carrera: Tecnicatura Superior en Energías Renovables. Mariano Moreno y Tucumán - (0297) 4992206 - e-mail: nancy_sisca@hotmail.com RESUMEN: Los cambios que impone la organización del trabajo y el desarrollo de nuevas y cada vez más complejas tecnologías, impactan con renovadas fuerzas en los sistemas de formación superior actual, y exigen de él, innovación, articulación, transformación y adaptación. Desde el gobierno de la Provincia de Santa Cruz, existe un amplio acuerdo en proponer necesariamente el desarrollo productivo y local como el eje de las políticas educativas en el nivel superior. El principal objetivo del presente trabajo consistió en realizar un análisis de fortalezas y debilidades de la implementación de la Carrera luego de obtener el primer grupo de técnicos que recorrido el Trayecto Curricular y determinar acciones en un Plan de Mejoras. (2006-2008). Se presenta un resumen de actividades de transferencia, inserción e impacto en la sociedad. PALABRAS CLAVES: energías renovables, formación superior, mejoras ABSTRACT: The changes that more and more impose the organization of the work and the development of new and complex technologies, hit with renewed forces in the formation systems present superior, and demand of him, innovation, joint, transformation and adaptation. From the government of the Province of Santa Cruz, an ample agreement in necessarily proposing the productive and local development like the axis of the educative policies in the level exists superior. The main objective of the present work consisted of realising an analysis of strengths and weaknesses of the implementation of the Race after to obtain the first group of technicians who crossed the Curricular Passage and to determine action in a Plan of Improvements. (2006-2008). A summary of activities of transference, insertion and impact in the society appears. KEYWORDS: renewable energies, superior education, improvements
  • 154. INTRODUCCION A fin de responder a la demanda de proveer al sector industrial y científico-técnico de la región la formación de recursos humanos capacitados para un campo laboral importante como lo es el de las fuentes de Energías Renovables, y al no existir en la zona, una oferta académica formal en esta área, la propuesta de apertura de la Tecnicatura de Nivel Superior en Energías Renovables viene a colmar una necesidad importante de capacitación de profesionales en este nuevo sector productivo a fin de acompañar el desarrollo productivo provincial desde la perspectiva de recursos locales que configuran su identidad. Las acciones de relevamiento y consulta llevadas a cabo hasta el momento denotan la viabilidad de la propuesta por su concurrencia con las potencialidades de la zona de demanda. El Proyecto se inició con un proceso de evaluación de acciones. Se analizaron diversas ofertas formativas ligadas al perfil de desarrollo de la zona y se ponderó a las Energías Renovables como campo profesional y ocupacional propicio para dar respuestas a los requerimientos del mundo del trabajo en general y de la zona en particular (considerando además la posibilidad de retención de la población joven, el acceso a educación superior en el lugar de residencia). Es por ello que la Tecnicatura permite comenzar a sentar las bases de una transformación productiva, desde lo extractivo-agotable a lo renovable-sustentable, sostenida por un Plan de estudios que considera: *Una fuerte vinculación al perfil productivo y cultural de la Zona. *Una orientación básica a la generación y gestión de emprendimientos privados. *El fortalecimiento de la identidad cultural de la Zona Norte de la Provincia de Santa Cruz. En el marco de las nuevas políticas de Educación Superior, y en un proceso de transformación institucional, el Centro de Formación Docente con sede en la ciudad de Caleta Olivia, inicia la formación de Técnicos de Nivel Superior, decidiendo emplazar esta oferta en la ciudad de Pico Truncado. La Ley de Educación Superior en su artículo 17 señala: “Las instituciones de Educación superior no universitaria tienen por funciones básicas: proporcionar formación superior de carácter instrumental en las áreas humanísticas, sociales, técnico-profesionales y artísticas. Los mismos deberán estar vinculados a la vida cultural y productiva local y regional”. Cabe destacar que el Plan de estudios desarrollado para la Tecnicatura en Energías Renovables supone una apertura a la novedad adecuada al contexto socio-productivo. El Plan estructura contenidos en torno a los imperativos para el desarrollo de las Energías Renovables. Los mismos se fundan en una creciente conciencia mundial y regional de los daños que causa una economía energética basada exclusivamente en combustibles fósiles, con sus secuelas de daño medioambiental, dependencia económica y falta de sustentabilidad en el tiempo. La elaboración del mencionado plan, contribuirá a formar recursos humanos capacitados para: *Las obligaciones que impone el funcionamiento eficaz del Mercado energético, que se desarrolla sobre el objetivo fundamental de garantizar el suministro respetando el medio ambiente. *Atender la problemática medioambiental. *Producir impactos positivos inducidos en el sistema económico como consecuencia de la promoción y una mayor penetración de las energías renovables y sus probados efectos positivos sobre el empleo y el crecimiento del tejido industrial.
  • 155. El fomento de las fuentes energéticas renovables produce un efecto de demanda sobre la industria de equipamientos, maquinaria y servicios en múltiples áreas. Esta demanda se traslada de manera indirecta al resto de los sectores económicos. Se contribuye, de esta manera, al desarrollo de las regiones menos favorecidas, cuyos recursos naturales encuentran una oportunidad de impulso y, como consecuencia de ello, se contribuye a la reducción de las disparidades regionales. Emplazar esta Tecnicatura en la localidad de Pico Truncado también apostó a esta postura y reconoce que esta ciudad posee elementos indispensables para el desarrollo académico y de extensión en prácticas profesionalizantes, ya que cuenta con un Parque Eólico y la flamante Planta Experimental de Hidrógeno, primera de estas características en Sudamérica SITUACIÓN ACTUAL DE LA INSTITUCIÓN DE ETP Alumnado La Tecnicatura Superior en Energías Renovables se creó en el año 2005, comenzando a funcionar con dos comisiones de primer año. En la actualidad posee tres divisiones, una de cada año. El total de alumnos matriculado es de 45.Esta matrícula es heterogénea, con alumnos de diversas procedencias académicas, y edades que promedian los 27 años. Plan de Estudios La estructura curricular comprende los siguientes campos que operan a modo de matriz y organizan la adquisición de aquellos saberes y conocimientos que se definen para la carrera. Los espacios curriculares se plasman a través de clases teórico-prácticas, talleres, seminarios y proyectos.
  • 156. Tabla 1: Plan de Estudios de la Carrera-2005 Hs. Régimen Hs. Espacio curricular Cát. cursado Reloj Sem. 1 Matemática A 6 129 2 Química C 6 64 3 Física I A 8 172 4 Dibujo Técnico C 8 86 5 Introducción a la utilización de Recursos Energéticos A 5 108 6 Herramientas de computación A 4 86 7 Ecología C 6 64 8 Fundamentos básicos de mecánica, fluidos y electricidad C 8 86 9 Física II C 8 86 10 Seminario Optativo I C 6 64 11 Taller de Energía Eólica A 8 172 12 Taller de Energía Solar A 6 129 13 Inglés Técnico A 4 86 Taller de Tecnología del Hidrógeno y celdas de 14 C 8 86 Combustible 15 Taller de Energía Hidráulica C 7 75 Seminario de Economía, legislación y gestión de 16 C 6 64 instalaciones de E.R. 17 Otras Tecnologías Energéticas C 8 86 18 Seminario Optativo II C 6 64 19 Operación y control de Sistemas Energéticos C 8 86 20 Proyecto Final A 10 215 PORCENTAJE CAMPOS Campo de la Formación de 36 % Fundamento: Campo de la Formación 58 % Específica: Campo de Definición 6% Institucional: Campo de Práctica Técnico Profesional y Ambos se organizan en forma transversal – se define el Campo de Formación Ética y porcentaje dentro de C.F.F. – C.F.E. y C.D.I. Social: Personal: Coordinación: La institución tiene un Coordinador de carrera, en la ciudad de Pico Truncado, lugar donde se dicta la carrera. Esta coordinación atiende las cuestiones administrativas y pedagógicas, y se ocupa de gestionar hacia adentro y fundamentalmente hacia afuera de la institución. Se mantienen reuniones periódicas con los docentes y una evaluación cuatrimestral de la marcha de la institución; se han hecho ajustes en metodologías y prácticas que apuntan a optimizar el Perfil del Técnico. Además se llevan a cabo reuniones con agentes de la comunidad para generar convenios y servicios Bedel: Estudiante avanzado de la Tecnicatura Universitaria en Gestión de Pequeñas y Medianas Empresas. Además de las tareas inherentes a su cargo, sirve de nexo con el personal administrativo del IPES Caleta Olivia, del cual depende esta carrera.
  • 157. Ayudante de Campo: es un técnico recibido de la carrera que lleva a cabo tareas en el Taller de energías Eólica y Solar, preparando Trabajos Prácticos, organizando el equipamiento e instrumental que se usa en dichos Talleres. Infraestructura y Equipamiento La TSER funciona en instalaciones del Colegio Secundario N° 14, en horario vespertino, de 18.30 a 23.15 hs. En este establecimiento se dictan las clases teóricas y se utiliza su laboratorio de Informática para el dictado de Herramientas de Computación y Dibujo Técnico. En este momento y por intervención del Consejo Provincial de Educación, los talleres de de Energía Solar, Eólica, Hidráulica y Biomasa se dictan en el SUM de la EDJA EGB N 5, que funciona como taller del IPES, sin solucionar esto un gran inconveniente en infraestructura y Equipamiento. Se hace necesario contar con un lugar propio para emplazar el Campo de Pruebas, Taller y Laboratorio. Las prácticas del Taller de Hidrógeno y Celdas de Combustible se hacen en la Planta Experimental de Hidrógeno. Gestión Institucional y Curricular En el marco de las nuevas políticas de Educación Superior, el proceso de transformación institucional ha llevado al IPES, sede Caleta Olivia a convertirse en una institución autónoma con autoridades propias y con rango de instituto provincial, de aquí en más, IPES CALETA OLIVIA. La TSER de Pico Truncado, depende del mismo, siendo una sede del IPES a 60 Km. de Caleta Olivia. Desde la gestión institucional, que se encuentra trabajando en red con la Coordinadora del Centro; se atiende a todo lo previsible a una institución en formación y crecimiento; acompañada de la participación de todos los actores institucionales ya que todas las propuestas, sugerencias e ideas son necesarias en esta etapa. En cuanto a la dimensión curricular, si bien el plan de estudios estipula los contenidos mínimos que deben dictarse, los docentes han planificado sus espacios en función de la experiencia de años anteriores y las necesidades de correlatividad que van surgiendo, a fin de optimizar la formación de los futuros técnicos. Se planifican Trabajos Prácticos en los distintos espacios con la finalidad de mejorar la expresión escrita y la defensa oral a través de presentación en PowerPoint u otros recursos tecnológicos disponibles. También los Seminarios Optativos se analizan en función de requerimientos de los alumnos y oportunidades regionales de Cursos y Seminarios. Se ha agregado un Seminario en materiales plásticos y armado de palas de aerogeneradores que se replica cada año por su gran utilidad y complementariedad con los contenidos curriculares.
  • 158. ANALISIS FODA DE LA INSTITUCIÓN FORTALEZAS DEBILIDADES *EXCLUSIVIDAD DE LA OFERTA EDUCATIVA. *INCAPACIDAD PARA FINANCIAR CIERTOS *RECURSOS HUMANOS COMPETENTES Y PROYECTOS COMPROMETIDOS CON LA INSTITUCION *FALTA DE EQUIPAMIENTO INFORMATICO *CAPACIDAD PARA GESTIONAR PROPIO *TERRENO PROPIO PARA LA CONSTRUCCION *POCA PROMOCION DE LA OFERTA EDUCATIVA DEL TALLER Y CAMPO DE PRUEBAS OPORTUNIDADES AMENAZAS *INSERCION CRECIENTE DE EMPRENDIMIENTOS *DESINTERES DE ALGUNOS SECTORES EN EL ENERGETICOS EN LA REGION PROYECTO *PARTICIPACION EN EL PLAN DE MEJORAS DEL *FALTA DE APOYO FINCANCIERO A LA CARRERA INET Y SUS ALUMNOS *IMAGEN CRECIENTE DE LA INSTIRUCION EN LA COMUNIDAD Y EL MUNDO CIENTÍFICO- PEDAGOGICO PROPUESTA DEL PLAN DE MEJORAS DE LA TSER. Nuestra institución y en especial la Tecnicatura Superior en Energías Renovables presenta una propuesta de carrera novedosa y para su mejoramiento requiere de la actualización constante tanto en la capacitación de los recursos humanos como de los físicos.Por ello año a año nos focalizamos en acciones de mejoramiento de nuestras prácticas que constan en : a) Capacitación en Servicio para docentes y exalumnos b) Equipamiento de los Talleres c) Mejoramiento de la Biblioteca, con libros, videos y CD temáticos d) Participación en congresos y seminarios e) Realización de viajes de estudios y prácticas profesionalizantes f) Construcción de Prototipos g) Realización de reuniones y convenios con actores de la comunidad CONCLUSIONES La institución se está consolidando en la comunidad y el contar con dos promociones de técnicos, se hace más notoria su existencia. Los egresados se han insertado laboralmente en La Planta de Hidrógeno y en la Cementera inaugurada el año pasado en la localidad, Petroquímica Comodoro. Otros dos egresados continúan sus estudios de Ingeniería Electromecánica en Caleta Olivia, en la UNPA. Se han hecho encuentros con autoridades de la Planta Experimental de Hidrogeno de la localidad y la UNPA. Caleta Olivia, para acordar planes de estudios coincidentes que puedan avalar el tránsito de los futuros Técnicos a la Ingeniería Electromecánica con orientación en energías renovables que ha creado la Universidad para la zona norte de Santa Cruz. También se han hecho contactos con la Universidad del Comahue para efectivizar un contacto con esta casa de altos estudios por la cual se realiza un viaje de estudios a la región para visitar las centrales hidroeléctricas de Neuquén. Se mantiene contacto permanente con el municipio local para asegurar la viabilidad de algunos proyectos y actividades de extensión que se realizan desde el IPES. Se han hecho contactos con el sector productivo, con IMPSA, dado el proyecto hidroeléctrico en el Río Santa Cruz, del cual IMPSA es licitatorio, SERVICIOS PÚBLICOS
  • 159. S.E, para montar un aerogenerador en El Calafate para dicha empresa. También se mantiene contacto con la sociedad rural de Puerto Deseado ya que serán favorecidos con equipos eólicos del PERMER, y han requerido nuestro asesoramiento sobre su montaje y asesoramiento. En el presente año se han anunciado parques eólicos en la localidad de Koluel Kayke, por lo cual se han brindado datos de estadística meteorológica a las empresas ENTEOS y Electro ingeniería, las cuales han apostado a la construcción de sendos parques eólicos. También se brindó asesoramiento técnico en cuestiones meteorológicas a la empresa DECAVIAL, constructora de asfalto en rutas linderas. En los últimos meses se entabló contacto con la Empresa Guascor que construirá un mega parque en Pico Truncado para realizar una tarea de colaboración y preparar a nuestros alumnos con el perfil que este emprendimiento requiere de los futuros técnicos que quieran insertarse laboralmente. Con todo esto compartido, podemos concluir que se puede y debe en cada región del País buscar los canales necesarios para la inserción de la Energías Renovables siempre vinculados el sector educativo con el productivo y esta experiencia que nos toca vivir, pese a dificultades que puede presentar todo proyecto de innovación, es muestra de ello.
  • 160. EFICIENCIA ENERGÉTICA: COMPORTAMIENTO HIGROTÉRMICO DE LA ENVOLVENTE LATERAL OPACA EN EDIFICIOS EN CÓRDOBA, ARGENTINA Lambertucci, Rogelio / Riondet, Viviana / Pilatti, José Rivoira, Alicia / Codina, Ricardo / Guzmán, Alberto. Facultad de Arquitectura, Urbanismo y Diseño - Universidad Nacional de Córdoba. Av. Vélez Sarsfield, Córdoba. Tel/fax: 0351 4804261 rionlamb@onenet.com.ar RESUMEN: Se ha producido una transformación importante de la envolvente arquitectónica. La masa ha disminuido, se incorporaron nuevos materiales, y se produjo una sustitución del elemento único por una secuencia de capas. Estas modificaciones tienen un impacto en el comportamiento higrotérmico de la envolvente, y por lo tanto en el aporte energético que será necesario durante la vida útil del edificio para lograr confort (grado eficiencia energética). Se realizó el relevamiento de escuelas, viviendas y edificios de distintos períodos históricos en Córdoba, Argentina. Se clasificaron las envolventes. Las categorías se establecieron en base a si conforman elementos simples o multicapa, y según los materiales utilizados. Se evaluó el comportamiento higrotérmico con un software diseñado para calcular la transmitancia y verificar el riesgo de condensación, de acuerdo con las normas argentinas que establecen los valores mínimos y los recomendados. Se calculó su costo actual, lo que permite comparaciones de costo / beneficio. Las conclusiones se refieren a una disminución en general de las prestaciones de las envolventes en relación al confort, incrementando el consumo energético y originando una diversidad de patologías que están reduciendo la vida útil de las mismas. Las transformaciones no son asumidas en general como un cambio de sistema y por lo tanto de prestaciones. Existe en el medio profesional un desconocimiento del funcionamiento de las nuevas formas constructivas lo que lleva a frecuentes elecciones de alternativas ineficientes, aún con igual costo. Palabras clave: evaluación energética envolvente. ENERGY EFFICIENCY: HYDROTHERMAL CHARACTERISTICS OF THE OUTER WALLS OF THE BUILDING IN CÓRDOBA, ARGENTINA ABSTRACT: An important transformation in architectural wall construction has been made. The mass has been decreased, new materials have been incorporated, and the use of a single element has been substituted by several layers. These modifications have an important impact on the hydrothermal conduction of the walls, and therefore on the amount of energy required to maintain a building’s comfort level during its lifetime (energetic effectiveness). An analysis was performed using differently aged schools, houses and buildings in Córdoba, Argentina. The walls were classified and different categories were established based on whether or not single or multiple layers were used and with what
  • 161. materials. The hydrothermal behaviour was assessed using software designed to estimate the transmittance and condensation risk according to the current Argentinean norms which establish the minimum and recommended amount. The current cost was calculated, allowing a comparison of cost – profit. The conclusions indicate a general decrease in the hydrothermal performance of the walls in terms of comfort, increase in energy consumption and a creation of various pathologies which reduce the walls’ lifetime. The transformations are not considered as a general system change, but rather as a performance change. In the professional field there is a