Vol5 no1 2012 by Revista AIDIS

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

Vol. 5, No. 1 30 de abril de 2012 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: Juan Manuel Morgan Sagastume Reactor anaerobio tipo EGSB

Vol. 5, No. 1. 30 de abril de 2012

Tabla de Contenido Vol. 5, No 1. 1.-

ANÁLISE QUALITATIVA DA QUESTÃO DA DISPOSIÇÃO DE PILHAS E BATERIAS EXAURIDAS QUALITATIVE ANALYSIS OF THE ISSUE OF DISPOSAL OF BATTERIES AND BATTERY DEPLETED

1 - 10

Francisco Suetônio Batos Mota, Ronaldo Ferreira do Nascimento, Maria Clebiana da Silva Peixoto*

2.-

ESTUDO DA DISPOSIÇÃO FINAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS NOS MUNICÍPIOS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO DO ÍNDIO-ESTADO DO PARANÁ, BRASIL STUDY OF FINAL DISPOSAL OF URBAN SOLID WASTE IN THE MUNICIPALITIES OF RIVER BASIN OF INDIAN PARANA STATE, BRAZIL

11 - 23

Ricardo Massulo Albertin*, Eliene Moraes, Bruno Luiz Domingo De Angelis, Generoso De Angelis Neto, Federico Fonseca da Silva

3.-

PROPUESTA DE UN SISTEMA DE RECUPERACIÓN DE CASCO INHOUSE EN UNA EMPRESA DEL SECTOR VIDRIO PROPOSAL FOR A RECOVERY SYSTEM IN A COMPANY TOWN IN HOUSE GLASS SECTOR

24 - 32

Viky C Mujica F*, Vanessa Plankman, Juan Pablo Rodríguez.

4.-

REMOCIÓN DE LAS FORMAS REDUCIDAS DE AZUFRE, HIERRO Y MANGANESO DE AGUA POTABLE POR PROCESOS DE SEPARACIÓN EN MEMBRANA DE NANOFILTRACIÓN REMOVAL OF REDUCED FORMS OF SULFUR, IRON AND MANGANESE FROM WATER BY NANOFILTRATION MEMBRANE SEPARATION

33 - 43

Dayana Milena Agudelo-Castañeda, Kamila Passos, Antônio Domingues Benetti*

5.-

ESTUDIO COMPARATIVO DE LA ACCIÓN COAGULANTE-FLOCULANTE DEL MUCILAGO DE Opuntia ficus indica POR LOS MÉTODOS: COAGULACIÓN Y ELECTROCOAGULACIÓN EN LOS LIXIVIADOS DEL RELLENO SANITARIO PIRGUA DE TUNJA COMPARATIVE STUDY OF THE FLOCCULANT ACTION OF Opuntia ficus indica MUCILAGE BY TWO METHODS: COAGULATION AND ELECTROCOAGULATION IN THE LEACHATES OF PIRGUA LANDFILL IN TUNJA

44 - 55

María Cristina Castellanos Corredor*, Nathalie del Pilar Becerra Mora, Lizeth Carreño Nury, Leidy Paola Páez Cepeda

6.-

APLICABILIDAD DEL PROCESO DE LODOS ACTIVADOS EN EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE UNA INDUSTRIA PROCESADORA DE CAMARON APPLICABILITY OF ACTIVATED SLUDGE PROCESS IN THE TREATMENT OF EFFLUENTS FROM SHRIMP PROCESSING INDUSTRY Lenin Herrera, Suher Carolina Yabroudi*, Verónica del Mundo, Ronald Ortega, Carmen Cárdenas

56 - 66

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7.-

INVESTIGACIÓN DEL SITIO DE DISPOSCIÓN FINAL DE RESIDUOS SÓLIDOS DE LA CIUDAD DE SAN CRISTÓBAL DE LAS CASAS, CHIAPAS RESEARCH OF THE SITE FOR THE FINAL DISPOSAL OF SOLID RESIDUES IN THE CITY OF SAN CRISTOBAL DE LAS CASAS, CHIAPAS

67 - 78

Hugo Alejandro Nájera Aguilar, Pedro Vera Toledo, Ma. Neftalí Rojas-Valencia*

8.-

UN PROYECTO PILOTO PARA VIVIR SIN RELLENO MUNICIPAL A PILOT PROJECT FOR LIVING WITHOUT A MUNICIPAL LANDFILL

79 - 88

Manfred Fehr*, Paula Cristina Diniz de Queiroz

9.-

ESTUDO DAS EMISSÕES GERADAS NO PROCESSO DE EVAPORAÇÃO DE LIXIVIADOS DE ATERROS SANITÁRIOS STUDY OF THE EMISSIONS GENERATED BY THE PROCESS OF EVAPORATION OF LANDFILL LEACHATE

89 - 96

Piter Martini Pereira, Bianca Damo Ranzi, Débora Machado de Oliveira, Armando Borges de Castilhos Jr*

10.-

TRATAMENTO DE LIXIVIADOS PRODUZIDOS EM ATERROS SANITÁRIOS UTILIZANDO EVAPORADOR UNITÁRIO TREATMENT OF LEACHED PRODUCED IN SANITARY LANDFILLS USING UNITARY EVAPORATOR

97 - 106

Harley Alves da Mata Bacelar*, Álvaro Luiz Gonçalvez Cantanhede, Iene Christie Figueiredo, Lana Castro Gopfert , Lúcio Viana Alves

11.-

AVALIAÇÃO DA EMISSÃO DE METANO EM ATERRO EXPERIMENTAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS NA MURIBECA/PE – BRASIL EVALUATION OF METHANE EMISSIONS FROM AN EXPERIMENTAL LANDFILL OF SOLID WASTE IN MURIBECA /PE-BRAZIL

107 - 116

Régia Lúcia Lopes*, Felipe Jucá Maciel, José Fernando Thomé Jucá

12.-

IMPACTO EN LA SALUD DEL ALMACENAMIENTO TEMPORAL Y DE LA RECOLECCIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS DOMICILIARIOS EN SALVADOR, BAHÍA, BRASIL HEALTH IMPACT OF HOUSEHOLD SOLID WASTES CONDITIONING AND COLLECTION IN SALVADOR, BAHIA, BRAZIL Luiz Roberto Santos Moraes*

117 - 125

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISE QUALITATIVA DA QUESTÃO DA DISPOSIÇÃO DE PILHAS E BATERIAS EXAURIDAS

Francisco Suetônio Batos Mota 1 Ronaldo Ferreira do Nascimento 2 *Maria Clebiana da Silva Peixoto 3

QUALITATIVE ANALYSIS OF THE ISSUE OF DISPOSAL OF BATTERIES AND BATTERY DEPLETED Recibido el 16 de agosto de 2011; Aceptado el 4 de octubre de 2011

Abstract Batteries because they contain heavy metals, pose a potential threat to the environment. Aiming to make an assessment of the problem of disposal of these devices was carried out desk research of the main types of batteries, and analyzed the Brazilian law which investigated the actions taken by dealers and manufacturers for disposal of such waste through a search field next to the dealers and multiple case study with the manufacturers. We conclude that for the materialization of this legislation is urgently needed effective monitoring, implementation of an efficient logistics of collection as well as a collective awareness campaign, because if there is no disclosure, no knowledge, and even in awareness. Although there is reverse logistics regarding cell phone batteries, there is not a faithful commitment of manufacturers and resellers or to clearly inform the consumer on this issue. Key Words: Field Research, Multiple Cases, Waste. 1

Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental. Universidade Federal do Ceará Departamento de Química Analítica e Físico-Química. Universidade Federal do Ceará 3 Departamento de Química e Meio Ambiente. Instituto Federal do Ceará 2

* Autor corresponsal: Rua Estrada do Açude do Cedro, Km 5. Cedro Novo, Quixada, Ceará. Cep: 63900-000. Brasil. Email: clebiana@hotmail.com

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Resumo As baterias por conterem metais pesados, representam uma ameaça potencial ao meio ambiente. Com o objetivo de fazer uma avaliação da problemática do descarte destes dispositivos, foi realizada uma investigação documental dos principais tipos de baterias, analisada a legislação brasileira e investigadas quais as providências adotadas por revendedores e fabricantes quanto ao descarte desses resíduos, através de uma pesquisa de campo junto aos revendedores e estudo de casos com os fabricantes. Conclui-se que para a materialização desta legislação torna-se urgente uma fiscalização efetiva, a implantação de uma logística de coleta eficiente assim como uma campanha de conscientização coletiva. Embora haja logística reversa no que tange as baterias de celulares, não há um comprometimento fiel nem de fabricantes e nem de revendedores em informar claramente ao consumidor sobre esta questão. Palavras chaves: Casos Múltiplos, Resíduos, Pesquisa de Campo.

Introdução O avanço alarmante da tecnologia tem aumentado de forma drástica a demanda por equipamentos portáteis movidos a pilhas ou baterias, proporcionando conforto e bem-estar à sociedade. Além dos benefícios, o avanço tecnológico traz uma ameaça ambiental, as pilhas e baterias, apesar do aspecto inofensivo são, hoje, um grave problema ambiental. Na fabricação desses dispositivos são utilizados metais altamente tóxicos. A falta de informação a respeito da periculosidade de pilhas e baterias induz a população, na maioria das vezes, guardar em dispensas junto com alimentos e remédios, lançar em rios, terrenos ou no lixo. Segundo o Instituto de Pesquisas Tecnológicas (IPT), cerca de 1% do lixo urbano é constituído por resíduos sólidos urbanos contendo elementos tóxicos (IPT, 1995). Esses dispositivos ao terem uma disposição inadequada, podem provocar danos ao meio ambiente e representam riscos à saúde pública, devido à propriedade de bioacumulação dos metais pesados através da cadeia alimentar, conforme descrito na literatura (Baird, 1995; Duart, 1998; Mcmichael&Henderson, 1998; Martin, 2000). De acordo com Filho (2009) cerca de 54,8% dos resíduos sólidos urbanos coletados no Brasil é destinado aos aterros sanitários e quase metade do lixo coletado nas cidades brasileiras 45,2%, ainda não recebe uma destinação final adequada (20% é encaminhado aos aterros controlados e 25,2% é destinado aos lixões). No Brasil tem havido preocupação crescente com os riscos sanitários e ambientais decorrentes do uso, cada vez mais intenso, de pilhas e baterias. Anualmente, no país, são produzidos cerca de 800 milhões de pilhas, ou seja, cerca de 6 unidades por habitante e ainda, existem as pilhas e contrabandeadas, cuja participação no mercado é impossível de ser prevista (Sinibaldi 2000; Scharf, 2000; Sousa, 2008). 2

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Outro fator agravante desta situação está relacionado aos riscos do descarte indevido das baterias utilizadas em aparelhos de telefonia, classificados como lixo perigoso pela ABNT, que tem tido um aumento vertiginoso. Somente no primeiro trimestre de 2005 foram vendidos 180,6 milhões de aparelhos celulares em todo o mundo. É quase a população brasileira composta por mais de 183 milhões de pessoas. Ícone da modernidade, o telefone celular revolucionou a comunicação pessoal, mas criou um problema ecológico (ANATEL, 2005). Referência de produto tecnológico, a pilha/bateria proporcionou conforto e bem-estar à sociedade, por tornar possível o uso de equipamentos portáteis, porém esta nova tecnologia trouxe consigo novas questões ambientais e sanitárias a serem estudadas, o que fazer com ela a após seu consumo. Desta forma, ignorando os riscos inerentes, por falta de uma conscientização coletiva ambiental, estes dispositivos são descartados no meio ambiente como um lixo qualquer.

Objetivo Dentro deste escopo, a motivação da presente pesquisa foi realizar um panorama da situação atual quanto à disposição final desses residuos com ênfase no município de Fortaleza, no tocante a identificação dos principais tipos de pilhas/baterias comercializadas no mercado, análise da legislação brasileira sobre o assunto, bem como a investigação das providências que vêm sendo tomadas, por revendedores e fabricantes, no que tange a orientação dada aos clientes quanto ao ciclo de vida destes dispositivos.

Metodologia Para a concretização do objetivo proposto, optou-se nesta pesquisa pelo levantamento dos principais tipos de pilhas/baterias existentes no mercado nacional, identificando suas principais utilizações e composição química, pela análise da legislação brasileira específica sobre o assunto no sentido de verificar sua adequação à realidade do país, buscando conhecer a opinião de especialistas atuantes no meio acadêmico e ambiental, bem como as orientações dadas aos clientes por revendedores e fabricantes a respeito do da logística reversa destes dispositivos. Realizou-se, então, a seleção de sete fabricantes (empresas do segmento de telefonia, situadas no Brasil). E ainda de trinta revendedores (lojas de assistência técnica e venda de equipamentos que fazem uso de pilhas/baterias, do município de Fortaleza – Ceará), sendo vinte de aparelhos de telefonia e dez de eletroeletrônicos. Procedeu-se a pesquisa de campo de caráter descritivo junto aos comerciantes, por meio de questionamento direto aos atendentes das lojas de revenda ou assistência técnica sobre qual 3

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deveria ser o destino das baterias utilizadas em aparelhos de telefonia e eletroeletrônico pós consumo. A investigação com relação aos fabricantes foi realizada por meio do estudo de casos, pois, de acordo com YIN (2005), o estudo de caso representa uma investigação empírica e compreende um método abrangente, com a lógica do planejamento, da coleta e da análise de dados. Pode incluir tanto estudos de caso único quanto de múltiplos, assim como abordagens quantitativas e qualitativas de pesquisa. Por meio de visitas às home-pages das empresas fabricantes de celulares, (Gradiente, SonyEricsson, LG, Nokia, Sansung, Motorola e Siemens), investigou-se como os fabricantes de celulares tratam da questão ambiental na gestão de resíduos sólidos, no tocante a disponibilização de uma logística de coleta e reciclagem de pilhas/baterias. Os dados foram coletados com base no levantamento do parecer de diversos especialista, em registros de arquivos a respeito da legislação, dos diferentes tipos de pilhas comercializadas no mercado nacional, de pesquisa estruturada com auxílio de questionários respondidos por revendedores e de acesso às informações fornecidas por fabricantes em suas home-pages. Após a coleta dos dados, estes foram analisados, com base no referencial teórico e nos objetivos da presente pesquisa. Ressaltando que o tratamento utilizado para a análise dos dados foi qualitativo descritivo, objetivando caracterizar o problema sem pretensão imediata de solucioná-lo (Babbie, 2005).

Resultados e Discussões Tipos de Pilhas A pilha é uma mini-usina portátil que transforma energia química em elétrica, composta de eletrodos, eletrólitos e outros materiais que são adicionados para controlar ou conter as reações químicas dentro dela (Lyznicki, 1994; IPT, 1995 Russel, 1998). A distinção técnica entre pilhas e baterias reside no fato de a pilha representar a unidade mais simples, ou seja, unidade mínima. Várias pilhas ligadas em série ou em paralelo, ou seja, o conjunto de células forma uma bateria (Slabaugh & Parsons, 1998). Entretanto, no dia-a-dia, os termos pilha e bateria têm sido usados indistintamente para descrever sistemas eletroquímicos fechados que armazenam energia (Nerilso et al, 2006).

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As pilhas/baterias podem ser divididas em primárias (descartáveis) e secundárias (recarregáveis). Do ponto de vista de eficiência no desempenho, as baterias primárias oferecem menos problemas de manutenção e operação do que as secundárias. Do ponto de vista de consumo de material, a situação é o inverso (Rosh, 2001). As pilhas e baterias mais consumidas no Brasil encontram-se listadas na Tabela 1, para as quais foram identificadas as suas principais utilizações e composição química:

Tabela 1. Tipos de pilhas e baterias mais consumidas no Brasil. Espécie Reduzida MnO2 MnO2 O2 (do ar)

Espécie Oxidada Zn Zn Zn em pó

MnO2

Zn em pó

HgO

Zn em pó

Ag2O

Zn em pó

Lítio

MnO2

Lítio-íon

LiCoO2

Carbono cristalizado

Níquel-metal hidreto

Ni (OH)2

Chumbo-ácido

PbO2

H2SO4

Níquel-cádmio

NiOOH

NaOH KOH

SECUNDÁRIAS

PRIMÁRIAS

Tipo Zinco-carbono Zinco-cloreto Zinco-ar Manganês (alcalino) Óxido de Mercúrio Óxido de Prata

NH4CI ZnCI2 KOH

Alguns Usos Brinquedos, controle remoto. Brinquedos, rádios. Aparelhos auditivos, Bips.

KOH

Rádios, flash brinquedos.

Eletrólito

NaOH KOH NaOH KOH Alcalino solvente Solvente orgânico Solução KOH

ou ou ou

Equipamentos médicos e militares. Relógios eletrônicos, calculadoras Relógios, máquinas fotográficas. Computadores, Celulares

Computadores, filmadoras. Baterias Automotivas, Luzes, alarme.

Celulares, ferramentas eletro portáteis.

Fontes: CEMPRE (1998); CETEM (1999); CFETEQ/RJ (2000); BYD (2001).

As inovações tecnológicas embora tenham trazidos benefícios a sociedade, não contribuíram decisivamente para a solução de problemas sócio-ambientais, pois embora tenham resultados em baterias com diferentes tipos de eletrodos e eletrólitos, capacidade de recargas e durabilidade, estas ainda contêm metais que podem poluir o ambiente, ao final do ciclo de vida.

Legislação Segundo a Resolução do CONAMA 257/99 e 401/08 as pilhas e baterias devem ser recolhidas para correta disposição, contudo para que esta resolução seja realmente aplicada, torna-se necessário alavancar meios de conscientizar o consumidor final a não descartar no meio 5

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ambiente esses produtos, como por exemplo, a concessão de desconto na compra de novas pilhas quando da devolução das usadas. Uma campanha de conscientização coletiva do problema seria de grande importância, pois se não houver divulgação, não haverá conhecimento e, tampouco, conscientização. Além da educação ambiental, há necessidade de uma fiscalização efetiva, por parte dos órgãos competentes, para que seja materializada a legislação. De forma a viabilizar uma logística de coleta e reciclagem de pilhas e baterias, é necessário que sejam estabelecidas parcerias entre os diversos setores da sociedade, entidades públicas e privadas (sem fins lucrativos), com os responsáveis legais pela coleta, tratamento e/ou disposição final desse material e fornecido incentivos fiscais e econômicos. Com o extraordinário avanço tecnológico, o despertar da conscientização e da preservação do planeta em que vivemos devem ser tratados de forma mais respeitosa tanto por governantes quanto pela população, pois, somos os responsáveis perante a Constituição Federal, pela manutenção do meio ambiente equilibrado para as presentes e futuras gerações, conforme o Artigo 225. Revendedores Para atendimento da legislação vigente, os estabelecimentos comerciais devem receber as baterias usadas devolvidas pelos consumidores e repassá-los aos fabricantes para que estes dêem um tratamento adequado, foi realizada uma pesquisa juntos aos comerciantes do município de Fortaleza - Ceará, visando identificar quais seriam as orientações dadas aos clientes quanto ao descarte das baterias utilizadas em aparelhos de telefonia e eletroeletrônico, artigos indispensáveis em nossa sociedade consumista. Nesta pesquisa foram envolvidas vinte revendedoras de aparelhos celulares e dez de aparelhos eletroeletrônicos. Visando investigar se há uma preocupação com a questão ambiental destes resíduos, no que se refere ao fornecimento de orientações ao consumidor sobre o que fazer com baterias usadas, foi perguntado aos atendentes das lojas de venda ou assistência técnica destes aparelhos sobre qual deveria ser o destino das baterias pós-consumo. No que se refere às lojas de aparelhos eletroeletrônicas foi constato que não há uma estrutura de coleta; o nível de indiferença com relação ao assunto desta pesquisa é elevado, em todas as lojas os atendentes desconhecem a lei; portanto, não orientam o consumidor como proceder em relação ao descarte destas baterias, fato preocupante, pois a grande maioria destes equipamentos faz uso de baterias de níquel cádmio, consideradas de grande impacto ambiental. Com relação aos atendentes das lojas de telefonia, ao serem questionados: quatro informaram que “você deve entregar as baterias velhas na loja própria das referidas operadoras”. Quatro 6

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outros deram a orientação que “você decide, guarda em casa ou traz para loja que a gente descartar”. Outros seis disseram “ah! Não tem problema, pode jogar no lixo, lá no lixão eles separam”. Os seis outros atendentes orientaram que “traz pra cá que a gente recolhe depois, um carro da loja vem buscar”. Para fugir da burocracia de tramitação do material a ser enviado aos fornecedores, algumas revendedoras orientam os usuários entregarem as baterias exauridas na operadora/fabricante. Não há interesse em mostrar ao consumidor o destino final destes resíduos. Embora a maioria das revendedoras possua urnas coletoras, ficam em locais de difícil visualização. Fabricantes Por lei, as empresas fabricantes de telefones são responsáveis pelo descarte das baterias de celular. Para que o descarte possa ser feito de maneira correta sem danos ao meio ambiente, os fabricantes precisam possuir um canal para fazer a logística reversa da bateria ao final da vida útil. Este canal reverso opera e controla o fluxo e as informações logísticas do retorno dos bens de pós-consumo ao ciclo de negócios (Lacerda, 2002). Por meio do método de estudo de casos com os fabricantes de celulares – Gradiente, SonyEricsson, LG, Nokia, Samsung, Motorola e Siemens – investigou-se se estes possuem mecanismos para a devolução das baterias ao final de seu ciclo de vida, se disponibilizam programas de coleta e reciclagem destas baterias e como é feita a divulgação destas informações ao consumidor. A. Gradiente. O fabricante acredita que respeitar o meio ambiente é zelar pelo futuro do planeta e das novas gerações. Sabe-se que isso é possível, utilizando-se a tecnologia em prol do meio ambiente. O sistema de gerenciamento ambiental, implantado pela empresa, um dos dez primeiros certificados com a ISO 14001 em Manaus, tem como fundamento o uso racional dos recursos naturais, a produção minimizada de resíduos e da reciclagem. Além disso, estimula a coleta seletiva dos resíduos, contribuindo assim para a preservação do meio ambiente. A rede de assistência técnica e os pontos de vendas da Gradiente possuem coletores para o depósito de baterias usadas. O consumidor também pode enviar, sem custo, as baterias usadas em qualquer agência dos correios para a Gradiente de Manaus, por meio de envelopes especiais com porte pago e proteção interna, postos a disposição em seus pontos de venda e assistência técnica. B. Sony Ericsson. A Sony Ericsson considera o desenvolvimento sustentável um dos mais importantes desafios para o futuro. O trabalho ambiental da Sony Ericsson está baseado na abordagem de ciclo de vida do produto, que leva em conta o projeto, cadeia de suprimentos, fabricação, uso (funcionamento) e tratamento pós - consumo de todos os seus produtos. 7

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A Sony Ericsson recolhe telefones celulares em grandes lojas ou assistências técnicas autorizadas. Quando o volume de baterias em qualquer um dos centros de serviços autorizados atinge 30 kg de baterias, este centro aciona a empresa GM&C para a coleta e o transporte das baterias. A GM&C agenda o envio do material a ser reprocessado a Suzaquim Indústria Química Ltda. C. LG Eletronics. O compromisso da LG Electronics visa à preservação da energia, do meio ambiente, da segurança e da saúde, conduzindo políticas que minimizem impactos adversos a essas áreas, atendendo a legislação e as regulamentações vigentes, prevenindo a poluição e visando a melhoria contínua do desempenho ambiental da fábrica, estabelecendo, revisando e acompanhando objetivos e metas, implementando sistemas de gestão e investindo na conscientização e capacitação de funcionários e colaboradores. Em 2004, a LG firmou convênio com o CNPq para o desenvolvimento de uma tecnologia para reciclagem de baterias de celular. Ao final da vida útil da bateria o consumidor deve entregá-la em qualquer um dos Centros de Serviços Autorizados da LG Eletronics em qualquer lugar do Brasil. A empresa Julix, sediada em São José dos Campos, efetua a coleta das baterias de uma forma segura e a envia para a Suzaquim, instalada em Suzano, na Grande São Paulo, é a única empresa brasileira a reciclar pilhas e baterias. D. Nokia. A Nokia acredita que a tecnologia móvel pode contribuir para a criação de um futuro ambientalmente mais sustentável. Em articulação com um melhor design de produtos, um mais apertado controle sobre os processos de produção, um maior reaproveitamento e uma mais extensa reciclagem dos materiais, as comunicações móveis podem ajudar a reduzir a utilização de recursos naturais escassos, bem como a utilização de energia. Os consumidores podem encaminhar as baterias velhas aos postos de serviço autorizados em mais de 600 pontos do país. A Nokia encaminha os produtos para uma empresa na França, a SNAM (Societé Nouvelle D’Affinage Des Métaux), que atua internacionalmente na área de processamento de baterias. Substâncias como cádmio, aço e níquel são reaproveitadas e o plástico e circuitos internos incinerados para a geração de energia elétrica. E. Samsung. A Samsung anuncia estar ativamente envolvida no desenvolvimento de produtos e de tecnologias ambientalmente corretos através do apoio e desenvolvimento de programas de preservação ambiental. A coleta das suas baterias usadas é feita nos seus postos de assistência técnica espalhados pelo Brasil, nos quais estão disponíveis coletores, onde o usuário pode depositar sua bateria. A relação de assistência técnica é encontrada no site do fabricante. F. Siemems. A Siemens é uma empresa com preocupações ambientais. Desta forma, as baterias que são utilizadas nos aparelhos celulares são confeccionadas em conformidade com a lei. O 8

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ponto de coleta de baterias e pilhas recarregáveis utilizadas nos produtos Siemens compreende toda a rede de assistências técnicas de celulares e telefones fixos. As baterias dos aparelhos Siemens podem ser entregues em envelopes pago pela empresa ou qualquer assistência técnica, de onde serão encaminhadas para a Siemens para disposição final. A disposição final compreende o armazenamento temporário e posterior entrega de lotes para o re-beneficiamento por uma empresa especializada. G. Motorola. Criado em 1999, o programa de reciclagem da Motorola faz parte de uma ação global de preservação do meio ambiente, implantada no Campus Industrial e Tecnológico da empresa em Jaguariúna, atendendo às recomendações da ISO 14001. Os usuários podem encaminhar as baterias esgotadas aos postos de serviço autorizado da empresa em todo o Brasil, onde existem urnas especiais para o depósito do material ou ser encaminhada diretamente à Motorola através de Sedex, com taxa a cobrar da empresa. Depois de coletadas são enviadas para a empresa francesa SNAM, responsável pela reciclagem. A empresa francesa SNAM já recebeu mais de 170 toneladas de baterias para serem submetidas ao processo de reaproveitamento, no qual a bateria é destruída e apenas os metais e produtos componentes são recuperados. O cádmio é recuperado com 99,99% de pureza, o aço e o níquel são enviados às siderúrgicas para serem transformados em aço inoxidável. Os plásticos e os circuitos impressos são incinerados para a geração de energia elétrica.

Conclusão Apenas a existência de leis, independente de seu conteúdo, não é suficiente para que a mesma seja conhecida e, muito menos, resolver e/ou evitar problemas ambientais, devendo haver fiscalização em tempo real. Constatou-se que a única estrutura de coleta existente, neste caso, é direcionada às baterias de telefones celulares, e não há uma preocupação por parte das lojas em divulgar aos usuários a respeito do ciclo de vida do produto que está adquirindo, ficando a cargo do consumidor o dever de conhecer a lei, descobrir como proceder a devolução, quando isso é possível. Embora as empresas de telefonia no Brasil possuam canais de distribuição para o retorno das baterias, algumas não expõem em suas home-pages seus programas de recolhimento ou/e informam o cosumidor como fazer a devolução das baterias utilizadas. No que se refere às lojas de aparelhos eletroeletrônicas foi constato que não há uma estrutura de coleta; o nível de indiferença com relação ao assunto desta pesquisa é elevado, em todas as lojas os atendentes desconhecem a lei; portanto, não orientam o consumidor como proceder em relação ao descarte destas baterias. 9

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Agradecimento. Os autores agradecem à CAPES pelo apoio financeiro, bem como a todos os participantes, que possibilitaram a realização desta pesquisa.

Referências Bibliográficas. ANATEL - Agencia Nacional de Telecomunicações. Dados da telefonia móvel no Brasil. Disponível em: http://sistemas.anatel.gov.br. Acesso em: 15 Out 2005. Babbie, E. (2005). Métodos de Pesquisas. Tradução de Guilherme Cezarino. 3. ed., Belo Horizonte: Ed. UFMG. Baird, C. (1995). Eviromental Chemisty. New York: W. H. Freemam and Company, 680p. BYD L.T.D.(2001). BATTERIES TECHNICAL HANDBOOK. China. CEMPRE; IPT, (1998). Lixo Municipal - Manual de Gerenciamento Integrado. 2ª reimpressão. São Paulo. PÁGINAS & LETRAS Editora e Gráfica Ltda. págs 215 a 217. CETEM; Centro de Tecnologia Mineral.(1999) Reciclagem de pilhas secas. Relatório Interno. Rio de Janeiro. CFETEQ - Centro Federal de Escolas Técnicas - Escola de Química.(2000) Pilhas e baterias. Rio de Janeiro-RJ. CONAMA – Resolução n° 257/99 e 401/08. Dispõe sobre o descarte e o gerenciamento ambientalmente adequado de pilhas e baterias usadas, no que tange à coleta, reutilização reciclagem, tratamento, ou disposição final. Brasília: Diário Oficial da União. Duart, S. (1998) Rio ganha sistema para coleta do lixo ‘hi-tech’. O Globo, Rio de Janeiro, p.28. Filho, C.R.V.S. (2009). Situação e Arcabouço Conceitual da Disposição de RSU. Seminário sobre responsabilidade ambiental pós-cosumo. ABELTRE, RJ. IPT – Instituto de Pesquisas Tecnológicas.(1995) Lixo municipal: manual de gerenciamento integrado. 1. ed. São Paulo: CEMPRE, 278 p. Lacerda, Leonardo.(2002) Logística reversa. Revista Tecnologística, v. 74, p. 46-50. Lyznicki, James M. et al.(1994). Automotive and household batteries. In: Handbook of Solid Waste Management. USA: McGraw-Hill, p. 9.149 - 9.163. Martin S.(2001). Situation en matiere de piles et accumulateurs usages en France – Départament Filières et Produits- France, Note de juillet 99, actualisée le 14 février 2001. Mcmichael, F. C., Henderson, C.(1998) Recycling batteries. IEEE Spectrum, p. 35-42. Nerilso B.; Luiz C.F; Sonia R. B.(2006). Pilhas e Baterias: funcionamento e impacto ambiental. Revista Química v. 5, p. 27. Russel, John B.(1981) Química Geral. São Paulo: McGraw-Hill do Brasil, p. 585. Rosh, W. 2001. Batteries: history, present, and future of battery technology. 18 pp. http://www.extremetech.com/print_article/0,3428,a%3D1615,00.asp Acesso 2004. Scharf, Regina.(2000) Pilhas e baterias viram pisos. Gazeta Mercantil. São Paulo,. Nacional. Sinibaldi, H.R.(2000) Muda a rotina no trato com as pilhas. FHOX. São Paulo, n 0 59, p. 70-72. Slabaugh, W. H., Parsons, T. D.(1998) Química Geral. 2.ed. Rio de Janeiro: Livros Técnicos e Científicos., 267 p. Sousa, V.M.; Garcia, E. G.; Freitas, M. B. J. G.(2008). Formação de zinco, manganês e ligas Zn-Mn a partir da reciclagem de pilhas de Zn-MnO2 exauridas. 48o Congresso Brasileiro de Química, Rio de janeiro.

Vol. 5, No 1, 11 - 23, 2012

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ESTUDO DA DISPOSIÇÃO FINAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS NOS MUNICÍPIOS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO DO ÍNDIO-ESTADO DO PARANÁ, BRASIL

*Ricardo Massulo Albertin 1 Eliene Moraes Bruno Luiz Domingo De Angelis1 Generoso De Angelis Neto1 Federico Fonseca da Silva1

STUDY OF FINAL DISPOSAL OF URBAN SOLID WASTE IN THE MUNICIPALITIES OF RIVER BASIN OF INDIAN PARANA STATE, BRAZIL Recibido el 9 de junio de 2011; Aceptado el 8 de noviembre de 2011

Abstract The urban sprawl without proper planning for urban systems brings environmental, health, social and economic. Among them, the final disposal of solid waste has become one of the biggest problems faced by the Brazilian government. In this context the present work aimed to study the units of final disposal of household waste and commercial districts of the basin of the Indian River, state of Parana, Brazil. It used as instruments to characterize the municipalities surveyed, questionnaires with managers, assessed by the Quality Index Landfill Waste (IQR) units of final disposal of waste as well as technical visits on the spot. The results showed that are generated 1.813 tons / month of household and commercial waste and 80% are allocated appropriately to landfills, and 20% is used inappropriately in controlled landfills and garbage dumps. The evaluation of the disposal units resulted in appropriate operations in the municipalities of Sao Tome and Cianorte, controlled the cities of Indianapolis and Tapejara, and inadequate in the municipalities of Tuneiras Japurá and the West. Key words: disposição final de residuos sólidos, planejamento urbano, bacia hidrográfica. 1

Universidade Estadual de Maringá

*Autor corresponsal: Rua Pioneiro Olinto Mariani, 940– Jardim Diamante –Maringá, Estado do Paraná. CEP 87024-010. Brasil. Email: ralbertin@ymail.com

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Resumo O crescimento urbano desordenado sem o devido planejamento para os sistemas urbanos traz problemas ambientais, sanitários, sociais e econômicos. Dentre eles, a disposição final dos resíduos sólidos urbanos tornaramse um dos maiores problemas enfrentados pelas administrações públicas brasileiras. Neste contexto o presente trabalho teve por objetivo estudar as unidades de disposição final de residuos domiciliares e comerciais dos municípios da bacia hidrográfica do Rio do Índio, estado de Paraná, Brasil. Usou-se como procedimentos metodológicos a caracterização dos municípios pesquisados, aplicação de questionários com os gestores, avaliação por meio do Índice de Qualidade de Aterro de Resíduos (IQR) das unidades de disposição final de resíduos, assim como visitas técnicas in loco. Os resultados obtidos demonstraram que são gerados 1.813 t/mês de residuos domiciliares e comerciais e 80% são destinados de forma adequada para aterros sanitário, e 20% são destinados de forma inadequado em aterros controlados e lixões. A avaliação das unidades de disposição final resultou em operações adequadas nos municípios de Cianorte e São Tomé; controladas nos municípios de Tapejara e Indianópolis; e inadequadas nos municípios de Japurá e Tuneiras do Oeste. Palabra chave: disposição final de residuos sólidos, planejamento urbano, bacia hidrográfica.

Introdução A problemática dos resíduos sólidos urbanos está presente em muitas cidades do Brasil e do mundo, não pertence somente aos países subdesenvolvidos ou em desenvolvimento, mas também ocorre nos países mais desenvolvidos. Porém, há de se considerar que é nas regiões subdesenvolvidas ou em desenvolvimento que a questão dos resíduos sólidos tornou-se um dos maiores problemas que a sociedade enfrenta. Segundo a United Environment Programme (2010), estima-se que em 2006 foram gerados, no mundo, em torno de 2,02 bilhões de toneladas de resíduos sólidos urbanos, e que no período de 2007 a 2011 pode haver um aumento aproximado de 37,3%. No Brasil, em 2008, foram gerados 183.488 t/ dia de resíduos domiciliares, comerciais e públicos, dos quais 50,8% destes resíduos foram dispostos em lixões, 22,5% em aterros controlados, e 27,7% nos aterros sanitários (Ibge, 2010). A disposição final realizada em lixões é resultado da ausência de políticas públicas nacionais praticadas ao longo da história do Brasil. Contudo, a lei nº. 12.305, de 2010, afirma que essa forma de disposição final é considerada um crime ambiental e os municípios têm um prazo de quatro anos para recuperar as áreas degradadas e extinguir essa forma de disposição final. Segundo a Eurostat (2010), na Europa 40% dos resíduos sólidos urbanos coletados são destinados em aterros sanitários, 20% são incinerados, 23% são reciclados e 17% recebem tratamento por meio da compostagem. Nos Estados Unidos cerca de 54,2% dos resíduos sólidos urbanos são encaminhados a aterros sanitários, 33,2% são reciclados e 12,6% são incinerados para reaproveitamento energéticos (Unep, 2009).

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Cabe aqui explanar que no Brasil, enquanto 27,7% dos resíduos gerados recebem disposição final adequada, na Europa e nos Estados Unidos esse percentual pode chegar a 100% (Ibge, 2010). Tanto na Europa quanto nos Estados Unidos, o tratamento de resíduos sólidos urbanos, diferentemente do praticado no Brasil, dar-se-à por meio da incineração, reciclagem e compostagem (Eurostat 2010). Para a realização do presente estudo utilizou-se a bacia hidrográfica como unidade de planejamento na qual poderão ser designadas análises de caráter ambiental, sanitária e sócio econômica, oferecendo condições geográficas e sociais favoráveis à organização e à aplicação da gestão territorial (Sabanes, 2002). Levando-se em consideração o exposto acima, a presente pesquisa teve por objetivo estudar a forma de disposição final dos resíduos domiciliares e comerciais dos municípios da bacia hidrográfica do Rio do Índio, localizado na região Noroeste do estado do Paraná, Brasil.

Procedimentos metodológicos Estudo de caso

Figura 1. Municípios pertencentes a bacia hidrográfica do rio do Índio/PR

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De acordo com a divisão político-administrativa do estado do Paraná, os municípios que fazem parte da bacia do Rio do Índio (Figura 1) estão localizados na Mesorregião Noroeste Paranaense (Ipardes, 2007). São 06 municípios pesquisados, cuja população é de 111.45 hab., com densidade demográfica média de 39,06 hab./km², e grau de urbanização de 82,22%. Tais municípios podem ser considerados de baixa densidade demográfica, uma vez que todos têm população com menos de 100 mil habitantes. Entretanto, a distribuição espacial desta população é desigual, pois 63% residem em Cianorte. Coleta de dados Para coleta de dados junto aos municípios, foi desenvolvido e aplicado um questionário estruturado com base no modelo formulado pela Abrelpe (2008), no documento intitulado “Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil, 2008”. Foram elaboradas 20 questões fechadas referentes à geração de resíduos sólidos e características das unidades de disposição final. Realizou-se também, entrevistas informais sem a utilização de questionário, que teve por objetivo complementar as informações obtidas. Paralelamente às entrevistas formais e informais, foram realizadas visitas in loco as unidades de disposição final de cada município, com o intuito em visualizar como são executados os sistemas de manejo. Estudo das unidades de disposição final O estudo das unidades de disposição final abrangeu duas variáveis: diagnóstico e avaliação. No diagnóstico foram levantadas as características da forma de disposição final incluindo: tipologia de disposição final, vida útil do aterro sanitário, operador das unidades de disposição final, recebe e/ou envia resíduos sólidos para outros municípios, início da operação, tipo de licença ambiental, cerca, instalação administrativa, impermeabilização da base, frequência da cobertura dos resíduos, drenagem dos gases, aproveitamento dos gases, drenagem das águas pluviais, recirculação de lixiviado, drenagem de lixiviado, tratamento interno de lixiviado, tratamento externo de lixiviado, vigilância, monitoramento ambiental, queima a céu aberto, animais (exceto aves), moradias, catadores de materiais recicláveis. Para avaliar a forma de disposição final dos resíduos sólidos domiciliares e comerciais utlizou-se um questionário padronizado e desenvolvido pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo (CETESB), intitulado “Índice de Qualidade de Aterro de Resíduos (IQR)” e “Índice de Qualidade de Aterro de Resíduos em Valas (IQR-Valas)”. As informações das formas de disposição final de cada município foram coletadas a partir da aplicação deste questionário (CETESB, 2009).

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TABELA 1. Avaliação das condições da disposição final de residuos sólidos (Fonte: CETESB, 2009) Índice de Qualidade de Aterro de Resíduos Avaliação 0,0 a 6,0 Condições Inadequadas (I) 6,1 a 8,0 Condições Controladas (C) 8,1 a 10,0 Condições Adequadas (A)

O IQR e o IQR-Valas é constituído por três (03) itens: caracterização do local; infraestrutura implantada; e, condições operacionais. Cada um desses itens contém subitens, que recebem uma avaliação com peso, obtendo-se para cada subitem, pontos. Ao final, a soma total de pontos é dividida pela quantidade de subitens. Em função desta pontuação as instalações são enquadradas como inadeqadas, controladas e adequadas. Resultados e discussões Diagnóstico das unidades de disposição final A natureza jurídica do órgão municipal responsável pela disposição final dos resíduos sólidos urbanos, são executados nos municípios de Indianópolis, Japurá, Tapejara e Tuneiras do Oeste pela administração pública direta. Nos municípios de Cianorte e São Tomé é realizado de forma terceirizada, por meio de contrato de concessão a uma empresa de sociedade mista, a Companhia de Saneamento do Paraná (SANEPAR). São gerados na Bacia Hidrográfica do Rio do Índio/PR 1.813 toneladas/mês de resíduos domiciliares e comerciais, dos quais 1.170 são gerados no município de Cianorte. 210 t/mês no município de Tapejara; 168 t/mês em Japurá; 135 t/mês em Tuneiras do Oeste; 76 t/mês em São Tomé; e, 60 t/mês em Indianópolis. A disposição final destes resíduos apresentou os seguintes valores: 50% dos municípios destinam seus resíduos para aterros sanitários; 17% destinam seus resíduos para aterro controlado; e, 33% destinam os resíduos para lixões. Conforme expõem a Figura 2. Em se tratando da quantidade destinada em peso, esta pesquisa demonstrou uma situação bastante favorável de disposição final do lixo, pois 80% dos resíduos gerados estão recebendo disposição final adequada em aterros sanitários e, apenas 20% estão recebendo disposição final inadequada em lixões e/ou aterros controlados.

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Figura 2. Mapa da tipología de disposição final nos municipios da bacia hidrográfica do Rio do Índio/PR

Focando individualmente nas unidades de disposição final de cada município, os resultados demonstram que em Cianorte, até o ano de 1999, existía um lixão. Tentando encontrar uma solução para sanar este problema a prefeitura municipal participou de um projeto desenvolvido pela Agência de Águas do Paraná, que transformava o lixão em aterro controlado (Albertin et al. 2009). Porém, problemas de ordem financeira inviabilizaram a implantação do aterro. Foi então que no ano de 2002 a prefeitura firmou um contrato de concessão, por um período de 20 anos, com a SANEPAR, empresa de economía de sociedade mista, que por sua vez ficou responsável pelo gerenciamento dos resíduos sólidos urbanos do município, contemplando os serviços de coleta, transporte, tratamento e disposição final adequada, assim como planejamento, elaboração e manutenção do programa de coleta seletiva. A regularização é regida pela Lei Municipal nº. 001/2002. No ano de 2002 foi inaugurado o aterro sanitário SANEPAR, localizado no mesmo lote do antigo lixão. Por sua vez, o antigo lixão de Cianorte funcionava em área de 3,5090 hectares. No ano de 2005/2006 foram realizados estudos que culminou em um Plano de Recuperação de Área Degradada (PGAD), transformando esta área em Reserva Florestal Legal, representando 20% da área da propriedade rural conforme define a lei nº 11054/1995 (PARANÁ, 1995). Neste aspecto, a recuperação do antigo lixão foi realizada com árvores nativas plantada em três etapas: anos de 2006, 2007 e 2008, sendo que somente em 2006 foram plantadas cerca de 3 mil árvores. Em relação ao município de São Tomé, a prefeitura municipal firmou um contrato com a SANEPAR, com o intuito de destinar seus resíduos para o Aterro Sanitário SANEPAR em 16

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Cianorte. A regulamentação é regida pela Lei Municipal nº. 3.268/2009 (Cianorte, 2009). Dessa forma, o município ficou responsável pela coleta convencional e coleta seletiva, e a SANEPAR responsável pelo tratamento e disposição final. Esse contrato foi sancionado pela Lei Municipal de São Tomé nº. 038/2009, que autoriza o poder executivo municipal de São Tomé a estabelecer, com o governo do estado do Paraná, a gestão associada para a prestação dos serviços públicos de recebimento, tratamento e disposição final dos resíduos sólidos urbanos no aterro sanitário do município de Cianorte (São Tomé, 2009) Convém aqui enfatizar que em São Tomé, ainda existe o passivo ambiental na forma de lixão, e neste espaço, o município realiza a disposição final de residuos da construção e demolição e resíduos públicos. Assim com Cianorte e São Tomé, o município de Tapejara dispõe seus resíduos domésticos e comerciais de forma adequada, em um aterro sanitário. O sistema de captação dos líquidos percolados é realizado por meio de tubulação denominada de Kananet. O líquido captado é conduzido por gravidade e bombeamento até um local próprio de armazenagem, onde é estocado e, posteriormente, transportado por caminhões até as lagoas de tratamento de esgoto sanitário municipal, onde recebe tratamento. Convém enfatizar que o aterro não apresenta sistema de drenagem de águas pluviais, nem sistema de drenagem para captação dos gases gerados. Em Japurá, desde o ano de 1964, os resíduos domiciliares e comerciais coletados são dispostos inadequadamente e sem licença ambiental em área irregular, na forma de lixão. A área de disposição final está localizada próxima à estrada Sabiá, a 6 km da cidade de Japurá. O lixão abrange uma área de 3.600 m², localizada a 800m do Córrego Marmelo, afluente primário do Rio do Índio, causando sua degradação. Em Indianópolis, desde 1967, os resíduos domiciliares e comerciais coletados são encaminhados para o Aterro Controlado, que antes era um lixão. A cada 30 dias ocorre escavação da vala que deverá receber resíduos. Uma vez por semana, às sextas-feiras, é realizado o recobrimento dos resíduos com material inerte (solo). A área não é cercada e não apresenta sistemas de drenagem, captação e tratamento do lixiviado, nem dos gases gerados. Este aterro não possui licença de operação. O poder público municipal de Japurá e Indianópolis elaborou projeto executivo e adquiriu áreas para a construção dos aterros sanitários municipal. Atualmente, os processos estão em fase de tramitação junto ao Instituto Ambiental do Paraná para obtenção da Licença de Instalação (LI). Em Indianópolis, o aterro sanitário vai estar localizado no lote 381 A, Estrada Vaqueira, Gleba dos Índios Km 7, próximo ao córrego Flamengo. A vida útil é estimada em 10 anos. Em Japurá localiza-se na área rural (lote 203-C), na Gleba Japurá, com área de 45.375 m². 17

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TABELA 2. Características da forma de disposição final de resíduos domiciliares e comerciais nos municípios da bacia hidrográfica do Rio do Índio CARACTERÍSTICAS

CIANORTE

INDIANÓ POLIS

JAPURÁ

SÃO TOMÉ

TAPEJARA

TUNEIRAS DO OESTE

Forma de disposição final

Aterro sanitário

Aterro controlado

Lixão

Aterro sanitário

Aterro sanitário em vala

Lixão

Vida útil

25 anos

Não se enquadra

25 anos

16 anos

Não se enquadra

Operador

Empresa sociedade mista

Poder público municipal

sociedade mista

Poder público municipal

Sim (recebe)

Não

Sim (envia)

Não

2002

1967

2002

2005

Tipo de licença ambiental

Operação

Cerca Instalação administrativa Impermeabilização da base Frequência da cobertura dos resíduos Drenagem dos gases Aproveitamento dos gases Drenagem das águas pluviais Recirculação de lixiviado Drenagem de lixiviado Tratamento interno de lixiviado Tratamento externo de lixiviado Vigilância Monitoramento ambiental Queima a céu aberto Animais, exceto aves Moradias Catadores de recicláveis

Sim Sim

Sim Não

1964 Não tem licença Não Não

Sim Sim

Sim Não

1961 Não tem licença Sim Não

Sim

Não

Sim

Não

Diária

Semanal

Não existe

Diária

Não existe

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Não Sim

Não Não

Não Sim

Não Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Sim

Não

Não Não Não Não

Não Sim Não Não

Não Não Não Não

Não Sim Não Sim

Recebe e/ou envia para outros municípios Início da operação

Poder público municipal

O município de Tuneiras do Oeste não tem área licenciada para disposição final dos resíduos domésticos e comerciais. A licença ambiental do aterro controlado venceu no ano de 2008 e o Instituto Ambiental do Paraná não renovou, alegando que o aterro encontra-se próximo à cidade a (1 km) e tem presença de catadores, descumprindo a legislação vigente. A partir deste acontecimento, o antigo aterro controlado transformou-se em um lixão. Mesmo não estando apto a receber resíduos, o município continua a depositar nesta área e em outros pontos 18

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irregulares espalhados pela zona rural, o que rendeu ao poder público municipal e ao prefeito municipal multas por disposição irregular, de R$ 5.000,00 cada. A presença de catadores de materiais recicláveis na unidade de disposição final é permanente, existe um barracão no qual é realizada segregação, o acondicionamento e a prensa dos resíduos. Os catadores trabalham de forma insalubre, executando manualmente a separação de materiais orgânicos e inorgânicos sem uso de Equipamentos de Proteção Individual. A seguir, a Tabela 2, destaca as principais características das unidades de disposição final. Avaliação das unidades de disposição final Para avaliar a disposição final das unidades de processamento praticadas nos municípios pesquisados aplicou-se a metodologia do denominada de Índice de Qualidade de Aterro de Resíduos Sólidos (IQR). Os resultados são apresentados na Tabela 3. TABELA 3: Avaliação das unidades de disposição de residuos sólidos nos municipios da bacia hidrográfica do Rio do Índio/PR CIANORTE

INDIANÓPOLIS

JAPURÁ

SÃO TOMÉ

TAPEJARA

TUNEIRAS DO OESTE

Forma de disposição final

Aterro sanitário

Aterro controlado

Lixão

Aterro sanitário

Lixão

Resultado IQR

9,5

6,3

2,4

9,5

7,5

2,5

Condições*

(A)

(C)

(I)

(A)

(C)

(I)

*(I) Condições inadequadas / (C) Condições controladas / (A) Condições adequadas

A unidade de disposição final de Cianorte e São Tomé receberam os maiores valores de avaliação, com IQR 9,5, ou seja, em condições Adequadas (A). Como já dito, ambos os municípios destinam seus resíduos domiciliares e comerciais para o aterro sanitário SANEPAR. As deficiências encontrada nesta unidade foram as seguintes:  As condições do sistema viário, trânsito e acesso ao aterro sanitário são regulares, pois não contempla um trevo de acesso aos veículos coletores e demais usuários que se deslocam ao local;  Inexistência de sistemas de drenagem das águas pluviais provisórias no entorno do aterro, causando problemas de acúmulo de água em períodos chuvosos;  Em períodos chuvosos os maquinários, principalmente o trator de esteira, não realiza a compactação dos materiais, pois os resíduos ficam encharcados de água. Os maquinários, devido à baixa potência do motor, não conseguem se deslocar até as células de lixo. Isso resulta em ausência de cobertura dos resíduos nestes períodos, causando acumulo de lixo expostos e, às vezes, proliferação de moscas e mosquitos.

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As unidades de disposição final de Indianópolis (aterro controlado) e Tapejara (aterro sanitário) foram avaliadas em condições controladas (C), com IQR de 6,3 e 7,5, respectivamente. Indianópolis:  As condições do sistema viário, trânsito e acesso são ruins, assim como não existem manutenção dos acessos internos. A via que dá acesso principal é uma estrada vicinal de terra e cascalho, dificultando assim o deslocamento de veículos coletores em períodos de precipitação pluviométrica;  Não existe cercamento da atual área de disposição final de resíduos, facilitando a entrada e saída de pessoas e animais;  As dimensões das valas são inadequadas, sem que haja uma padronização, e o recobrimento é realizado de forma inadequada, o que resulta na disseminação de resíduos pelo vento;  A drenagem de águas pluviais definitiva e provisória são inexistentes;  O acesso à frente de trabalho é ruim, ocorrendo lixo descoberto;  As recomendações especificadas no projeto foram atendidas de forma parcial. Tapejara:  As condições do sistema viário são regulares, assim como a manutenção dos acessos internos.  Não existe portaria ou guarita assim como não existe controle de recebimento de cargas e pesagem dos resíduos;  A drenagem de águas pluviais definitiva e provisória são inexistentes, assim como o monitoramento de águas subterrâneas;  Verificou-se a inexistência de trator de esteira ou compatível;  Inexistência de sistema de drenagem de gases;  As recomendações especificadas no projeto foram atendidas de forma parcial As unidades de disposição final de Japurá e Tuneiras do Oeste foram avaliadas em condições inadequadas (I), apresentam IQR de 2,4 e 2,5, respectivamente. Japurá:  Capacidade de suporte do solo inadequada;  Proximidade de corpos de água, cujo profundidade do lençol freático situa-se 1 a 3 m;  A localização do lixão está inserida dentro da Área de Preservação Permanente (APP);  Não existe disponibilidade de material para recobrimento;  As condições do sistema viário são regulares assim como a manutenção dos acessos internos;  Área de disposição é irregular de acordo com a legislações ambientais vigentes;  Não existe cercamento da área; 20

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   

Dimensões das valas inadequadas; A drenagem de águas pluviais definitiva e provisória são inexistentes; Acesso à frente de trabalho são ruins; Aspecto geral ruim, com ocorrência de lixo descoberto e formas de recobrimento inexistente, assim como presença de urubus e garças e moscas em grande quantidade e presença de catadores.

Tuneiras do oeste:  Capacidade de suporte do solo inadequada;  É insuficiente a disponibilidade de material para recobrimento, com qualidade ruim;  As condições do sistema viário são ruins assim como a manutenção dos acessos internos;  Isolamento visual da vizinhança é ruim, pois a unidade de disposição final localiza-se no perímetro urbana, aproximadamente 1km do centro da cidade;  Área proibida segundo as legislações ambientais vigentes;  Vida útil das valas é insuficiente, com dimensões inadequadas;  A drenagem de águas pluviais definitiva e provisória são inexistentes;  Acesso à frente de trabalho ruim;  Não atende às estipulações do projeto;  Aspecto geral ruim, pois verificou-se a ocorrência de lixo descoberto, recobrimento de lixo inexistente, com presença de urubus ou gaivotas, e moscas em grandes quantidade.  Descarga de resíduos industriais Convém aqui explanar que todas as unidades de disposição final recebem pontuação mediana no que se refere ao solo local. Em todas as unidades verificou-se que o solo é classificado como Latossolo de textura arenosa, sendo a permeabilidade do solo classificada como média.

Conclusão A disposição final dos resíduos sólidos domicialires e comerciais nos municípios da bacia hidrográfica do Rio do Índio é realizado 50% em aterros sanitários, 17% em aterro controlado e 33% em lixão. Considerando a disposição final do lixo, em peso, concluiu-se que 80% dos resíduos gerados estão recebendo disposição final adequado em aterros sanitário e apenas 20% estão recebendo disposição final inadequada em lixões e/ou aterros controlados. A avaliação das áreas de disposição final aplicando a metodologia do IQR, nos mostrou que as condições são adequadas no aterro sanitário SANEPAR, onde os municípios de Cianorte e São Tomé dispõem seus resíduos; controladas em Indianópolis e em Tapejara; e inadequadas nos municípios de Tuneiras do Oeste e Japurá, onde existem lixões. É necessário ainda complementar que em Japurá e Indianópolis existem projetos executivos para implantação do aterro sanitário, com licença prévia obtida, aguardando apenas recursos da FUNASA, para execução das obras.

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Quanto à disposição final dos resíduos sólidos domicialires e comerciais convém enfatizar que o município de Tuneiras do Oeste, que tem passivo ambiental na forma de lixão, em área proibida, deve buscar um novo local para a disposição final de resíduos. A melhor solução seria firmar um consórcio intermunicipal com o município Tapejara, ou ainda com Cianorte, porém, para este caso, deve ser realizado estudo de viabilidade econômica e ambiental. Já o município de São Tomé deverá realizar recuperação da área degradada do antigo lixão.

Agradecimentos. Agradeço a Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) pelos recursos financeiros obtidos para elaboração desta pesquisa.

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Vol. 5, No 1, 24 - 32, 2012

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. PROPUESTA DE UN SISTEMA DE RECUPERACIÓN DE CASCO INHOUSE EN UNA EMPRESA DEL SECTOR VIDRIO

* Viky C, Mujica F 2 Vanessa Plankman Juan Pablo Rodríguez 2

PROPOSAL FOR A RECOVERY SYSTEM IN A COMPANY TOWN IN HOUSE GLASS SECTOR Recibido el 25 de agosto de 2011; Aceptado el 10 de noviembre de 2011

Abstract The company studied is a leading manufacturer of glass containers in Venezuela, led by its environmental policy, has invested for years in the glass recycling process, an activity that has aroused interest in many economic and operational benefits that are obtained, using glass as a raw material. However, the helmet used to meet quality standards, requiring systems that are capable recover the town-house to be used without affecting the quality of the final product. It evaluates the hull recovery system in house, keeping track of its travel in the process of glass containers. Were sampled to identify and quantify contaminants, their main characteristics and origin, in order to establish alternatives for improvement. From the results we find that the town-house has high levels of magnetic contamination from the same process. Areas with the highest impact in pollution are: general maintenance, slag, and miscellaneous cold zone with percentages of 25, 24, 23.61 and 20.06 respectively. Rejections are also generated by the presence of stones in the containers which represent 41% of rejections by the inspection systems. The most common stones are metal sulfides, pottery, oversized silica, silica refractory tabular alumina refractory Fireclay. It was also found that the metal removal system is in the silo of raw materials, installed at distances greater than the recommended (5 "-6") on the layer of the hull, this does not provide the necessary protection to the breaker located before removal system. To improve the current system is proposed and an electromagnet magnetic drum type Chute, both mechanisms are able to offer protection to the breaker. Key words: recovery, town-house, glass, oven, rotating magnetic drum, chute type electromagnet. 1

Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Ingeniería. Universidad de Carabobo

* Autor corresponsal: Av. Universidad Facultad de Ingeniería. Escuela de Ingeniería Química. Municipio Naguanagua. Estado Carabobo. Venezuela. Código Postal: 2001. Email: vcmujica@gmail.com; vmujica@uc.edu.ve

Vol. 5, No 1, 24 - 32, 2012

Resumen La empresa en estudio es líder en la fabricación de envases de vidrio en Venezuela, guiado por su política ambiental, ha invertido durante años en el proceso de reciclaje de vidrio , actividad que ha despertado interés por los múltiples beneficios económicos y operacionales que se obtienen, al utilizar el vidrio como materia prima. Sin embargo, el casco utilizado debe cubrir los estándares de calidad, requiriéndose sistemas que sean capaces de recuperar el casco inhouse para que ser utilizado sin afectar la calidad del producto final. Se evalúa el sistema de recuperación de casco inhouse, realizando un seguimiento de su recorrido dentro del proceso de elaboración de envases de vidrio. Se efectúan muestreos a fin de identificar y cuantificar los contaminantes presentes, sus principales características y procedencia, a fin de establecer alternativas de mejoras. De los resultados obtenidos se tiene que el casco inhouse presenta altos niveles de contaminación magnética provenientes del mismo proceso. Las zonas con mayor impacto dentro de la contaminación son: mantenimiento general, escoria, zona fría y misceláneos con porcentajes de 25, 24; 23,61; 20.06 respectivamente. También se generan rechazos por la presencia de piedras en los envases que representan el 41% del total de rechazos efectuados por los sistemas de inspección. Las piedras más comunes son: sulfuros metálicos, pottery, sílica oversized, sílica refractaria, alúmina tabular refractaria y fireclay. Adicionalmente, se encontró que el sistema de remoción metálica que se encuentra en el silo de materias primas, está instalado a distancias superiores a las recomendada (5”-6”) sobre la capa del casco, este hecho no ofrece la protección necesaria al triturador ubicado antes del sistema de remoción. Para el mejoramiento del sistema actual se propone un tambor magnético y un electroimán tipo Chute, ambos mecanismos son capaces de ofrecer protección al triturador. Palabras clave: recuperación, casco inhouse, vidrio, horno, tambor magnético rotatorio, electroimán tipo chute.

Introducción Durante la fabricación de envases de vidrio se produce el casco inhouse, que consiste en un desecho cristalino que se descarta de la zona caliente y fría del proceso de manufactura. Este tipo de casco no es sometido a inspección o descontaminación, antes de ser mezclado con el casco ecológico proveniente de actividades de reciclaje, vertederos o casco procesado para la fabricación de envases de vidrio. La mezcla representa el 35% del total de los componentes utilizados durante la manufactura de los envases. Del proceso se tiene una gran cantidad de envases rechazados, por presentar incrustaciones metálicas y burbujas atrapadas en el vidrio por la alta viscosidad y densidad del fluido; producto de la reacción química entre el metal y el vidrio. Los envases rechazados son almacenados en el patio de casco ubicado en las instalaciones de la empresa, representado pérdidas económicas por no ser reutilizados como material reciclado en el proceso de fabricación de envases; ya que, las piezas metálicas pueden depositarse en el fondo de los hornos de fundición ocasionando daños irreversibles a sus paredes internas, afectando la temperatura interna de operación. Este hecho trae desviaciones de interés en las características de calidad de los envases, aumentando el porcentaje de envases rechazado. La empresa bajo estudio no dispone de suficientes depósitos para la cantidad de desechos generados durante el proceso productivo.

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Metodología Empleada La investigación tiene como objetivo general evaluar el sistema de recuperación de casco inhouse, a fin de ofrecer alternativas para disminuir la cantidad de envases rechazados por defectos de incrustaciones metálicas y burbujas. Inicialmente se determinan las principales causas de rechazo de envases en planta, para ello se recopilan los reportes emitidos por las máquinas de inspección automáticas para cada una de las líneas de producción durante un mes de producción. Estas máquinas operan bajo un sistema óptico que detecta cuerpos negros, que impiden el paso de la luz a través del vidrio y producen el rechazo. Luego se procede a evaluar las características de los envases defectuosos, considerando específicamente conteo de burbujas, conteo e identificación de piedras por cada 100 libras de vidrio procesada. También se identifican las zonas de procedencia de los contaminantes extraídos en el sistema de remoción metálica, a fin de determinar la principal fuente de contaminación del casco, identificando fallas para poder proceder al planteamiento de alternativas a la contaminación encontrada. Estas propuestas se basan en la implementación y adquisición de nuevos equipos, a fin de remover la mayor cantidad de metales antes de que entren en contacto con los cangilones de disposición final del casco que es utilizado para la elaboración de envases de vidrio.

Resultados Obtenidos La figura 1 muestra el proceso de tratamiento de casco inhouse antes de ser llevado a los hornos de fundición. En ella se aprecia una tolva de alimentación de allí el casco a través de bandas transportadoras van al molino triturador que se encarga de disminuir el tamaño del casco. A la salida del molino se encuentra una banda transportadora provista de un imán de placa fijo y un removedor de placa auto-limpiante. Este removedor de metálico es un imán de placa con un rodillo imantado colocado perpendicularmente en la dirección de flujo, alrededor de los cuales gira una banda transportadora que genera el efecto de auto-limpieza. El material ferroso se adhiere a la parte imantada y cae en un depósito en el otro extremo donde se pierde el efecto magnético. De allí el material continúa hacia un elevador transportador de cangilones, que conduce el casco hacia el silo donde se almacenen por separado cada materia prima; para proceder luego a la preparación de la mezcla para la elaboración de envases de vidrio. Este sistema de remoción no logra extraer eficientemente las piezas metálicas, que van desde pequeños tornillos hasta piezas de moldes de las maquinas, que pasan a los hornos de fundición atravesando la garganta de éstos, formándose en los envases incrustaciones metálicas ó pueden depositarse en el fondo del horno ocasionando no sólo daños a las paredes internas del horno, sino también burbujas que son el producto de la reacción química que se produce entre el metal y el vidrio y quedan atrapadas de los envases por la alta viscosidad y densidad del fluido. 26

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Figura 1. Proceso de tratamiento de casco inhouse

A continuación se presentan los resultados obtenidos luego del seguimiento efectuado al casco desde el momento que entra al proceso de producción de envases de vidrio hasta su etapa final. Estos resultados vienen de los reportes emitidos por las máquinas de inspección automática que se encuentran en todas las líneas de producción, que muestra información sobre la cantidad de envases rechazados por diferentes defectos. Las máquinas de inspección son equipos especializados en el análisis de acabado de los envases de vidrio analizando las diferentes partes de los mismos con el fin de detectar irregularidades, para luego emitir el rechazo del envase. Este sistema está constituido por tres zonas: análisis del acabado superior (FTA), análisis del acabado inferior (BHA) y análisis óptico del espesor (OTG). El FTA emplea dos tipos de luces a fin de iluminar el acabado, la primera es infrarroja, dentro de ésta se encuentra dos pares de luces, de las cuales dos pares se encargan de iluminar el acabado desde dos ángulos diferentes, uno directamente sobre el envase y el otro a un ángulo de 10° en la superficie del mismo. Este último provee la iluminación para el área de transición del acabado. Estas luces sirven en la detección de rayas debajo de la línea del acabado, burbujas, cuerpos oscuros o negros, mala distribución del vidrio, brillantes. La segunda fuente de iluminación es un láser que se proyecta a través de la superficie del envase para detectar errores del prensado y acabado astillado. La inspección BHA consiste en someter el envase bajo una iluminación orientada a detectar irregularidades en el fondo y parte del cuerpo de envase. Esto se logra colocando una fuente lumínica debajo del plato deslizante, una cámara tipo scanner se encuentra a un ángulo tal que permite la visualización del fondo del envase y del cuerpo. Esta información es transferida al cerebro del equipo de transmisión donde todas las imágenes se unen a fin de obtener una 27

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imagen completa. Cuando el acabado del envase es el adecuado se recibe toda la luz que es emitida por el sistema BHA, si el recorrido de la luz se ve interrumpida por alguna razón, la imagen captada presentará un área negra, que bajo ciertos criterios de tamaño y oscuridad genera la clasificación del defecto provocándose así un rechazo del envase. Por último se tiene el OTG, este sistema emplea la reflexión de la luz de un láser para detectar su espesor. La geometría básica del OTG muestra un haz de luz proveniente del láser que impacta la superficie externa del envase; parte de este rayo de luz se refleja fuera del envase y otra porción continua a través del vidrio. La parte reflejada rebota en el lente receptor y sigue hacia el deflector, la parte del rayo que continua dentro del vidrio se encuentra con la superficie interna del envase, donde es parcialmente reflejada hacia la superficie externa donde rebota y se dirige hacia el lente receptor y de allí al detector penetrando por otro lugar, la distancia que separa los puntos por los cuales los rayos reflejados chocaron contra el detector es proporcional al espesor del vidrio. En la tabla 1 se presentan las principales causas de rechazos de los envases de vidrio, se tienen que los defectos mayoritarios son debido a piedra cuerpo representados por incrustaciones metálicas, que vienen a representar el 30,32% de los rechazos.

Tabla 1. Cantidad total de envases rechazados para un mes de producción Defecto Piedra cuerpo CID Línea bte acabado Cuerpo y hombro Ampolla s/acabado Marca cuerpo Total

Cantidad de envases 545.332,00 286.798,00 282.128,00 257.042,00 226.516,00 200.655,00 1.798.471,00

Porcentaje,% 30,32 15,95 15,69 14,29 12,59 11,16 100

Una vez conocidos la cantidad de envases que son rechazados por defectos, se procede a evaluar las características de los mismos, con la finalidad de determinar las fuentes de origen de esta contaminación. Este análisis se realiza mediante el muestreo de defectuosos realizando pruebas de: conteo de burbujas y piedras. En cuanto al conteo de burbujas por cada 100 libras de producción para cada uno de los hornos evaluados: A, B; C; D, E y F, se encuentran tendencias bajo las especificaciones de calidad. Las burbujas son producto de las reacciones que se llevan a cabo dentro del horno, que producen la liberación de gases, entre las cuales se tienen la reacción entre metales ferrosos y no ferrosos con la mezclas de vidrio y materias primas. En el conteo de piedra por horno se tienen porcentajes de: 10%, 2,5%, 15%, 12%, 10% y 5% para los hornos A, B, C, D, E y F respectivamente; resultando el horno C el más afectado por este tipo de contaminación. 28

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De la caracterización de las piedras se tiene (ver tabla 2) que las que representan el mayor porcentaje son las de sulfuro metálico y sílica oversized con un 32% y 27% respectivamente. Por otra parte, las piedras pottery, sulfuro metálico y fireclay son producto de la contaminación del casco con trozos de porcelana, metales. La sílica refractaria y la alúmina tabular refractaria se generan por el deterioro de las paredes internas de los hornos por las excesivas temperaturas de operación. El casco puede estar contaminado con este tipo de piedras cuando ha estado en contacto con fragmentos de dichos materiales en periodos de remodelaciones o reconstrucciones de los hornos. Mientras que la sílica oversized es una piedra originada por partículas de arena que no son fundidas en los hornos. En cuanto a las principales zonas de incidencia en el sistema de recuperación metálica, se tiene de la figura 2 que las zonas de mayor impacto son: mantenimiento general, escoria, zona fría y misceláneos con porcentajes de: 25,24; 23,61; 20,06 y 19,25 respectivamente. La figura 3 muestra el tipo de material metálico encontrado en las diferentes zonas de incidencia, entre las cuales se tiene: tuercas, tornillos, arandelas, llaves, alicates, trozos de moldería, piezas de máquina, fragmentos de cadenas transportadores, restos de soldadura, electrodos, virutas, chapas de refresco y cervezas, ganchos de pelo, etc.

Tabla 2. Caracterización de las piedras encontradas en los envases rechazados Tipo de piedra Sulfuro metálico Sílica oversized Sílica refractaria Alúmina tabular refractaria Fireclay Pottery

Porcentaje, % 32 27 21 18 15 15

Figura 2. Zonas de incidencia por contaminación metálica 29

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Figura 3. Metales encontrados en el casco inhouse provenientes de las diferentes zonas de incidencia por contaminación metálica

El proceso de remoción metálica que se lleva a cabo en el silo se logra extrae una parte de los contaminantes presentes en el casco antes de que pasen a los hornos. Sin embargo, debido al tamaño de las piezas extraídas, el triturador instalado a la entrada del silo puede sufrir severos daños. En tal sentido, su vida útil se ve disminuida y en algunos casos la alimentación del casco inhouse paralizada. En función de los resultados obtenidos, se plantean dos alternativas de remoción metálica: un tambor magnético permanente y un electroimán tipo Chute. En el tambor (ver figura 4) el casco es alimentado a una tolva con vibrador; en la medida que le casco se aproxima al tambor el campo magnético atrae las partículas ferrosas al tambor. El material no ferroso cae libremente, mientras que el ferroso permanece adherido firmemente hasta que es llevado fuera del campo magnético donde cae sobre una bandeja de descarga que transporta todo el material hacia un depósito. El vidrio libre de piezas metálicas cae dentro de la tolva de alimentación ya existente en el silo para alimentar al triturador. Se requiere la instalación de un tambor magnético permanente ERIEZ modelo D-LIM y un alimentador electromecánico ERIEZ modelo UF ultra forcé. La segunda alternativa consiste en un electroimán ERIEZ modelo SE-2400 tipo Chute, que consiste en una plancha ubicada en la entrada de la tolva de alimentación al proceso, el casco se desliza sobre la superficie de esta plancha pasando por una especie de escalón que posee un campo magnético. La plancha debe tener un ángulo de inclinación de 60° con respecto a la horizontal para garantizar la eficiencia del equipo (ver figura 5 y 6). 30

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Figura 4. Tambor magnético permanente

Figura 5. Electroimán tipo chute

Figura 6. Esquema de instalación para el electroimán tipo chute 31

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Los costos asociados a compra, instalación y puesta en marcha de alternativas I y II son de MUS$ 65,44 y MUS$ 51,42 respectivamente. Se selecciona la alternativa II lográndose reducir un 60% la cantidad de desechos (envases rechazados) del proceso de manufactura de envases de vidrio una vez instalado el sistema propuesto.

Conclusiones y recomendaciones La principal causa de rechazo en los envases es por la presencia de piedra cuerpo. El mayor porcentaje de piedras corresponde a las de sulfuro metálico y sílica oversized con 32% y 27% respectivamente. Se logra disminuir en un 60% la cantidad de desechos producto del proceso de manufactura de envases de vidrio al instalar el electroimán tipo chute. Se recomienda implementar contenedores de desechos en las áreas de almacén, despacho, zona fría, formación de envases.

Referencias bibliográficas Carabaños, E. (2001). Manual de procedimientos del laboratorio central, procedimientos, identificación y conteo de piedras. Carrillo, G. (2001). Evaluación de sistemas de manejo de sólidos en un proceso por carga de producción de envases de vidrio. Tooley, F. (1984). The Handbook of glass manufacture. 3era edición. Eriez Magnetics. (2000). Manual electro-permanent magnetics vibratory equipment. Kolarik, W. (1995). Creating quality. Mc Graw Hill. Nuñez, T. (2000). Determinación de las propiedades físicas del casco y el vidrio de los hornos C y D. Trabajo de grado no publicado. Universidad Simón Bolívar. Owens Broakway Glass Containers. (S/F). In situ identification Stone manual. Owens Broakway Glass Containers. (S/F). Cullet seminar. Owens Broakway Glass Containers. (S/F). Image processing systems IPS manual.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. REMOCIÓN DE LAS FORMAS REDUCIDAS DE AZUFRE, HIERRO Y MANGANESO DE AGUA POTABLE POR PROCESOS DE SEPARACIÓN EN MEMBRANA DE NANOFILTRACIÓN

Dayana Milena Agudelo-Castañeda 1 Kamila Passos * Antônio Domingues Benetti 1

REMOVAL OF REDUCED FORMS OF SULFUR, IRON AND MANGANESE FROM WATER BY NANOFILTRATION MEMBRANE SEPARATION Recibido el 28 de septiembre de 2010; Aceptado el 17 de noviembre de 2011

Abstract Many regions are affected by quality problems in their water sources’ supplies. Sometimes, the distributed drinking water may have problems associated with the presence of compounds that cause color, taste and odor leading to growing consumer’s complaints, mistrust, and increasing consumption of bottled water. It is well known that hydrogen sulfide (H2S), iron (Fe+2) and manganese (Mn+2) cause taste, odor and color in drinking water. This research used a pilot plant nanomembrane filtration system to investigate the removal of those compounds from water. The pilot plant was supplied with raw water taken from a reservoir used as water source for a treatment plant of the city of Porto Alegre, Brazil. The measurements demonstrated that nanomembrane filtration was effective in the removal of iron, manganese and hydrogen sulfide from water, for the operational conditions tested in the investigation. Keywords: Drinking water quality, sulfur, iron, manganese, nanofiltration. 1

Instituto de Pesquisas Hidráulicas (IPH), UFRGS

*Autor corresponsal: Instituto de Pesquisas Hidráulicas. Av. Bento Gonçalves, 9500. Porto Alegre, Brasil. Email: benetti@iph.ufrgs.br

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Resumen Diversas regiones presentan problemas de calidad de sus aguas para abastecimiento. En algunas ocasiones, el sistema de distribución de agua ha sufrido de episodios de proliferación de características indeseables de color, sabor y olor, además del incremento de los reclamos por parte de los consumidores. Por tales razones ha aumentado la desconfianza del consumidor y el consumo de agua embotellada. Es bien sabido que entre los principales compuestos que causan sabor, olor y color en el agua se encuentran el hierro (Fe +2), el manganeso (Mn+2) y el sulfuro de hidrógeno (H2S). En esta investigación fue usada una planta piloto de nanofiltración abastecida con agua bruta proveniente de una represa que suministra agua para una Planta de Tratamiento de Agua Potable de la ciudad de Porto Alegre en Brasil. Este proceso mostró ser efectivo en la remoción de los compuestos de estudio utilizando las condiciones operacionales escogidas. Palabras claves: Calidad del agua potable, azufre, hierro, manganeso, nanofiltración.

Introducción Diversas regiones presentan problemas de calidad de sus aguas para abastecimiento. En algunas ocasiones, el sistema de distribución de agua ha sufrido episodios en los cuales el agua presentó características indeseables de color, sabor y olor; resultando en reclamos por parte de los consumidores. Una consecuencia de la desconfianza del consumidor respecto a la calidad del agua potable es el aumento del consumo de agua embotellada. Es bien sabido que entre los principales compuestos que causan sabor, olor y color en el agua se encuentran las formas reducidas de hierro (Fe+2), manganeso (Mn+2) y azufre (S2-). En esta investigación fueron realizados ensayos usando una planta piloto con sistema de membranas de nanofiltración abastecida con agua bruta proveniente de una represa que suministra agua a una Planta de Tratamiento de Agua Potable de la ciudad de Porto Alegre en Brasil. Una membrana puede ser definida como una película fina sólida que separa dos soluciones y que actúa como una barrera, aplicando un tipo de fuerza externa como presión, succión (presión negativa) o potencial eléctrico, que impulsa la filtración (Schneider y Tsutiya, 2001). Luego de ser filtrada, el agua tratada es llamada permeado y la parte retenida es el rechazo o concentrado. Los procesos con membranas existentes son microfiltración, ultrafiltración, nanofiltración y ósmosis inversa (EPA, 2003). Entre las ventajas de este tipo de tecnología están la calidad superior del agua potable, el poco requerimiento de espacio, su desempeño constante y operación automatizada (Bennett, 2006). Según Degremont (1991) y Schneider y Tsutiya (2001) las membranas se pueden encontrar en forma de: placas, espiral, tubular y fibras huecas. El hierro y el manganeso ocasionan manchas en sanitarios, ropas y utensilios domésticos. Dependiendo de la concentración, el manganeso produce un color semejante a las gaseosas de cola. El sulfuro de hidrógeno, a su vez, produce un sabor característico de “huevo podrido” 34

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(Prianti et al., 2005; WHO, 2006). La Organización Mundial de la Salud establece valores máximos para mantener el agua aceptable para los consumidores de 0.3 mg·L-1 y 0.1 mg·L-1 para hierro y manganeso, respectivamente (WHO, 2006). El objetivo de esta investigación fue analizar la eficiencia de remoción del hierro, manganeso y el sulfuro de hidrógeno de las aguas de abastecimiento usando un sistema de separación en membrana de nanofiltración.

Metodología La planta piloto fue abastecida con agua cruda de la represa Lomba do Sabão, que suministra agua a una de las Plantas de Tratamiento de Agua Potable (PTAP) de la ciudad de Porto Alegre en Brasil. El agua era bombeada hasta un tanque de 2500 L, pasando por un filtro de arena, con área de filtración de 0.19 m2 y un filtro tipo Y. El filtro tipo Y tiene orificios dentro de la tubería con el fin de retener las partículas y sólidos, proveyendo una protección a bajo costo para medidores, válvulas, etc. Para este estudio el diámetro del orificio era de 0.8 mm. Luego era bombeada hasta el sistema piloto de membrana de nanofiltración. El prototipo del sistema de separación por membranas estaba constituido por una bomba centrífuga marca Dancor, membrana de nanofiltración, manómetros, medidor de caudal, panel eléctrico, tuberías, válvulas, conexiones y accesorios para su operación (INVICT, 2007). La membrana de nanofiltración era de tipo espiral, de poliamida marca Osmonics modelo DK4040F, con un área neta de 8.36 m2 y presiones de operación típicas de 483 a 2758 kPa. El peso molecular de corte descrito en las especificaciones técnicas de la membrana era 150-300 daltons, aunque la literatura explica que las membranas de nanofiltración tienen un peso molecular de corte entre 250 y 1000 daltons (MWH, 2005). Los experimentos fueron divididos en dos etapas. En la primera fueron realizados 6 ensayos en junio del 2009 y colectadas muestras puntuales luego de 1 y 4 horas de operación del sistema, trabajando con un caudal de 4 L·min-1 que corresponde a una tasa de 28 L∙h-1∙m-2. La segunda etapa consistió en 10 ensayos realizados en los meses de octubre y diciembre del 2009 usando caudales de 2 y 4 L·min-1, correspondiente a una tasa de flujo de membrana de 14 y 28 L∙h-1∙m-2, respectivamente. En los ensayos de esta etapa, al agua cruda, fueron adicionadas sales de sulfato de manganeso, sulfato de hierro y sulfuro de sodio con el fin de aumentar la concentración inicial de los compuestos de estudio. En esta etapa fueron colectadas muestras compuestas durante 4 horas de operación del sistema. La presión de alimentación al sistema de filtración fue de 517 kPa. Todas las muestras fueron colectadas en el tanque de 2500 L (influente) y en la salida del sistema (efluente). Fueron medidas las concentraciones iníciales y finales de hierro (Fe+2), manganeso (Mn+2), sulfuro de hidrógeno (H2S), color verdadero y aparente, turbidez, pH, conductividad y temperatura. La figura 1 muestra el esquema de la planta piloto. En esta planta están también instalados prototipos de aeración, sin embargo estos no se utilizaron en este trabajo.

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Figura 1. Esquema de la planta piloto localizada en la PTAP Lomba do Sabão

Mediciones de pH, conductividad y temperatura fueron realizados in situ usando la sonda multiparámetro Hach modelo H40d18. Color y turbidez fueron medidos usando el colorímetro Orbeco-Hellige Aqua Tester modelo 611-10 y turbidímetro Hach modelo 2100N. Hierro, manganeso y sulfuro de hidrógeno fueron medidos usando el método de la fenantrolina (Método 3500-Fe D), del persulfato (Método 3500-Mn D) e iodométrico (Método 4500-S2- E), respectivamente (APHA et al., 2005). La figura 2 ilustra el sistema de membranas de nanofiltración tipo espiral de la planta piloto utilizada.

Figura 2. Membrana de nanofiltración tipo espiral utilizada

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En este trabajo no se hicieron mediciones del potencial óxido-reducción del influente, lo que pudo haber sido una limitación del trabajo, por varias razones. El agua era captada en la zona anóxica del embalse, a la misma profundidad del agua que es bombeada para el tratamiento de agua potable. En el recorrido a la planta piloto resultó posible que el agua sufriera alguna aireación provocada por la turbulencia del bombeo y la llegada libre al tanque de suministro de agua a los prototipos. No obstante, el tiempo era lo suficientemente corto como para que no hubiera oxidación del hierro y del manganeso antes de su paso a través de la membrana. Igualmente, en los ensayos de la 2ª etapa, Fe, Mn y S en sus formas reducidas (hierro ferroso, manganeso manganoso y sulfuro de hidrógeno), fueron introducidos artificialmente en el agua usando compuestos químicos. Además, los métodos de análisis eran específicos para medir las formas reducidas de Fe, Mn y S.

Resultados Primera etapa La tabla 1 muestra las características del agua de estudio utilizada en los ensayos de la primera etapa y la tabla 2 presenta los parámetros pH, conductividad, turbidez, color verdadero y aparente del influente y efluente.

Tabla 1. Características del agua de estudio de los ensayos de la primera etapa

7.0

212

1.8

Color aparente (uH) 33

0.1

0.7

7.1 7.0

218 203

18 12

3.2 1.1

45 25

Parámetro pH Promedio Desviación estándar Máximo Mínimo

Conductividad Temperatura Turbidez (µS/cm) (°C) (uT)

Tabla 2. Resultados primera etapa – pH, conductividad, color y turbidez Conductividad Color Aparente pH (uH) (S/cm) Infl Efl Infl Efl Infl Efl Promedio 7.0 6.8 212 121 33 2 Desviación 0.1 0.1 5 7 9 2 estándar Máximo 7.1 6.9 218 133 45 7 Mínimo 7.0 6.6 203 112 25 0

Color verdadero (uH) 25

S2Fe+2 Mn+2 -1 -1 (mg·L ) (mg·L ) (mg·L-1) 0.01

0.80

0.10

0.01

0.13

0.06

35 20

0.03 0.00

1.00 0.60

0.20 0.00

Color Verdadero (uH) Infl Efl 25 2

Turbidez (uT) Infl 1.8

Efl 0.1

0.7

0.1

35 20

7 0

3.2 1.1

0.5 0.1

Nota. Infl: Influente; Efl: Efluente

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Puede observarse que la reducción de conductividad del 43% demuestra la remoción de algunas sales por parte de la membrana (Taylor y Wiesner, 1999). Las reducciones de color aparente, verdadero y turbidez fueron de 96%, 94% y 94%, respectivamente. Nederlof et al. (2005) explica en su estudio que la nanofiltración es una técnica adecuada y económica para la remoción de estos parámetros. La figura 3 presenta los porcentajes la eficiencia de remoción de los ensayos realizados en la primera etapa. El número 1 en la figura significa la colecta hecha después de 1 hora de operación y el número dos luego de 4 horas. El índice fue calculado utilizado la Ecuación 1 (Lin, 2000).

Eficiencia de remoción = [1–(concentración en el permeado/concentración en el agua cruda)]×100

Ecuación (1)

Figura 3. Porcentajes de remoción de los ensayos de la primera etapa

Puede observarse que en general los porcentajes de las eficiencias fueron altos. En el caso del azufre, las concentraciones del efluente fueron menores que el límite de detección del método (0,01 mg·L-1). Color aparente y turbidez fueron removidos prácticamente en su totalidad, con eficiencias mayores del 90%. Para manganeso (Mn+2) y hierro (Fe +2) las remociones fueron superiores al 80% y 60%, respectivamente. Sin embargo, algunas colectas mostraron remociones menores (días 8 y 15 de junio). En resumen, el proceso consiguió remover los contaminantes de estudio, principalmente el azufre, manganeso, color y turbidez. Sin embargo, en algunos días se presentaron valores extremos de porcentajes de eficiencias. Es el caso del 38

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azufre y manganeso que presentaron porcentajes de 0% y de 40%, respectivamente, en el primer día. Por esta razón, se optó por usar la mediana como una herramienta de análisis del comportamiento de los datos, con el fin de disminuir la influencia de estos valores extremos, valores que se encuentran en la tabla 3. Las medianas de las muestras puntuales colectadas después de 1 hora de operación, arrojaron remociones de 100%, 86% y 90% para el azufre, el hierro y el manganeso. Luego de 4 horas de operación fueron de 100%, 72% y 100%, respectivamente. La remoción de la conductividad, la turbidez, color verdadero y aparente permaneció relativamente constante en todos los casos.

Tabla 3. Medianas de los porcentajes de remoción de los ensayos de la primera etapa (%) Color Color Conductividad Turbidez H2S aparente verdadero Después de 1 h 44 95 100 100 100 Después de 4 h

100

Fe+2

Mn+2

100

Resultados segunda etapa La tabla 4 muestra las concentraciones promedios, los máximos y mínimos de las características del agua de estudio luego de adicionar las sales de hierro, manganeso y azufre. Debido a la variación de las características del agua de estudio, en esta etapa la concentración de hierro fue menor que en la primera, inclusive después de la adición de las sales. Las tablas 5 y 6 muestran los valores de conductividad, pH, turbidez, color verdadero y aparente del agua en el influente y efluente del proceso, resultados obtenidos utilizando caudales de 2 y 4 L∙min-1 que corresponden a tasas de 14 y 28 L∙h-1∙m-2, respectivamente. Puede analizarse que la conductividad disminuyó 34% y 42%, para los caudales de 2 y 4 L∙min-1, respectivamente. Las remociones de color verdadero y aparente fueron de 100% usando el caudal de 2 L∙min-1 y de 98% usando el caudal de 4 L∙min-1.

Tabla 4. Características del agua de estudio utilizada en la segunda etapa Color Color Turbidez aparente verdadero (uT) (uH) (uH)

Cond.

(µS/cm)

(°C)

7.6

145

10.1

0.2

2.5

8.0 7.0

194 135

27 21

14.4 4.1

Parámetro

Promedio Desviación estándar Máximo Mínimo

Fe+2 -1

-1

Mn+2

(mg·L )

(mg·L-1)

0.02

0.19

1.29

0.01

0.08

0.41

70 55

55 12

0.03 0.00

0.45 0.10

2.1 0.60

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Tabla 5. Resultados de los ensayos de la segunda etapa usando tasa de 14 L∙h-1∙m-2 (Caudal 2 L∙min-1) Color Color Condutividade Turbidez pH aparente verdadero (uS/cm) (uT) Parámetro (uH) (uH) Promedio Desviación estándar Máximo Mínimo

Infl

Efl

Infl

Efl

Infl

Efl

Infl

Efl

Infl

Efl

7.5

7.2

141

11.5

0.1

0.2

0.1

1.7

0.0

7.8 7.0

7.4 7.0

151 135

133 83

70 60

0 0

55 40

0 0

14.4 9.2

0.2 0.1

Nota. Infl: Influente; Efl: Efluente

Tabla 6. Resultados de los ensayos de la segunda etapa usando tasa de 28 L∙h-1∙m-2 (Caudal 4 L∙min-1) pH

Parámetro Promedio Desviación estándar Máximo Mínimo

Condutividade (uS/cm)

Cor aparente (uC)

Cor verdadero (uC)

Turbidez (uT)

Infl 7.7

Efl 7.2

Infl 149

Efl 87

Infl 67

Efl 1

Infl 42

Efl 0,7

Infl 9.3

Efl 0.2

0.2

0.3

1.9

0.3

8.0 7.4

7.4 6.4

194 137

125 70

70 55

7 0

55 12

5 0

13.7 7.6

0.9 0.1

Nota: Infl: Influente; Efl: Efluente

En la tabla 7 se encuentran las concentraciones promedio del influente y efluente de manganeso (Mn+2), hierro (Fe+2) y azufre (S2-), donde las concentraciones del azufre en el efluente siempre fueron menores que el límite de detección (0.01 mg·L-1). En el caso del manganeso, las remociones fueron de 96% y 88% para los caudales de 2 y 4 L·min -1, respectivamente y de 90% y 89% del hierro, demostrando que las remociones para el caudal de 2 L min-1 fueron mayores. Trabajando con aguas salobres con pH de 7.9 y presión de 150 psi, Huang et al. (2005) midieron remociones de alrededor de 50% para manganeso usando la nanofiltración y por lo tanto menores que las reducciones observadas en esta investigación, que también se encuentran mencionadas en la literatura sobre tratamiento de aguas (MWH, 2005). En esta etapa se calcularon los promedios porque no existieron valores extremos de remoción como en la primera etapa, lo cual puede constatarse en las figuras 4 y 5. En este caso los datos son simétricos, por lo tanto el promedio muestra un comportamiento real de ellos. Las figuras 4 y 5 exhiben los porcentajes de eficiencia de remoción, usando caudales de 2 y 4 L∙min -1, para los parámetros analizados. Puede observarse que la remoción, para color aparente y turbidez, fue mayor de 90% en todas las colectas, de 90% para manganeso y 70% para hierro, excepto para los días 14 de diciembre y 9 de febrero; y que las concentraciones de azufre en el efluente siempre fueron menores que el límite de detección. 40

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Con el objetivo de comparar los valores de remoción obtenidos en la etapa anterior se presentan en la tabla 8 las medianas calculadas de los porcentajes para cada caudal utilizado. Las remociones utilizando los caudales de 2 y 4 L·min-1 arrojaron valores similares a los calculados en la primera etapa. Tabla 7. Concentraciones de hierro, manganeso y azufre de los ensayos de la segunda etapa (mg·L-1) 2 L∙min Caudal Promedio Desviación estándar Máximo Mínimo

-1

4 L∙min

-1

Infl 0.21

Efl 0.02

Mn Infl Efl 1.12 0.05

0.05

0.02

0.27

0.03

0.00

<LD

0.10

0.02

0.47

0.13

0.01

<LD

0.32 0.14

0.05 0.00

1.6 0.8

0.1 0.0

0.02 0.01

<LD <LD

0.45 0.1

0.05 0.00

2.1 0.6

0.50 0.04

0.03 0.00

<LD <LD

Infl 0.02

Efl <LD

Infl 0.18

Efl 0.02

Mn Infl Efl 1.45 0.18

S Infl 0.02

Efl <LD

Nota: Infl: Influente; Efl: Efluente

Figura 4. Porcentajes de remoción usando 2 L∙min-1 en la segunda etapa

Vol. 5, No 1, 33 - 43, 2012

Figura 5. Porcentajes de remoción usando 4 L∙min-1 en la segunda etapa

Tabla 8. Medianas de los porcentajes de remoción obtenidos en la segunda etapa – (%) Caudal Tasa Color Color Conductividad Turbidez Fe+2 -1 -1 (L·min ) (Lh .m aparente verdadero ²) 2 14 36 99 100 100 91 4 28 41 99 100 100 89

Mn+2

S2-

96 92

100 100

Conclusiones En esta investigación se realizaron ensayos con el objetivo de verificar la remoción de las formas reducidas de azufre, hierro y manganeso por parte de un sistema piloto de nanofiltración. De acuerdo con los resultados obtenidos, en todos los ensayos realizados las concentraciones del azufre en el efluente fueron menores que el límite de detección del método. En el caso del hierro y el manganeso, las reducciones fueron de aproximadamente 90% en la mayoría de las pruebas. Además de estos compuestos, la nanofiltración fue eficiente en la remoción de color y turbiedad, con remociones superiores al 90%. Los resultados expuestos sugieren el potencial de esta tecnología en la remoción de compuestos que causan sabor, color y olor en el agua. Sin embargo, estudios complementarios son necesarios para estudiar el sistema operando en flujo continuo y en periodos mayores de tiempo usando diferentes condiciones operativas, con el fin de obtener informaciones tales como: incrustación de la membrana, la necesidad de pretratamiento, requerimiento de lavados químicos y costos asociados. Estos estudios no fueron realizados debido a las condiciones disponibles de infraestructura durante el período 42

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que fueron realizados los ensayos. Aun con estas limitaciones, los resultados medidos son válidos en términos de examinar la capacidad de la membrana probada para remover Fe, Mn y azufre reducido, ya que se realizó un gran número de ensayos (6 y 10, respectivamente, en la 1ª y 2ª etapas).

Agradecimientos: El primer autor agradece la beca de maestría dada por el Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) de Brasil. La investigación fue financiada por el CNPq (Edital MCT-CNPq 14/2008-Universal). Agradecemos al Departamento Municipal de Água e Esgotos (DMAE) de Porto Alegre por permitir la instalación y operación de la planta piloto dentro de su PTAP Lomba do Sabão.

Referencias bibliográficas American Public Health Association (APHA), American Water Works Association (AWWA), Water Environment Federation (WEF) (2005) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21st ed. Washington: American Public Health Association. Bennett, A. (2006) Potable water: sustainable separation treatment. Filtration and Separation, 43(4), 32-35. DEGREMONT (Ed). (1991) Water Treatment Handbook. 6thed. Lavoisier, Paris. cap 15. p. 823-829. Environmental Protection Agency (EPA) (2003) Membrane Filtration Guidance Manual. Office of Water, Washington. EPA 815-D-03-008 (Proposal Draft). INVICT. [2007] Guia Prático: Instalação, Operação, Manutenção. Campinas, SP. Lin, S.D. (2000) Membrane Process. En: Lin, S.D. y Lee, C.C. Handbook of Environmental Engineering Calculations, McGraw-Hill, New York. chap 16, 1.423-1.428. Montgomery Watson Harza (MWH) (2005) Water Treatment Principles and Design. 2nd ed. Wiley, Hoboken, NJ. Nederlof, M.M., Van Paassen, J.A.M., Jong R. (2004) Nanofiltration concentrate disposal: experiences in The Netherlands. Desalination, 178(1-3), 303-312. Prianti Jr., N.G., Carmo, F.H., Nave, C.G.; Lacava, P.M. (2005) Remoção e controle de ferro e manganês em águas para consumo humano. En: Assembléia Nacional da ASSEMAE, 35, Anais, Jaboticabal: Associação Nacional dos Serviços Municipais de Saneamento, 2005, Belo Horizonte. Schneider, R. P., Tsutiya M.T. (2001) Membranas Filtrantes para o Tratamento de Água, Esgoto e Água de Reuso. 1a ed. ABES, São Paulo. Taylor, J.S., Wiesner M. (1999) Membranes. En: Letterman, R.D. Water Quality and Treatment: a Handbook of Community Water Supplies. 5th ed. McGraw-Hill, New York. cap 11, 1-14. WHO. World Health Organization (2006) Guidelines for Drinking-water Quality: Recommendations. 3rd ed. v. 1. Geneva. Huang, N.J., Lin, J.C., Lin, M.C., Liu, J.H., Shy, Y.L., Lin, C.S. (2006) The selective removal of deep sea water’s ions by nanofiltration. En: Taiwan Water Industry Conference, 1, Taiwan. 27-28 Julio.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ESTUDIO COMPARATIVO DE LA ACCIÓN COAGULANTE-FLOCULANTE DEL MUCILAGO DE Opuntia ficus indica POR LOS MÉTODOS: COAGULACIÓN Y ELECTROCOAGULACIÓN EN LOS LIXIVIADOS DEL RELLENO SANITARIO PIRGUA DE TUNJA

* María Cristina Castellanos Corredor 1 Nathalie del Pilar Becerra Mora 2 Lizeth Carreño Nury 2 Leidy Paola Páez Cepeda 2

COMPARATIVE STUDY OF THE FLOCCULANT ACTION OF Opuntia ficus indica MUCILAGE BY TWO METHODS: COAGULATION AND ELECTROCOAGULATION IN THE LEACHATES OF PIRGUA LANDFILL IN TUNJA Recibido el 25 de mayo de 2011; Aceptado el 17 de noviembre de 2011

Abstract

The flocculant effect of the cactus nopal (Opuntia ficus indica) aqueous extract mucilage on the suspended solids that cause turbidity and pollutants load the leachates produced in the Pirgua landfill of Tunja city (Colombia) was studied. Two comparative methods were applied: the coagulation - flocculation and the electrocoagulation in three mediums: acid (pH 4), neutral (pH 7) and basic (pH10). The best results in the removal of suspended solids and subsequent correction of physicochemical parameters of leachate reached 67%, which were obtained with the method of electrocoagulation at a concentration of mucilage / leaching of 30/70 and a pH of 7. Key words: Coagulation, Electrocoagulation, Floculation, Leachate treatment, Turbidity removal. 1 2

Escuela de Ciencias Químicas, UPTC Grupo GIQUA, UPTC

* Autor corresponsal: Av. Central del Norte. Tunja-Boyacá, Colombia. PBX (098)7422174/76. Email: cristina.castellanos@uptc.edu.co

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Resumen

Se evaluó el efecto floculante del mucílago acuoso, extraído del cactus nopal Opuntia ficus indica, sobre los sólidos suspendidos, causantes de la turbiedad y carga contaminante en los lixiviados que se producen en el relleno sanitario de Pirgua de la ciudad de Tunja, Colombia. Se aplicaron comparativamente dos métodos: la coagulación – floculación y la electrocoagulación en tres medios: ácido (pH4), neutro (pH7) y básico (pH10). Los mejores resultados en la remoción de sólidos suspendidos y subsecuente corrección de parámetros fisicoquímicos del lixiviado, alcanzaron el 67%, los cuales se obtuvieron con el método de electrocoagulación a una concentración de mucílago/lixiviado de 30/70 y a un pH de 7. Palabras claves: Coagulación, Electrocoagulación, Floculación, Remoción de turbidez, Tratamiento de lixiviados.

Introducción El relleno sanitario Pirgua, de la ciudad de Tunja, funciona desde el año 2007, recibe aproximadamente 150 toneladas de residuos sólidos sin clasificar, de Tunja y otros 41 municipios del departamento de Boyacá. La operación está a cargo de la empresa SERVITUNJA S.A. E.S.P. y cuenta con sistemas de recolección, conducción de lixiviados, evacuación de gases e impermeabilización de fondo con geomembrana HDPE 40 mils. El lixiviado generado, es en promedio 0,37 L/seg, el cual se desactiva en la planta de tratamiento y los gases se liberan a la atmosfera por su bajo contenido de metano (Servitunja, 2007). Los lixiviados de rellenos sanitarios, son líquidos oscuros que se producen por descomposición de la materia orgánica y el agua lluvia Chavarro et.al., (2006). Son potencialmente peligrosos para el medio ambiente debido a que presentan un alto nivel de contaminación, pueden contener alta carga de materia orgánica, nitrógeno amoniacal, metales pesados y sales Uygur and Kargi, (2004), Karadag, et al.,(2007), Primo, et al., (2007). Las características químicas de los lixiviados varían de manera significativa en función de múltiples factores como: clima, edad del relleno, composición de la basura y la geología del terreno Cabeza, et al., (2007 )y Karadag, D. Et al(2007) , citado por Droppelmann y Oettinger, (2009). La desactivación de los lixiviados puede realizarse utilizando tecnologías convencionales o emergentes, la elección del método más conveniente depende principalmente del caudal y el tipo y nivel de contaminación, además del costo de su implementación. Dentro de las tecnologías convencionales más usadas para la eliminación de materia en suspensión se encuentran: la filtración, flotación, sedimentación y coagulación – floculación; para la eliminación de materia disuelta, se usan: métodos electroquímicos, intercambio iónico, precipitación y adsorción, entre otros. Alternativamente, se han desarrollado múltiples tratamientos biológicos tanto aeróbicos como anaeróbicos con resultados destacados. Dentro de las tecnologías emergentes se encuentran las que fundamentan sus procesos en la oxidación como la química y la oxidación avanzada (AOP) y las que se fundamentan en el uso de membranas como: la ultrafiltración, microfiltración, ósmosis inversa y nanofiltración, que usan 45

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como fuerza impulsora la diferencia de presión transmembrana y la electrodiálisis, que usa para tal fin, la diferencia de potencial eléctrico transmembrana, (Rodríguez et al., 2006). De acuerdo con el Ministerio de Minas y Energía, existen algunas deficiencias en el manejo de los lixiviados producidos en el relleno sanitario Pirgua, generando riesgo de contaminación de suelos y fuentes de agua superficial y subterránea. Puede provocar diferentes afectaciones como: deterioro del macizo rocoso, desestabilización de taludes y laderas, alteración de la calidad paisajística y muerte de la vegetación (Instituto Colombiano de Geología y Minería, 2005). Como un aporte al tratamiento de estos lixiviados, se evaluaron dos métodos para remoción de sólidos: la coagulación – floculación y la electrocoagulación, caracterizados por su sencillez y bajo costo, utilizando como agente coagulante, el mucílago obtenido del parénquima del cactus nopal Opuntia ficus indica, que en nuestro medio es subutilizado por considerarse una especie invasora. La eficiencia comparativa de los dos métodos fue evaluada por la turbidez removida de las muestras de lixiviado crudo. Se estudiaron las variables: proporción de mucílago/ lixiviado a dos niveles, pH a tres niveles y segmento de la celda electroquímica. Los valores de parámetros fisicoquímicos del lixiviado después del tratamiento, se compararon con lo establecido en la norma colombiana para aguas residuales: Decreto 1594 de 1984, (Ministerio de Salud colombiano, 1984). Parte Experimental Recolección, preparación y caracterización de la muestra Las muestras de lixiviado se recolectaron en época de lluvia (Abril), en dos puntos del vertimiento: antes y después del tratamiento en la planta del relleno sanitario Pirgua de la ciudad de Tunja (Boyacá –Colombia), siguiendo las normas de calidad de muestreo y manipulación de muestras, establecido para el laboratorio analítico de servicios ambientales GIQUA – UPTC, código MC-001, hojas14 -15. Las muestras fueron mantenidas en refrigeración a 4°C durante el tiempo del estudio. Se evaluaron los parámetros fisicoquímicos: alcalinidad, conductividad, pH, turbidez, sólidos totales, y sólidos suspendidos siguiendo procedimientos normalizados (APHA, AWWA, WEF, 2005). Extracción y caracterización del mucilago de Opuntia ficus indica Las pencas o cladodios se recolectaron en la población de Corrales (Boyacá), de plantas sanas, sin frutos y adultas (de 2 años o más). Se trasportaron en bolsas plásticas selladas y dentro de recipientes de icopor. Luego de retirar las espinas se lavaron con agua corriente y luego con agua desionizada. Se mantuvieron en refrigeración a 4oC durante no más de 5 días. El mucílago 46

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se extrajo, mediante maceración del parénquima con agua, Sepúlveda, et.al. (2007), en tres medios ácido (pH 4), neutro (pH 7) y básico (pH10), posteriormente se filtraron y centrifugaron, Sáenz, et.al. (1993). Los fluidos obtenidos se caracterizaron físicamente en los parámetros: densidad, viscosidad, tensión superficial, índice de refracción y grados Brix (Tabla1). Determinación de actividad clarificante del mucilago de Opuntia ficus indica en lixiviados La acción clarificante del mucílago sobre el lixiviado, se evaluó bajo las siguientes variables: a) Método (dos niveles): Coagulación-floculación y Electrocoagulación; b) Medio para la coagulación (tres niveles): ácido (pH 4), neutro (pH 7) y básico (pH10) y c) Concentración, mucílago/ lixiviado (v/v) (dos niveles): 50/50 (M/L50/50) y 30/70 (M/L30/70). Mediante ensayos preliminares se establecieron los niveles de las variables y las condiciones de trabajo de cada etapa y que se describen a continuación. Etapa de coagulación: agitación 3 min a 150 rpm.; Floculación: 30 min a 30 rpm; Sedimentación: reposo 30 min. Electrocoagulación: se siguió el principio de reactor tipo Bach (celda electrolítica), representada en la figura 1, con capacidad de 500 mL, conformada por tres secciones: cátodo (C), ánodo (A) y centro (M), equipada con electrodos de trabajo de grafito, (3 cm Ø, alto 10,5 cm), dispuestos en los extremos de la celda (cátodo y ánodo), conectados a una fuente de poder de 0-300V, 0-1,2 mA. La separación de los compartimentos se hizo con papel de filtro a 5.5 cm de distancia de los electrodos. Los tiempos establecidos para la Electrocoagulación y la Sedimentación fueron 80 min y 40 min, respectivamente.

Anodo +

Cátodo Fuente

Figura 1. Esquema de la Celda electrolítica utilizada

En todos los casos la variable de control fue la turbidez en NTU, medida con turbidímetro marca Lamotte 2020i. La actividad coagulante se determinó mediante la medición de la turbidez en el lixiviado a través del tiempo, siguiendo lo establecido por Okuda et al., (2001), citado por Miller et al., (2008). Se analizó la variación del flujo de corriente en la electrocoagulación en las diferentes etapas del proceso, como un indicador del contenido de iones en el residuo. 47

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Caracterización físico-química de los lixiviados tratados Se evaluaron comparativamente los parámetros: alcalinidad, conductividad, pH, turbidez, sólidos totales, y sólidos suspendidos siguiendo procedimientos normalizados (APHA, AWWA, WEF, 2005) a los lixiviados crudos, tratados en la planta y con Opuntia mediante los tratamientos descritos. Resultados y Discusión Caracterización del mucilago Los valores de las propiedades físicas del fluido, extraído a los tres niveles de pH (tabla 1), no presentan diferencias significativas, lo que indica que éstas son independientes del medio de extracción. Tabla 1. Propiedades físicas del mucílago extraído a diferentes pH a 18°C Tensión pH Densidad Viscosidad Superficial (g/cc) (Poise) (Din/cm) 4 1,00046 6,201 188,901 7 0,99854 6,108 198,409 10 0,99879 6,102 190,350

Índice de Refracción 1,338 1,340 1,241

°Brix (%) 4,0 4,5 5,0

Es posible inferir que igualmente el contenido de polielectrolitos en los mucílagos, no depende del pH utilizado para su extracción y su efecto sobre la coagulación y la electrocoagulación dependerá de la alcalinidad residual y no de la concentración de polielectrolitos, ya que es prácticamente constante. El contenido promedio de humedad de la opuntia es del 94,7% y el rendimiento de extracción del mucilago fue de 0,3 g/100 g, valores similares a los reportados por Cárdenas et al., (1997), y Sepúlveda et al., (2007), pudiendo ser mejorado al variar la técnica de obtención del mucílago. Evaluación de actividad coagulante del mucilago de Opuntia ficus indica en lixiviados Las figuras 2 y 3 muestran el comportamiento de la actividad coagulante del mucílago extraído a 3 niveles de pH en las concentraciones M/L30/70 y M/L50/50 durante 70 minutos, los que permiten evaluar la efectividad del mucílago en la remoción de sólidos (figuras 5 y 6). La turbidez en el tratamiento M/L30/70 presenta un comportamiento con tendencia constante en todos los valores de pH. En el tratamiento M/L50/50, la mayor estabilidad se da a pHs neutro y básico, a pH ácido la turbidez decrece entre 20 y 30 min., tiempo a partir del cual es constante.

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Figura 2. Turbidez residual del lixiviado en 70 min. de coagulación con mucílago extraído a diferentes pH en proporción M/L30/70

Figura3. Turbidez residual del lixiviado en 70 min. de coagulación con mucílago extraído a diferentes pH en proporción M/L50/50

Los valores promedio de turbidez se presentan comparativamente en la figura 4, donde se evidencia que el pH óptimo para la coagulación del lixiviado es el neutro y el menos favorable el básico, con una respuesta ligeramente mejor a una concentración a M/L30/70. Dentro de cada tratamiento a diferente pH, no se observa diferencia significativa en cuanto a las concentraciones de mucílago, indicando que el pH ejerce mayor efecto sobre la coagulación que la cantidad de material coagulante, lo cual puede deberse a que para el coagulante probado (Opuntia ficus indica), la zona óptima de pH es el neutro, aún para concentraciones variables.

Figura 4. Promedios de turbidez en los tratamientos M/L30/70 y M/L50/50 a tres valores de pH

A pH neutro, en la primera fase se observa aumento de la turbidez (ente 25-30 min), por la desestabilización coloidal y subsecuente aglomeración de partículas. En la fase de sedimentación (50 – 60 min), las partículas pesadas van al fondo y disminuye la turbidez. En el tratamiento M/L30/70, la formación de flóculos es más lenta, y la sedimentación más rápida que en M/L50/50. 49

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La turbidez disminuye en promedio 626 NTU para M/L30/70 y se logra una remoción de sólidos promedio del 73,4 % (Figura 5). En M/L50/50 la disminución de turbidez es ligeramente menor, al igual que la remoción de sólidos (Figura 6). Los resultados indican que una menor concentración de mucilago, puede producir una formación de flóculos más pequeños, que hacen más difícil y lento el proceso de adsorción y posterior sedimentación, coincidiendo con Restrepo y Alonso, (2009).

Figura 5. % de remoción de sólidos durante 70 min. en el tratamiento M/L30/70 a tres pH

Figura 6. % de remoción de sólidos durante 70 min. en el tratamiento M/L50/50 a tres pH

Determinación de la actividad coagulante de Opuntia ficus indica por electrocoagulación en el lixiviado. Evaluación de la Turbidez residual. Se observo la electrolisis indirecta en tres regiones: una superior de lodos de flotación y espumas, una media donde ocurren las reacciones electroquímicas con producción de hidrógeno en el cátodo y oxigeno en el ánodo y una última de sedimentación, con los lodos más densos derivados de la acción del mucilago. Los promedios de turbidez del lixiviado luego de la electrocoagulación con mucílago en proporciones M/L30/70 y M/L50/50 a tres niveles de pH, en las tres regiones de la celda electrolítica: ánodo cátodo y centro, se observan en la figura 7. Los mejores resultados en cuanto a eficiencia del procedimiento se obtuvieron para M/L30/70 en el ánodo a pH neutro donde, se observa una disminución de turbidez de 805,5 a 78,2 NTU. En el cátodo no se observa incidencia del pH en la turbidez, mientras que en el centro disminuye la efectividad del tratamiento.

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Figura 7. Promedios de turbidez residual (NTU) de lixiviados tratados por electrocoagulación con mucílago a M/L30/70 y M/L50/50 a pH 4, 7 y 10 en las tres secciones de la celda durante 100 min

El tiempo óptimo para el proceso de electrocoagulación está en 60-70 minutos en el cátodo y en ánodo y a los 100 minutos para el centro. A partir del minuto 90, aumenta significativamente la turbidez especialmente en el tratamiento M/L 30/70 a pH neutro, haciendo ineficiente el proceso. El comportamiento observado en las secciones de la celda, puede ser ocasionada por el intercambio iónico en la cercanía de los electrodos, permitiendo la neutralización de cargas del lixiviado, facilitando la rápida aglutinación. En M/L50/50, se registraron variaciones alternas en la turbidez en los tres compartimientos de la celda, con varias etapas de precipitación originando el efecto de barrido, (figura 8, ampliada en la figura 9). La inestabilidad generada por la redisolución de los microflóculos pudo ser causada por la sobresaturación de mucílago en el lixiviado. Los resultados señalan la efectividad de la preparación M/L30/70, para tratar el lixiviado del relleno sanitario en estudio.

Figura 8. Comportamiento de la turbidez residual durante 120 minutos en las tres regiones de la celda para el tratamiento M/L50/50 a pH neutro

Figura 9. Ampliación del intervalo de turbidez entre 90 y 200 NTU de la figura 8 51

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Estudio de la remoción de sólidos suspendidos. Como se observa en la figura 10, la remoción de sólidos resulta ser más difícil a pH ácido y básico en las dos concentraciones probadas, la respuesta más baja se encontró en el ánodo a pH4 en M/L30/70. La mayor efectividad del proceso se logró a pH7 en M/L30/70, presentándose valores similares en las tres secciones de la celda, lo que indica que la remoción de sólidos es independiente de la sección de la celda. Se lograron remover sólidos en un intervalo entre el 55 y 67%. En la concentración M/L50/50 el proceso de remoción de sólidos por electrocoagulación muestra un comportamiento similar en las variables analizadas: pH ácido, básico y neutro y secciones de la celda ánodo, cátodo y centro. Se alcanzó una remoción de sólidos entre el 35 y 40%.

. Figura 10. Porcentaje de remoción de sólidos suspendidos mediante la electrocoagulación del lixiviado en el cátodo, ánodo y centro de la celda electrolítica empleando concentraciones M/L30/70 y M/L50/50 a pH ácido (4), neutro (7) y básico (10)

En el proceso de electrocoagulación del lixiviado, se pudieron identificar claramente tres etapas en la variación de corriente dentro de la celda electrolítica: la primera (20 min.) de elevación, la segunda (70-90 min.) de marcada disminución y la tercera de estabilidad. En la primera etapa, ocurre la electromigración de iones a través del lixiviado, el aumento de corriente es potenciado por los iones introducidos dentro del sistema de la celda, en la segunda, la migración y transporte de los iones hidrogeno y las especies adsorbidas empiezan a tener menor significancia y la corriente decrece gradualmente, así, la variación de corriente y su tendencia puede explicar la resistencia, el consumo de energía y los fenómenos de transporte de las especies contenidas en el sistema, Kim et al., (2001). Las reacciones de electrolisis aceleran el proceso de óxido-reducción facilitando la desestabilización del lixiviado y la formación de grupos ionizables en el mucilago que ayudan a la adsorción de los coloides, permitiendo la formación de flóculos. 52

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Los parámetros fisicoquímicos (figura 11) a pH neutro, evaluados en los lixiviados tratados por los dos métodos, se encuentran dentro de la norma nacional, los cuales al ser comparados con los tratados en la planta de Pirgua reflejan valores más deseables y por consiguiente un proceso de coagulación-floculación eficiente en la remoción de partículas contaminantes: menor alcalinidad (mg CaCO3 / L) y sólidos totales (ST), más baja conductividad (μS), (límite no establecido por el decreto). Los lixiviados tratados en planta muestran alta concentración de iones orgánicos e inorgánicos en la suspensión. La disminución de los parámetros mencionados y el valor de sólidos totales, es proporcional a la concentración y naturaleza de las partículas, lo que influye en la velocidad de formación de flóculos y la sedimentación.

Figura 11. Parámetros fisicoquímicos obtenidos después de la aplicación de los tratamientos coagulaciónfloculación y electrocoagulación con concentraciones M/L 30/70 y M/L 50/50 a pH neutro

Conclusiones El tratamiento de lixiviados con el mucílago de Opuntia ficus indica mostró ser efectivo en la remoción de partículas sólidas contaminantes. La electrocoagulación en una concentración del 30% (tratamiento M/L30/70) a pH 7 presentó los mayores valores de remoción de turbidez, disminuyendo el porcentaje de sólidos suspendidos hasta en 67 unidades porcentuales en promedio en las tres secciones de la celda electrolítica. Los parámetros fisicoquímicos del lixiviado tratado con el mucilago por los métodos de coagulación - floculación y electrocoagulación mostraron registros deseables cumpliendo con lo establecido en la norma nacional para aguas de vertimiento agrícola. El pH 7resultó ser el más eficiente en los procesos descritos.

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Las condiciones recomendables para el tratamiento de lixiviados por coagulación – floculación con Opuntia ficus indica son: Medio neutro (pH7), Concentración mucílago/ lixiviado: 30/70, tiempo de coagulación: 70 minutos. Para la electrocoagulación son: Medio neutro (pH7), Concentración mucílago/ lixiviado: 30/70, tiempo de electrocoagulación 100 minutos y es independiente a la sección de la celda. Las propiedades coagulantes-floculantes más destacadas del mucilago de Opuntia ficus indica son: buena capacidad de formación de flóculos, gran capacidad biodegradable, mayor velocidad de sedimentación con baja producción de lodos, por lo que es una excelente alternativa natural y de bajo costo para el tratamiento de lixiviados. Los lixiviados crudos y tratados de la planta Pirgua no cumplen con lo establecido en la normatividad nacional para el parámetro de alcalinidad, a diferencia de los lixiviados tratados con Opuntia ficus indica. Recomendaciones Continuar el estudio, para determinar concentraciones intermedias que proporcionen mejores resultados, para la remoción de turbidez por coagulación química. En estudios posteriores evaluar la remoción de metales pesados en lixiviados mediante los tratamientos de coagulación-floculación y electrocoagulación empleando mucílago de Opuntia ficus indica. Bibliografía

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

APLICABILIDAD DEL PROCESO DE LODOS ACTIVADOS EN EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE UNA INDUSTRIA PROCESADORA DE CAMARON

Lenin Herrera 1 * Suher Carolina Yabroudi Verónica del Mundo 1 Ronald Ortega 1 Carmen Cárdenas 1

APPLICABILITY OF ACTIVATED SLUDGE PROCESS IN THE TREATMENT OF EFFLUENTS FROM SHRIMP PROCESSING INDUSTRY Recibido el 10 de agosto de 2011; Aceptado el 17 de noviembre de 2011

Abstract An activated sludge process for shrimp processing wastewater treatment had been studied. Initially, the volumetric flow of effluent per kilogram of processed shrimp was calculated; the result was 12.7 L/kg, and the average volumetric flow of discharge from the processing plant was 349250 L/d. After that, a characterization of the effluents of the plant was carried out, showing that most of the parameters analyzed don’t achieve the effluents quality parameters established by the Venezuela´s environmental requirements. Subsequently, a wastewater treatment system by activated sludge was simulated in a lab scale, using three continuous flow stirred-tank reactors with different residences times (4h, 6h and 8h), and the biokinetics constants were calculated, once pseudo-stationary conditions were reached in the continuous flow stirred-tank reactors; they were: k=0.0057 -1 L/mgDQO.d, YT=0.3904 mgSSV/mgDQO and kd=0.1601 d . At last, the design of the wastewater treatment system for the shrimp processing plant was developed, and it results the following features: F/M of 0.21, biological solids retention time (θc) of 29 days, 2000 mg/L of activated sludge concentration, reactor’s volume of 171 m 3 and 8 hours of residence time. With this treatment system, 85% of COD, 96% of BOD, 86.4% of nitrogen and 27% of phosphor removal efficiencies are expected, based on the simulation of the wastewater system using continuous flow stirred-tank reactors. Key Words: wastewater, shrimp, characterization, biokinetics constants, activated sludge. 1

Centro de Investigación del Agua, Universidad del Zulia

* Autor corresponsal: Dirección de contacto. Ciudad Universitaria. Módulo Agropecuario. Sector Ziruma. Maracaibo, Estado Zulia. Código Postal 98. Venezuela. Email: yabroudic@yahoo.com

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Resumen Se realizó un estudio de tratabilidad biológica a los efluentes de una planta procesadora de camarón, ubicada en Santa Rosa de Agua, Estado Zulia (Venezuela). Inicialmente, se determinó el caudal de agua residual generado por la planta por kilogramo de camarón procesado, obteniéndose como resultado el valor de 12.7 L/kg, con un caudal promedio de descarga de 349250 L/d. Posteriormente se caracterizaron muestras de efluentes crudos para determinar la calidad de los mismos, lo que demostró que la mayoría de los parámetros analizados no cumplían con lo establecido por la normativa ambiental de la República de Venezuela, justificándose así la instalación de un sistema de tratamiento. Para soportar el diseño, se llevó a cabo un estudio a escala piloto del tratamiento mediante sistema de lodos activados en reactores de flujo continuo, considerando diferentes tiempos de residencia (4h, 6h y 8h), determinándose las constantes biocinéticas al alcanzar condiciones pseudo-estacionarias: k=0.0057 L/mg.DQO.d; YT=0.3904 mgSSV/mgDQO y Kd=0.1601 d-1. A partir de estas, se predimensionó un sistema para tratar los efluentes de la planta procesadora con las siguientes características: relación F/M = 0.21, concentración de SSV en el licor mezclado del reactor igual a 2000 mg/L, edad de los lodos (θc) de 29 días, volumen del reactor de 171 m 3 y tiempo de residencia de 8 horas. Con este sistema se espera obtener una eficiencia de remoción de DQO de 85%, DBO de 96%, nitrógeno de 86% y fósforo de 27%, con base en los resultados obtenidos de la simulación del sistema de tratamiento empleando reactores biológicos de flujo continuo. Palabras clave: aguas residuales, camarón, caracterización, constantes biocinéticas, lodos activados.

Introducción El Lago de Maracaibo se caracteriza por ser un cuerpo de agua dulce con características estuarinas debido a la particularidad de tener comunicación con el Golfo de Venezuela, esto permite el intercambio de fauna entre las dos zonas, de modo que diversas especies marinas cumplen su ciclo de crecimiento en el lago. Entre la variedad de especies acuáticas destaca el Camarón Blanco (Penaeus Schmittiy Vannamei), cuya abundancia hace rentable su comercio, incidiendo en el desarrollo de industrias procesadoras, situación que ha impactado en forma positiva en la generación de empleos desde el momento de la recolección, transporte, procesamiento y distribución de esta especie, creando un ambiente de seguridad para la inversión de nuevas empresas, tomando en cuenta que el 95% de la producción cuenta con proyección de exportación. Debido a la cercanía de estas industrias al Lago de Maracaibo, todo desecho que puedan generar en todas sus etapas productivas, termina siendo dispuesto en este cuerpo de agua. En el caso de las industrias instaladas en la Cuenca del Lago de Maracaibo, no se conocen estudios de tratabilidad biológica y de determinación de las constantes cinéticas para dichos procesos, por otra parte, en vista del esquema de procesamiento que estas emplean, las características de sus efluentes difieren de aquellos generados en industrias similares en otros países (Figura 1), cuyos sistemas de tratamiento de aguas residuales han sido diseñados considerando sus características particulares, en consecuencia no es posible adoptar los mismos 57

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parámetros de diseño y soluciones técnicas para adecuar los efluentes según lo establecido en la normativa legal vigente (ICLAM, 2004).

Figura 1. Diagrama de la industria procesadora de camarón bajo estudio

Considerando esta situación y atendiendo a la necesidad de diseñar e instalar sistemas de tratamiento de aguas residuales en cada una de estas industrias, surge el interés de realizar estudios que permitan proyectar los sistemas de tratamiento. De este modo, se presenta el desarrollo de un estudio experimental en el que se evaluó la tratabilidad biológica por proceso de lodos activados de los efluentes generados en una industria procesadora de camarón, ubicada en la localidad de Santa Rosa de Agua, Municipio Maracaibo del Estado Zulia (Venezuela). Para cumplir con los objetivos planteados, en primer lugar, se caracterizaron muestras de agua residual industrial y doméstica producida en dicha planta; se determinó el volumen de agua residual generado por cada kilogramo de camarón procesado, posteriormente se simuló el tratamiento por proceso de lodos activados en escala de laboratorio a través de reactores de flujo continuo considerando tres diferentes tiempos de retención hidráulica, con la finalidad de obtener los parámetros requeridos para el cálculo de las constantes biocinéticas Y T (coeficiente real de rendimiento relacionado al crecimiento), k (constante de velocidad de utilización de substrato específica) y Kd (constante de proporcionalidad que representa la pérdida de biomasa debido a la respiración endógena por unidad de biomasa y tiempo) (ICLAM, 2004; Metclaf y Eddy, 2004; Benefield y Randall, 1980).

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Metodología Medición del caudal de la planta Se cuenta con un único punto de toma de muestra, un tanque de dimensiones conocidas (área base de 9,1m2), donde se descargan los efluentes combinados (95% agua de proceso y 5% de origen humano). Para determinar el caudal de aguas residuales generado se midió la diferencia de altura alcanzada por el agua en intervalos de tiempo de 10 minutos. Esta diferencia de altura se multiplicó por el área de la base del tanque y se dividió entre el tiempo para cuantificar el caudal (volumen/tiempo). Este procedimiento se realizó en forma cuantitativa considerando un día de procesamiento, desde las 8:00a.m hasta las 4:00a.m del día siguiente, momento en que finalizaron las actividades del día considerado. Fue necesario conocer los datos de producción para ese día para obtener la relación volumen de agua por kilogramo de camarón procesado. Caracterización del efluente crudo de la planta Se realizaron dos tipos de caracterizaciones: la primera considerando la presencia de metabisulfito de sodio (MBS) en el efluente y la segunda, después de eliminado por proceso de aireación del efluente crudo de la planta. La presencia de MBS se debe a que es empleado para prevenir la melanosis de los camarones, y su concentración dependerá de las exigencias del cliente al cual se le suministrará el producto, por lo que su concentración residual será variable. Este debe ser eliminado del agua a tratar ya que representa un problema en la operación y desempeño de un sistema de tratamiento por lodos activados. Tabla 1. Análisis físico-químicos realizados durante la caracterización (APHA, 2006) Parámetro Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5,20) Demanda Química de Oxígeno (DQO)

Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK) Fósforo Total (P-Total) Sólidos Suspendidos Totales (SST) Sólidos Sedimentables (SS) Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV) Alcalinidad total pH Temperatura Cloro Residual

Método Winkler Colorimétrico (Reflujo Cerrado) para Concentraciones de Cloruro  a 2000mg/L. Volumétrico Colorimétrico Gravimétrico Volumétrico Gravimétrico Volumétrico

Colorimétrico

Nº de Método 5210-B 5220-D 4500-Norg.B 4500-P.B,E 2540-D 2540-F 2540-E 2320-B 4500-H+ 2550 4500- Cl-B

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El proceso de caracterización, se efectuó durante tres diferentes días de operación, colectando muestras en intervalos de una hora desde las 7:00a.m hasta las 7:00p.m para un total de 13 muestras por día. Una vez captadas fueron envasadas en botellas plásticas de 1 litro de capacidad, sin adición de ningún tipo de reactivo, identificadas según la hora de muestreo y refrigeradas a una temperatura de 4 ºC por un período aproximado de 4 horas hasta su caracterización. Posteriormente se preparó una mezcla compuesta tomando alícuotas iguales de estas para obtener una muestra representativa del efluente crudo de la planta para cada día de operación analizado. La caracterización físico-química de las muestras se realizó por duplicado siguiendo las especificaciones y procedimientos estandarizados descritos por la APHA. La Tabla 1 resume los parámetros y método aplicado (APHA, 2006). Reducción de la concentración de metabisulfito de sodio (MBS) del agua residual por aeración MBS es un agente reductor capaz de proveer un efectivo control contra el desarrollo de la melanosis del camarón, es por esto que su uso es de importancia para mantener los altos estándares de calidad del producto. En vista de que las aguas provenientes de la sala de proceso que descargan en el tanque de recolección contienen una cantidad residual considerable de MBS, fue necesaria su eliminación o neutralización de las aguas que serian sometidas a tratamiento en el sistema piloto, debido a que el MBS es un agente reductor y secuestrante de oxígeno que llega a competir con las bacterias heterotróficas del proceso de lodos activados por el consumo de oxígeno, afectando sus funciones biológicas y colocando en riesgo su supervivencia. Esto llevó a evaluar alternativas de eliminación del MBS del agua residual. La primera fue la aireación, para lo cual se realizaron ensayos aireando un volumen de 10 litros de solución de MBS de concentración conocida, siendo cuantificada su concentración cada hora. Los datos obtenidos se utilizaron para estimar el tiempo necesario de aireación para eliminar el MBS, siendo este de 3 horas (Álvarez, 2000). Otra alternativa fue neutralizar el MBS usando hipoclorito de calcio, las Ecuaciones 1 y 2 describen las reacciones involucradas. En primer lugar, el MBS (Na2S2O5) al entrar en contacto con el agua forma bisulfito de sodio (NaHSO3), que posteriormente reacciona con hipoclorito de calcio (Ca(OCl)2) para producir sulfatos, cloruros, entre otros. Esta última reacción es la que consume el bisulfito. Esta alternativa solo se aplicó para concentraciones de MBS en el agua a tratar superiores a 7000 ppm (Álvarez, 2000). Na2 S 2 O3  3H 2 O  2 NaHSO3  4H 

Ecuación (1)

2 NaHSO3  CaOCl 2  2SO42  2Cl   Ca 2  2H   2 Na 

Ecuación (2)

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Simulación del sistema de tratamiento a escala laboratorio El sistema piloto de tratamiento por lodos activados estaba conformado por tres reactores biológicos en flujo continuo, en el que fue evaluada la tratabilidad del efluente y determinación de las constantes biocinéticas considerando diferentes tiempos de residencia para cada uno: 4, 6 y 8 horas, manteniendo una concentración de lodo igual para todos los casos de 2000 mg/L. El diseño de los reactores está basado en el modelo de Eckenfelder y Colaboradores (1980). Estos están conformados por láminas de plexiglass y constan de una cámara de aireación (7 L) y otra de sedimentación (3 L), ambas separadas por medio de una guillotina o bafle que a su vez permitía el paso del agua residual junto con el lodo de una cámara a otra, lo que permitió mantener el reciclaje y recirculación del lodo. La alimentación del agua residual se introdujo por el tope de la superficie líquida de la cámara de aireación, a una tasa de flujo controlada para mantener el tiempo de residencia en cada reactor. El aire en la cámara de aireación se suministró uniformemente, mediante un dispersor de plástico con una serie de perforaciones que permitieron la difusión del aire en varios puntos del reactor, promoviendo de esta forma la mezcla completa en esta sección. Es importante acotar que previo a ser alimentado a los reactores, el agua de proceso colectada a la salida del tanque de recepción de la empresa procesadora era previamente aireado para lograr la eliminación del MBS (Eckenfelder et al., 1980; Metcalf y Eddy, 1996). Determinación de las constantes biocinéticas Una vez que el proceso alcanzó condiciones pseudo-estacionarias para cada tiempo de residencia evaluado, se seleccionaron los datos necesarios para determinar por medio del modelo desarrollado por Benefield y Randall (1980), las constantes biocinética k (Ecuación 3) y YT y Kd (Ecuación 4). Q( S o  S e )  q  KSe XVa

q

K 1  d YT YT

Q: Caudal Va: Volumen del tanque de aireación So: Concentración de substrato inicial Se: Concentración de substrato final X: Concentración de biomasa activa

Ecuación (3)

Ecuación (4)

q: Velocidad de utilización se sustrato específica k: Velocidad máxima específica de utilización del substrato : Velocidad de crecimiento específica YT: Coeficiente de crecimiento Kd: Constante de respiración endógena

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La Ecuación (3) representa una línea recta con pendiente k cuando se graficó Q(S o-Se)/XVa versus Se; mientras que la Ecuación (4) representa una línea recta con pendiente 1/YT e intercepto Kd/YT cuando se grafica Q(So-Se)/X·Va versus . Con base a los resultados de los análisis realizados, se procesaron los datos y se ajustaron las rectas a fin de determinar los valores de YT, k y Kd.

Resultados y Discusión Determinación de caudales La Figura 2 muestra las grandes variaciones en el comportamiento del caudal de entrada hacia el tanque de recolección de agua (medidos cada 10 minutos), esto se debe a que son realizadas distintas actividades dentro de la empresa procesadora a lo largo de un día de labor: procesamiento de camarones enteros, descabezado y remoción de colas; además de limpieza de las áreas de operaciones: salas de proceso, área de recepción, cavas, cestas, baños, etc. No existe un horario definido para cada una de estas actividades, esto dependerá de la demanda del producto en determinado momento, de la cantidad de camarón que se reciba y procese y del número de personas laborando. Para determinar el volumen total generado por la planta para un día de trabajo (representado por el área bajo la curva de la Figura 2), se recurre al método de Simpson, obteniéndose un volumen de 168647 L, siendo la cantidad de camarón procesado de 13300 kg. Dividiendo estos valores se obtuvo una relación de 12.7 L/kg de camarón.

Figura 2. Comportamiento diario del caudal a la salida del tanque de recolección

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Según información suministrada por la empresa, la cantidad máxima que puede procesarse en un día es 40000 kg, que al multiplicarlo por la relación 12.7 L/kg, se obtiene el caudal máximo operacional de 508000 L/d. Este no fue utilizado como medida de diseño, ya que sólo se obtiene cuando se procesa la máxima cantidad de camarón y esto acontece eventualmente. Para calcular el caudal de diseño se empleó la cantidad de camarón en promedio que se procesa (27500 kg), obteniéndose un caudal promedio 349250 L/d, redondeado a 350000 L/d. Caracterización del efluente crudo Los resultados de los análisis realizados al efluente crudo de la planta durante tres días de caracterización se presentan en la Tabla 2.

Tabla 2: Caracterización del efluente Parámetros

Unidades

Día 1*

Día 2**

Día 3***

Temperatura pH Alcalinidad Total DQO DBO5,20 Sólidos Suspendidos Totales (SST) Sólidos Sedimentables Nitrógeno Total Kjeldahl (NTK) Fósforo Total

ºC mg/L mg/L mg/L

27 8.65 510 790 435

26 6.21 500 1201 850

28 8.85 260 791 490

Límite Máximo Normativa Legal 25-30 6-9 No aplica 350 60

mg/L

156

200

114

ml/L

2,5

0,7

mg/L

*Día 1: limpieza de las áreas de operaciones, salas de baño y otras áreas; procesamiento en menor proporción de camarones enteros y descabezado. **Día 2: Procesamiento de camarones enteros, descabezado, remoción de colas; recepción de materia prima y limpieza (en menor proporción) de las principales áreas de la planta. ***Día 3: Procesamiento de camarones enteros y limpieza de las principales áreas de la planta.

Comparando los valores con el Decreto 883 (Gaceta Oficial N°. 5021, 1995) que fija los valores máximos que debe cumplir un efluente para descarga o disposición en cuerpos de agua, destaca que los valores de DQO, DBO, SST e NTK se encuentran fuera de normativa [Gaceta Oficial N°. 5021, 1995; Calderón y Ramírez, 2004]. Debemos considerar que el efluente fue sometido a una aireación previa de los ensayos a escala piloto, con el objetivo de eliminar el MBS del efluente, esto llevó a una reducción en el contenido de materia orgánica cuantificada como DQO y DBO (Tabla 3), sin embargo continúan fuera de los límites establecido por el organismo ambiental de la República de Venezuela.

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Tabla 3. Parámetros físico-químicos correspondientes a tres días de caracterización del efluente crudo pre-aireado Parámetros pH Alcalinidad Total DQO DBO5,20 NTK

Unidades mg/L mg/L mg/L mg/L

Día 1 7.22 185 504 230 38

Día 2 6.24 21 341 176 18

Día 3 3.02 0 661 215 25

Comportamiento del Sistema Piloto de Tratamiento Los resultados obtenidos durante el estudio experimental, mostrados en la Tabla 4, fueron obtenidos una vez aclimatado el lodo y estabilizados cada unos de los sistemas (condiciones pseudo-estacionarias alcanzadas en una semana, aproximadamente), siendo los porcentajes de remoción de DQO, DBO y NTK elevados.

Tabla 4. Comportamiento del sistema a escala de laboratorio en flujo continuo Días

SSVi

SSVf

SSVLM

DQOi

DQOf

%Rem DQO

DBOi

DBOf

%Rem DBO

%Rem N

%Rem P

1 2

58 54

25 12

2410 2380

390 464

129 135

67 71

4 horas 102 214

14 7

86 97

78 88

23 35

71 61

5 4

3 3

27 29

2330

434

172

150

2380

2400

419

138

205

392

199

2010

390

6 horas 102

2 3 4 5

2230

464

157

214

57 60 48

12 7 9

2230 2260 2240

434 419 392

145 42 47

67 90 88

150 11 93 76 14 81 4 3 205 6 97 79 26 67 3 2 199 3 99 88 13 85 4 3 8 horas 1 58 20 2190 390 86 78 102 10 90 78 23 71 5 4 2 54 10 2180 464 60 87 214 6 97 88 15 83 4 3 3 57 5 2210 434 110 75 150 8 95 76 10 87 4 3 4 60 9 2230 419 17 96 205 5 98 79 15 82 3 2 5 48 7 2200 392 30 92 199 9 96 88 16 82 4 3 SSVi: Sólidos suspendidos volátiles del afluente DBOf: Demanda bioquímica de oxígeno del efluente SSVf: Sólidos suspendidos volátiles del efluente %Rem DBO: Porcentaje de remoción de DBO SSVLM: Sólidos suspendidos volátiles en el reactor Nf: Concentración de nitrógeno total en el efluente DQOi: Demanda química de oxígeno del afluente %Rem N: Porcentaje de remoción de nitrógeno DQOf: Demanda química de oxígeno del efluente Pi: Concentración de fósforo total en el afluente %Rem DQO: Porcentaje de remoción de DQO Pf: Concentración de fósforo total en el efluente DBOi: Demanda bioquímica de oxígeno del afluente %Rem P: Porcentaje de remoción de fósforo

19 28 26 27 25 24 28 25

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La Tabla 5 agrupa los parámetros requeridos en la determinación de las constantes biocinéticas.

Tabla 5. Parámetros requeridos para determinar las constantes biocinéticas Tiempo de Q V q DQOf Residencia -1 (L/d) (L) (d ) (mg/L) (horas) 4 51 8.5 0.713 129 6 34.6 8.5 0.563 93 8 25 8.3 0.437 86 Q: Caudal V: Volumen del reactor q: Velocidad de utilización se sustrato específica

c



(d)

(d )

8.5 29 27

0.117 0.033 0.037

-1

DQOF: Demanda química de oxígeno en el efluente c: Edad del lodo : Velocidad de crecimiento específica

La Figura 3, usada en la determinación de la constante biocinética k, muestra los puntos correspondientes a cada tiempo de retención hidráulica estudiado. Cada punto representa el comportamiento de cada reactor durante un día de tratamiento, donde la recta formada no presenta una correlación igual a uno, ya que el sistema de lodos activados alcanzó un estado pseudo-estacionario, siendo la pendiente el valor de la constante de utilización de sustrato k, de 0.0057 L/mgDQO.d. De modo similar se obtuvieron las constantes Y T y Kd (Figura 4), en este caso la pendiente de la recta representa el inverso de la constante de crecimiento Y T (0.3904 mgSSV/mgDQO) y el intercepto con el eje de las abscisas representa la relación Kd/YT, donde Kd es igual a 0.1601 d-1 (Benefield y Randall, 1980; Metcalf y Eddy, 2004).

Figura 3. Constante biocinética k

Figura 4. Constante biocinética YT y Kd

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Conclusiones El estudio demostró la aplicabilidad del proceso de lodos activados en el tratamiento de efluentes de una industria procesadora de camarón siendo determinados los parámetros cinéticos: k=0.0057L/mgDQO.d, YT = 0.3904 mgSSV/mgDQO y Kd = 0.1601 d-1 a partir de los cuales se pre-dimensionó un sistema de tratamiento para tratar los efluentes crudos provenientes de la planta, con las siguientes características: caudal de diseño: 350 m 3/d, concentración de SSVLM en el reactor: 2000 mg/L, relación F/M: 0.21, edad de los lodos: 29 días, tiempo de residencia: 8 horas, volumen del reactor: 171 m3 y caudal de aire de 8666 m3/d.

Referencias bibliográficas Álvarez, M (2000) Evaluación de tres metodologías de tratamiento con metabisulfito de sodio en la cosecha de camarones enteros para prevenir melanosis. Zamorano, Honduras. APHA-AWWA-WEF (2006) Standard methods for examination of water and wastewater. American Public Health Association. 21 ed. New York. Benefield, L. y Randall, C (1980) Biological Process Design for Wastewater Treatment. Editorial Prentice-Hall. USA. 51, 53-56, 131-134, 136, 190-193, 210-217 pp. Eckenfelder W. y Wesley Jr. (1980) Principles of Water Quality Magnagment. USA. 131-142pp. ICLAM (Instituto para el Control y Conservación de la Cuenca del Lago de Maracaibo). Gerencia de Control y Auditoría Ambiental, División de Desechos Tóxicos. (2004) Evaluación físico-química y bacteriológica de los efluentes líquidos industriales. Informe técnico. Maracaibo, Venezuela. Metcalf y Eddy (2003) Wastewater Engineering. Treatment and Reuse. 4 ed. Editorial McGraw Hill. USA. 659-789pp. Gaceta Oficial de la República de Venezuela, 5021 (1995) Normas para la Clasificación y el Control de la Calidad de los Cuerpos de Agua y Vertidos o Efluentes Líquidos (Extraordinaria). Decreto Nº 883.

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

INVESTIGACIÓN DEL SITIO DE DISPOSCIÓN FINAL DE RESIDUOS SÓLIDOS DE LA CIUDAD DE SAN CRISTÓBAL DE LAS CASAS, CHIAPAS

Hugo Alejandro Nájera Aguilar 1 Pedro Vera Toledo 2 * Ma. Neftalí Rojas-Valencia

RESEARCH OF THE SITE FOR THE FINAL DISPOSAL OF SOLID RESIDUES IN THE CITY OF SAN CRISTOBAL DE LAS CASAS, CHIAPAS Recibido el 30 de mayo de 2011; Aceptado el 2 de diciembre de 2011

Abstract This research project set out to discover the characteristics of the site currently being used for dumping rubbish produced in the city of San Cristobal de las Casas, Chiapas; the conditions under which the dump operates; and how closely said conditions comply with the stipulations laid down in Official Mexican Standard. To estimate the volumes of rubbish at the Municipal Dump, 5 vertical electrical probes were sunk into the underlying matter to assess its depth. Results show that the per capita generation of solid waste is 1.215 Kg; that according to official regulations the dump is classed as Category A; that the rubbish is covered over every 3 months; that the average 3 depth of the residues is in the order of 15 metres, thus being approximately equivalent to 1,050,000 m volume and 3 655 kg/m volumetric weight. This means an overall total of 687,434 tons of rubbish has been dumped at the site, and there was found to be no control whatsoever over the leachates and biogas this waste matter generates. The fauna consists mainly of colonies of stray dogs, rats and flies; the local flora is mainly Pinus sp., Quercus sp. and Crataegus sp., with very few bushes, and none of the species is in danger of extinction. This study still recommends the taking of measures necessary to prevent further damage to the local environment, and the permanent closing of the dump. Key words: damage, environment, final disposal, standards, solid residues. 1 2

Escuela de Ingeniería Ambiental, Universidad de Ciencias y Artes de Chiapas Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México

*Autor corresponsal: Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México. Ed. 5. Cubículo 212. Coordinación de Ingeniería Ambiental. Apto. Postal 70-472. Coyoacán C.P. 04510, México, DF. Email: nrov@pumas.iingen.unam.mx

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Resumen El objetivo de esta investigación fue conocer las características del sitio donde se disponen los residuos sólidos urbanos y de manejo especial de la ciudad de San Cristóbal de las Casas, Chiapas, además de las condiciones de operación teniendo como referencia los lineamientos de la Norma NOM-083-SEMARNAT-2003. Para ello se realizaron visitas de campo y entrevistas con personal de las áreas: Departamento de limpia, operación del sitio y segregación de subproductos. Para estimar los volúmenes de residuos dispuestos, se realizaron 5 sondeos eléctricos verticales. Asimismo, se realizó una revisión de los aspectos climatológicos de la zona y levantamientos de flora y fauna. Los resultados mostraron una generación per-cápita de 1.215 Kg con 190 ton/día depositadas; un espesor promedio de residuos de 15metros, con un volumen de 1,050,000 m3, un peso volumétrico aproximado de 655 kg/m3, lo que arroja 687,434 ton dispuestas; se generan lixiviados y biogás sin control alguno; en lo relacionado a la fauna destacan las jaurías de perros; con respecto a la flora, en los alrededores se observó Pinus sp, Quercus sp; pocos arbustos de acuerdo con la normatividad correspondiente y ninguna de las especies se encuentra en peligro de extinción. Se recomienda tomar las medidas necesarias para evitar más daños al ambiente y clausurar el sitio. Palabras clave: ambiente, daño, disposición final, sitio controlado, residuos sólidos.

Introducción El mal manejo de los residuos sólidos genera serios impactos al ambiente y pone en inminente riesgo a la salud pública, específicamente en su disposición final, actividad en la que los residuos son descargados y como su nombre los indica “dispuestos” en forma definitiva. Desafortunadamente, la disposición final de los RSU y RME en nuestro país, se lleva a cabo predominantemente mediante tiraderos a cielo abierto (TCA), donde los residuos se depositan sobre el suelo sin control alguno, estos, no sólo contaminan el ambiente, dan mal aspecto o producen malos olores, son focos de infección y lugar de reproducción de bacterias, hongos y otros microorganismos patógenos. Además, son también las fuentes alimenticias y de reproducción para especies consideradas nocivas, que a su vez son portadores de vectores de ciertas enfermedades perjudiciales para la salud pública y competencia directa de la fauna silvestre, la calidad del aire, la calidad paisajística del sitio, el impacto hacia el suelo y subsuelo, además de la posible afectación a los recursos hídricos tanto superficiales como subterráneos. Según la NOM-083-SEMARNAT-2003 (SEMARNAT, 2004), el sitio donde se disponen los residuos de la ciudad de San Cristóbal de las Casas, es un sitio inadecuado de disposición final que cumple parcialmente con los requisitos establecidos, sobresaliendo la falta de impermeabilización en la base. El Relleno Sanitario (RS), es una obra de infraestructura que involucra métodos y obras de ingeniería para la disposición final de los residuos sólidos urbanos y de manejo especial, con el fin de controlar, a través de la compactación e infraestructura adicional, los impactos ambientales (SEMARNAT, 2004). Robles (2008), menciona que todos los sitios de disposición final se pueden considerar como grandes reactores complejos y heterogéneos cuyos principales productos son el biogás y los 68

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lixiviados. Estos últimos son los principales flujos de contaminación que emanan de los TCA y que representan los principales riesgos de contaminación de los RS hacia el ambiente. Los lixiviados arrastran a su paso material disuelto, en suspensión, fijo o volátil que provoca que tengan elevadas cargas orgánicas, metales pesados, ácidos, sales y microorganismos. Estas últimas características forman una corriente altamente agresiva al ambiente con un potencial contaminante mayor que muchos desechos industriales. Algunos autores como Wiszniowski et al. (2006) definen al lixiviado como el agua de lluvia que pasa a través del sitio de disposición final (SDF) además del líquido que se genera en la degradación de los desechos dentro de un relleno sanitario. Otros autores definen a estos líquidos como aguas residuales complejas generadas cuando el contenido de humedad o de agua de los residuos sólidos en un RS, es mucho mayor a su capacidad de campo (Wang, et al 2003), finalmente la NOM-083-SEMARNAT-2003, los define como: líquido que se forma por la reacción o arrastre de los materiales que constituyen los residuos y que contienen; en forma diluida o en suspensión sustancias que pueden infiltrarse en los suelos o escurrirse fuera de los sitios donde se depositan los residuos y que pueden dar lugar a la contaminación del suelo y de los cuerpos de agua, provocando su deterioro y representando un riesgo a la salud humana y de los demás organismos vivos. Cabe mencionar, que tanto el biogás como los lixiviados se generan tanto en un sitio controlado como en uno no controlado, con la única y gran diferencia, de que en este último los subproductos quedan fuera de control. La disposición final de los residuos sólidos al menos en México se realiza mediante la utilización de TAC o en rellenos controlados, métodos que no cumplen con los requisitos técnicos para lograr una adecuada disposición, a nivel nacional se reporta que a estos sitios ingresan alrededor del 50 por ciento (SEMARNAT, 1999), en el estado de Chiapas para el 2008 la SEDESOL (2008), reportó 3 rellenos sanitarios, y la SEMAHN (2010) 15. El porcentaje de disposición en TCA ascendía a 69 % (SEMAHN, 2010). Hasta hace dos años, no se conocían cuáles eran las condiciones reales de operación del SDF de la ciudad de San Cristóbal de las Casas Chiapas (SCLC), las características físicas y biológicas que envuelven al sitio, el grado de cumplimiento con la NOM-083-SEMARNAT-2003 (SEMARNAT, 2004), el grado de afectación a comunidades cercanas, el posible impacto a sus fuentes de abastecimiento de agua, la situación de las personas encargadas de la segregación se subproductos en el sitio, entre los principales. En el presente trabajo se realiza un estudio de las condiciones reales de operación del SDF y las características que envuelven al sitio. Indudablemente, la generación de esta información representa el punto de partida para la regularización de cualquier SDF que opere como un sitio controlado. 69

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Materiales y métodos La metodología se dividió en 4 partes, en la 1ra parte se hizo el diagnóstico de operación del SDF, en la 2da parte se delimitó el sitio en estudio, superficie impactada y estimación de los volúmenes de residuos dispuestos por prospección geofísica, en la 3ra parte se efectúo el levantamiento de flora y fauna en el SDF y su entorno, y finalmente en la 4 ta parte se analizó el grado de cumplimiento del SDF respecto de las especificaciones establecidas en la Norma Oficial Mexicana NOM-083-SEMARNAT-2003 (SEMARNAT, 2004). Primera parte: Diagnóstico de operación del SDF Se realizaron 6 visitas distribuidas en el lapso de un año al SDF, se entrevistó al personal que labora en el sitio, al encargado del mismo para obtener datos de las condiciones de operación del SDF y a personas dedicadas a las actividades de segregación de subproductos, con la finalidad de conocer qué y cuánto de cada subproducto separan, bajo qué condiciones lo realizan, el número de personas dedicadas a esta tarea, sus condiciones de vida, los mercados de comercialización de los subproductos, etc. Paralelamente se elaboró una lista de la situación del lugar de estudio en cuanto a operación, infraestructura, grado de contaminación y obras complementarias. Todos estos puntos se desarrollaron tomando como referencia las especificaciones de la Norma NOM-083-SEMARNAT2003 (SEMARNAT, 2004). Segunda parte: Delimitación del área de estudio, superficie impactada y estimación de los volúmenes de residuos dispuestos por prospección geofísica El municipio de SCLC se localiza en el Altiplano Central, siendo dos tercios de su superficie montañosa, el resto lo ocupa un extenso valle. Las coordenadas geográficas son 16°45’ Latitud Norte y 92°38' Longitud Oeste con una altitud de 2,120 msnm (INEGI, 2005). Referente al SDF, sus coordenadas geográficas son las siguientes: 16° 41’ 35.92’’ Latitud Norte y 92° 33’ 50.48’’ Longitud Oeste. Se encuentra localizado a una distancia de 15 km en línea recta hacia el sureste de la mancha urbana de la ciudad de SCLC, Chiapas, colinda al Norte con la localidad del Aguaje y Agua de pajarito (2.5 km), al Este con Corazón de María (3.5 km), al Oeste con el Arcotete y al Sur con la localidad del Cagual (1.25 km) y Rancho Nuevo (2.5 km). Con el apoyo de un equipo geoposicionador GPS navegador marca GARMIN modelo MAP, se recorrió todo el perímetro del sitio para determinar el área impactada, realizando el registro de puntos a cada 10-20m de distancia, hasta cerrar el polígono del terreno. En la determinación de los espesores de residuos, el equipo utilizado para la prospección geofísica consistió de un transmisor-Receptor Scintrex modelo SARIS, con una potencia de salida de hasta 500 watts y corriente de salida máxima de 1 ampere provisto de una caja interelectrónica para sondeos tipo Schlumberger. Como equipo complementario se utilizaron electrodos de cobre y electrodos impolarizables; cable de cobre acerado necesario para las conexiones, carretes móviles y herramienta accesoria. 70

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El levantamiento de campo se inició con el registro de datos para cada uno de los 5 sondeos eléctricos verticales (SEV’s), tal como se ejemplifica en la Figura 1. Posteriormente, se obtuvieron los valores de resistividad aparente en cada estación y se graficaron en papel bilogarítmico. Se procedió al procesamiento de la información y la interpretación cuantitativa de cada SEV por medios automáticos (Winsev 6.0).

Figura 1. Ubicación del lugar de estudio y de los SEV’s realizados

Tercera Parte: Levantamiento de flora y fauna en el SDF y su entorno En cuanto a la identificación de las especies vegetales en general, se utilizaron claves dicotómicas y el conocimiento que los campesinos tienen sobre su entorno natural, corroborado con referencias bibliográficas (Breedlove, 1986 y Miranda, 1975). Asimismo, para determinar la estratificación, dominancia, abundancia y distribución de las especies en el sitio del proyecto, se utilizó la metodología de Miranda et al. (1967). En el caso de la identificación de la fauna, especies de valor comercial, de interés cinegético, microorganismos y su posible situación migratoria, se utilizaron referencias de los campesinos del área de estudio, así como referencias bibliográficas (Álvarez, 1952 y Álvarez, 1977). Por otra parte, el estatus ecológico de las especies de fauna fue cotejado con la lista que se señala en la Norma Oficial Mexicana NOM059-SEMARNAT-2001.

Cuarta parte Finalmente se hizo un análisis del lugar para evaluar el grado de cumplimiento del SDF con las especificaciones establecidas en la Norma Oficial Mexicana NOM-083-SEMARNAT-2003 (SEMARNAT, 2004).

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Resultados y discusión Resultados de la primera parte: Diagnóstico de las condiciones de operación del SDF De acuerdo con lo observado en campo y a las encuestas, no existe una supervisión propia que regule el acceso de los vehículos recolectores, por lo que hay la posibilidad de que ingresen residuos peligrosos. Actualmente al sitio arriban 16 camiones recolectores de residuos a cargo del Municipio, los cuales operan todos los días de la semana, excepto el día domingo cuando únicamente se recolecta y transporta los residuos generados en la zona de mercados. De las 16 unidades recolectoras, 10 de ellas con capacidad de 10 ton, de carga trasera y provistas de sistema de compactación. El resto de vehículos son de menor capacidad (4-6 ton). Asimismo, alrededor de 10 a 15 unidades de particulares de lunes a sábado depositan sus residuos en el SDF. La capacidad de las unidades va desde ¾ de ton, hasta camiones tipo volteo de 7 m3 de capacidad. De la maquinaria existente en el sitio, se cuenta con un tractor D-5 con hoja topadora para el acomodo y compactación de los residuos. Este equipo tiene operando 2 ½ años en el SDF y en general se encuentra en buenas condiciones trabajando de 5-6 hrs/día. Cuando la acumulación de residuos es cercana a las 50 ton, la maquinaria entra en operación distribuyendo y compactando los residuos en capas de 50 cm, en un tiempo estimado de 30 min. Los residuos se cubren cada 2-3 meses, y queda expuesta alcanzando una superficie de 1.15 Ha, con espesores promedio de 3m de altura, por lo que únicamente es acomodada, esparcida y compactada con maquinaria pesada. Por tanto la generación de olores ofensivos en el frente de trabajo es continua, acentuándose por las mañanas y afectando a la comunidad más cercana denominada Predio Santiago, ubicada a escasos 1000 m en dirección noroeste del SDF. En cuanto a la presencia de lixiviados, para cualquier época del año y hacia el centro del SDF, aflora una laguna de estos líquidos la cual sólo para la época de estiaje puede cubrir una superficie de 0.15 Ha (Figura 2), con un tirante estimado de 0.8 m cuantificándose un volumen cercano a los 1,200 m3, este afloramiento, en la época de lluvias aumenta considerablemente su volumen, pudiendo alcanzar prácticamente el doble de este volumen, sin que lleguen a escurrir, porque la topografía del sitio no lo permite, finalmente se infiltran o evaporan. Paralelo a la operación de descarga, se permite la participación de gente dedicada a las actividades de segregación de sub-productos (Figura 3). Ellos se encargan de la separación y recolección de los residuos que posteriormente los comercializan con intermediarios que llegan directamente al SDF. Teniendo ingresos de $35 a $40 USD semanales. Asimismo, los pepenadores no cuentan con equipo de seguridad mínimo como: cubre-boca, guantes, zapatos cerrados, etc. 72

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Figura 2. Laguna de lixiviados hacia el centro del SDF. 0.15 Ha de superficie

Figura 3. Frente de trabajo, operación de descarga de los vehículos recolectores y actividades de “pepena”

Resultados de la segunda parte: Superficie impactada y estimación de los volúmenes de residuos dispuestos por prospección geofísica Generación y volumen de RSU y de ME dispuestos en el SDF. En un día normal de operación, el SDF recibe alrededor de 190 ton/día. Esto incluye tanto los residuos que recoge el sistema de recolección del Ayuntamiento como la dispuesta por particulares. En temporada vacacional, por la afluencia turística en la ciudad, se estima que la cantidad dispuesta puede alcanzar las 250 ton/día, esto conociendo el peso volumétrico de los residuos, los volúmenes de los camiones recolectores y cuantificando de los vehículos particulares que ingresan a depositar los residuos al sitio. Considerando el dato de generación para un día normal de operación y teniendo en cuenta una población de 148,137 habitantes para la ciudad de SCLC (valor proyectado al 2009, partiendo de los datos tomados del INEGI, 2000 e INEGI, 2005), se tiene una generación per-cápita de 1.215 Kg, valor similar al 1.12 Kg. proyectado para la ciudad por el Instituto de Historia Natural y 73

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Ecología. La generación per-cápita para la ciudad se encuentra por arriba del promedio estatal, el cual se ubica en 0.865 Kg/ (SEMAHN, 2010). Cabe señalar, que el dato de generación percápita reviste gran importancia por el simple hecho de representar el punto de partida en la proyección del diseño del futuro Relleno Sanitario para la ciudad de SCLC, así como de cualquier otro proyecto relacionado con el manejo de los RSU y de ME. Por otro lado, de acuerdo con los 5 SEV practicados al sitio, se determinaron los espesores de los residuos acumulados, los cuales oscilaron entre los 5 y 20m tal y como puede apreciarse en la figura 4, donde además se describe la relación de cada subunidad geoeléctrica determinada con las capas de residuos. Esta información es de gran utilidad porque permite en primera instancia, determinar el número de pozos de venteo necesarios para el desalojo del biogás producido, así como la posible ubicación de ellos considerando las zonas donde puede existir un mayor acumulamiento de materia orgánica y espesores mayores de residuos en general. La literatura reporta que cuando los residuos alcanzan los 6m de altura, deben colocarse sistemas de extracción de biogás, en este caso, deberá considerarse la superficie total del SDF (SEMARNAT-GTZ, 2005).

Figura 4. Sección geoeléctrica del SDF de RSU y de ME de la ciudad de SCLC 74

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Asumiendo que prácticamente las 7 Has. del sitio se encuentran ocupadas e impactadas, además de estimarse un espesor promedio en los residuos dispuestos del orden de los 15 m de acuerdo con la figura 4, se tiene que los residuos actualmente puede estar ocupando un volumen cercano a 1,050,000 m3. Con este dato y tomando en cuenta la cantidad de residuos acumulados en los años que lleva operando el SDF (687,434 ton), se obtiene un peso volumétrico en los residuos de 655 kg/m3. Nuevamente, este dato es importante porque con él puede establecerse el nivel de compactación promedio que han alcanzado los residuos, además de ser útil en la estimación del volumen de lixiviados producidos (Tchobanoglous, et al 1993). Resultados de la tercera parte Los resultados mostraron que la fauna considerada como nociva, es la que comúnmente se ha encontrado en otros SDF, tales como jaurías de perros, ratas, moscas entre los principales. Llama la atención las agrupaciones de los primeros, los cuales pueden estar conformados hasta por 40-60 ejemplares. Lo que llega a representar un peligro para los pobladores de las comunidades cercanas. De acuerdo con los avistamientos realizados y referencias de personas que permanentemente se desplazan dentro del área de estudio, las especies silvestres que existen en el predio, son escasas, se limitan a algunos ejemplares de tortolita común Columbina inca, zopilotes Coragyps astratus y ratas Oryzomys a Angusticeps. Con respecto a la presencia de especies de interés cinegético, migratorias, o bien, ubicadas dentro de algún estatus de acuerdo a la Norma NOM-059-SEMARNAT-2001: en primer lugar, aún cuando el hábitat natural inmediato al sitio de estudio se encuentra en regular estado de conservación, las intensas actividades antropogénicas y la presencia de animales semi-salvajes, específicamente de jaurías de perros, no permiten que existan en la zona, especies de animales silvestres que sean de interés cinegético, los cuales anteriormente, con seguridad persistían en el entorno, debido a una menor presencia humana; en segundo lugar, ninguna de las especies que se encuentran cercanas al predio de estudio se consideran como migratorias, toda vez que las especies existentes son residentes (Álvarez,1980). El análisis de la carta topográfica y datos estadísticos del INEGI, muestran que el sitio de estudio no se localiza dentro del polígono de ninguna área natural protegida, que pueda limitar las actividades de disposición final de residuos sólidos provenientes del municipio de SCLC. Por lo que toca a la flora, el estrato arbóreo de los bosques de pino-encino contiguos al sitio está dominado por Pinus patula ssp. recunumanii, P. pseudostrobus, F. protuberans, robles Quercus castanea y Quercus rugosa. El dosel más bajo de los árboles está integrado por especies como la manzanilla Crataegus pubescens, Crataegus nelsoni y capulín Prunus capuli. Los arbustos casi no tienen presencia, reduciéndose en los lugares más abiertos a algunos 75

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ejemplares de Verbesina myriocephala, Buddleia americana, pero sobre todo de mesté Baccharis vaccinioides. Las herbáceas más comunes son: el zacate colorado Heteropogon contortus, pata de gallo Cynodon dactylon, zacatón Muhlenbergia macroura, Paspalum humboldtianum, Digitaría sanguinalis y Paspalum notatum. De las especies levantadas, ninguna de ellas se ubica como amenazado, rara, en peligro de extinción o que deba ser sujeto a protección especial, según la Norma Oficial Mexicana NOM059-SEMARTNAT-2001, denominada como “de protección ambiental-especies nativas de México de flora y fauna silvestres- categorías de riesgo y especificaciones para su inclusión, exclusión o cambio-lista de especies en riesgo que determina las especies de flora y fauna con alguna categoría de riesgo”. Resultados de la cuarta parte: Grado de cumplimiento del SDF respecto de las especificaciones establecidas en la Norma Oficial Mexicana NOM-083-SEMARNAT-2003 La NOM-083-SEMARNAT-2003 establece 4 categorías de SDF, encontrándose el de SCLC dentro de la Categoría A, por recibir diariamente arriba de 100 ton de residuos. Comparando las características que tiene el sitio, con las especificaciones generales que establece la Norma para que un SDF opere como un sitio controlado, tales como las relacionadas a las especificaciones para la selección del sitio y las características constructivas y operativas, se observa el incumplimiento en prácticamente todas las especificaciones, excepto para algunas de las obras complementarias contempladas dentro del inciso B de la Norma, las cuales se enlistan en la Tabla 1. Tabla 1. Obras complementarias requeridas de acuerdo al tipo de disposición final OBRAS COMPLEMENTARIAS CATEGORÍA DEL SITIO A B Caminos de acceso X X Caminos interiores X X Cerca perimetral X X Caseta de vigilancia y control de acceso X X Báscula X X Agua potable, electricidad y drenaje X X Vestidores y servicios sanitarios X X Franja de amortiguamiento (mínimo 10 m) X X Oficinas X Servicio Médico y Seguridad Personal X

GRADO DE CUMPLIMIENTO C X X X

X X

Cumple Cumple Parcial Nulo Nulo Nulo Nulo Cumple Nulo Nulo

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Conclusiones El SDF de RSU y de ME de SCLC, opera como un sitio controlado o como un “entierro sanitario” cubriéndose los residuos bimestral o trimestralmente, distando mucho de las especificaciones que establece la Norma NOM-083-SEMARNAT-2003, destacando la falta de pozos de venteo o cualquier otro dispositivo para el desalojo y control del biogás, la inexistencia de un sistema para la conducción, almacenamiento y tratamiento de lixiviados además de un sistema de impermeabilización, entre otros. Se encuentra toda su superficie impactada, con espesores que van desde los 5-20m y un volumen estimado de 687,434 toneladas de RSU recibidos durante sus 12 años de operación. El SDF presenta una fauna típica de lugares parecidos como son: jaurías de perros en agrupaciones entre 40-60 ejemplares, ratas, moscas entre otros. Es muy importante señalar que las especies silvestres que existen en el predio, son escasas, las cuales se limitan a algunos ejemplares de tortolita común Columbina inca, zopilotes Coragyps astratus y ratas Oryzomys a angusticeps. Por lo que respecta a la flora, ninguna de las especies identificadas, se ubica como amenazada, rara, en peligro de extinción o que deba ser sujeto a protección especial.

Recomendaciones Con la finalidad de dar cumplimiento a lo establecido en la norma “NOM-083-SEMARNAT2003”, y por ende, reducir las afectaciones al entorno, se recomienda la clausura del SDF de RSU y de ME de San Cristóbal de las Casas, Chiapas. El Ayuntamiento de San Cristóbal de las Casas debe de regularizar la operación del SDF en apego a la Norma referida y tomar las medidas necesarias para la clausura del sitio.

Agradecimientos. Al Consejo de Ciencia y Tecnología del Estado de Chiapas (COCyTECH) por el financiamiento a través de los Fondos Mixtos (FOMIX) al proyecto CHIS-2005-C03-070.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. UN PROYECTO PILOTO PARA VIVIR SIN RELLENO MUNICIPAL

*Manfred Fehr 1 Paula Cristina Diniz de Queiroz

A PILOT PROJECT FOR LIVING WITHOUT A MUNICIPAL LANDFILL Recibido el 10 de agosto de 2011; Aceptado el 2 de diciembre de 2011

Abstract The municipality of A has been the object of various studies by the authors’ team. In the present case, the objective was to prepare the routing to reach a “zero waste” situation within a timeframe of 15 years. The study provided an analysis of the present state of municipal waste collection and identified all stakeholders with their respective activities and aims. With the data collected and ideas from intellectual zero waste movements, the authors developed a plan for improving the existing operating system towards a situation where the landfill would be unnecessary. This report presents the analysis and the proposed timetable for administrative measures and targets with their respective deadlines. Key words: divided waste collection, local policies for solid waste, long term waste management planning, municipal landfill, urban waste management, zero waste projects. 1

Instituto de Geografía, Universidad Federal

*Autor corresponsal: Instituto de Geografía, Universidad Federal. 38400 902 Uberlândia MG Brasil. Email: prosec22@yahoo.com

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Resumen La municipalidad de A ya ha sido objeto de varios estudios del grupo de investigación de los autores. El presente trabajo tuvo por objetivo preparar el camino para implantar en la ciudad el proyecto pionero de llegar a la situación de “basura cero” en un plazo de quince años. Para tal, se produjo un análisis de la situación actual de la basura urbana y se identificaron todos los protagonistas con sus respectivas actividades y propósitos. Luego, en base de las ideas defendidas por movimientos intelectuales “basura cero”, se desarrolló un plano para mejorar el sistema existente de manejo de residuos hasta acercarse a una situación donde el relleno no será más necesario. Se presenta el análisis de la situación y se describen los pasos administrativos propuestos con sus respectivos plazos. Palabras claves: gestión de residuos sólidos, plano administrativo de longo plazo para residuos, política local de residuos urbanos, proyecto basura cero, recogida diferenciada de residuos, relleno municipal.

Introducción Justificación Varios movimientos intelectuales mundiales preconizan actualmente la gestión de residuos municipales de manera sostenible. Entre ellos se destacan la Alianza internacional de basura cero (ZWIA 2010) y la Red de la Pegada Ecológica (GEFN 2010). Los programas propuestos por esas redes ya han sido asimilados en muchas ciudades del mundo con la finalidad declarada de se llegar a una situación sin basura para rellenar. La ZWIA indica como principales metas la remoción de residuos biodegradables de los rellenos, la responsabilidad de los fabricantes por sus residuos, la separación en origen de los residuos y la educación ambiental obligatoria en las escuelas. La idea básica es cerrar los ciclos materiales de tal forma que no quede nada para rellenar o incinerar. Varias ciudades de la Oceanía, de la Europa y de la América del Norte ya tienen legislación que obliga el reciclaje completo de los residuos en plazos variados. Como ejemplo se indica la ley del ciclo económico, válida en Europa, que exige de los gestores de residuos lo siguiente: A partir de 2015 papel, metal, plástico, vidrio y todos los residuos biodegradables deben ser colectados separadamente. A partir de 2020 el 50% de la recogida de papel, metal, plástico y vidrio y el 70% de los residuos de la construcción y de la demolición deben ser reciclados para nuevos usos. Las administraciones locales son obligadas a presentar anualmente informes con pruebas del cumplimiento de esas directrices. Las administraciones regionales deben establecer programas públicos que muestren como alcanzar las metas. Los operadores de rellenos son obligados a emitir informes anuales acerca de la cantidad y de la composición de los residuos recibidos en los rellenos (European 2010). Estudios hechos en Canadá indican que la mejor solución ambiental para residuos urbanos consiste en reciclar los componentes inertes y fabricar compost con los componentes biodegradables (Belkorp 2010). Esta conclusión es tan obvia que ni necesitaba de estudios, pero su significado para países emergentes como Brasil reside en la composición de los residuos urbanos. Aproximadamente el 70% de los residuos domiciliarios en Brasil son biodegradables, contra aproximadamente el 30% en Canadá, y así la exigencia de compostaje cambia de nivel. 80

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La justificación del presente estudio reside en la búsqueda de una solución para ciudades brasileñas de aproximadamente cien mil habitantes, y la municipalidad de A, que no se necesita identificar aquí, se ofreció a servir de ejemplo. La idea básica del procedimiento dice que con los conocimientos actuales de tecnología y gestión, ya no se justifica dejar los ciclos materiales abiertos en forma de rellenos. Hay que evolucionar hacia un sistema gerencial con ciclos cerrados. Evidentemente, el cambio no se producirá de inmediato. Plazos razonables serán necesarios, y 15 o 20 años se consideran períodos aceptables. Hipótesis El estudio partió de la hipótesis que es posible llegar a la situación de cero basura en una ciudad brasileña de cien mil habitantes en un plazo de quince años, si existe voluntad administrativa y un plano detallado con plazos razonables. La administración municipal de A ya había mostrado voluntad de colaborar con la colecta de datos para este estudio. La parte que correspondió a los autores era desarrollar el plano con los plazos.

Metodología Se colectaron datos sobre los residuos urbanos y su gestión junto a la administración municipal por medio de entrevistas a personas afectadas a las cuestiones del medio ambiente. Las experiencias en las escuelas con la educación ambiental fueron anotadas en entrevistas con las directoras. Se cubrió todo el universo de 27 escuelas en la ciudad. Informaciones sobre el manejo de residuos en las escuelas fueron obtenidas de los responsables por la cantina y por la limpieza. Se averiguaron las actividades de las cooperativas de colectores de residuos secos que existen en la ciudad. Ideas y experiencias internacionales fueron conseguidas de las publicaciones de la ZWIA (2010). Se entrevistaron los dueños de las principales empresas de la logística reversa para obtener datos sobre la cantidad de material comercializado. Existía un proyecto de compostaje en la cárcel donde se colectaron datos sobre la cantidad de material manejado. En los archivos de los departamentos municipales de medio ambiente y de obras fueron obtenidos dados cuantitativos sobre la limpieza urbana. A partir de esos datos fue preparado el diagnóstico de la situación actual de los residuos urbanos y de su gestión. Los autores acompañaron y analizaron todo el movimiento de la basura en la ciudad. Observaron la recogida de material seco por los colectores autónomos y por los asociados de cooperativas. Observaron la recogida de material mezclado por los camiones compactadores de la empresa contratada por la administración pública. Observaron el movimiento de los residuos de servicios de salud y de la construcción civil. Quedó evidente, por ejemplo, que los camiones usados para recoger la basura mezclada no son apropiados para esa tarea. Son apropiados para la basura de países desarrollados donde el 70% de la basura es material seco voluminoso. En ese caso conviene compactar para reducir el volumen. En países emergentes solamente el 30% de la basura domiciliaria es material seco y el resto es materia biodegradable que es sumamente 81

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húmida y que por su naturaleza ya está compacta. El camión no consigue reducir el volumen, más al prensar el material suelta mucho líquido que cae sobre el asfalto y produce malos olores. Las actividades incluían también el estudio de la literatura sobre los proyectos de basura cero existentes en otros países. De ese estudio salió la información acerca de los plazos largos para la implantación del sistema propuesto. Por mediciones propias y con informaciones obtenidas del departamento municipal de servicios urbanos fueron producidas tablas con la cantidad y la composición de la basura domiciliaria. También fue determinada la fracción de esa basura que las cooperativas consiguen desviar del relleno, y cómo lo hacen. Ellas operan en galpones donde acumulan el material colectado en las calles y luego lo separan y lo preparan para la venta en bultos grandes. Investigaciones en los archivos de la alcaldía determinaron la relación entre costes e ingresos de la administración pública referentes a la gestión de residuos. El estudio de la literatura trajo ideas de ciudades que ya disponen de una legislación de basura cero.

Resultados obtenidos Los resultados se dividen en el diagnóstico numérico de los residuos en la ciudad y la presentación del plano de gestión de quince años. El diagnóstico del movimiento de residuos en la ciudad en el año 2007 mostró la situación de la Tabla 1.

Tabla 1. Residuos producidos en la ciudad en el año 2007 Escombros de construcción Residuos domiciliarios e comerciales Residuos de la limpieza de calles Residuos de servicios de salud Residuos diversos no recogidos Total

172.6 t/d 54.0 t/d 13.6 t/d 0.5 t/d 12.7 t/d 253.4 t/d

68.1% 21.3% 5.4% 0.2% 5.0% 100.0%

(t/d = toneladas por día), fuente: esta investigación.

La recogida atiende el 95% de la demanda. Los 5% restantes de residencias y establecimientos todavía no atendidos se encuentran en el último ítem de la Tabla 1. Los escombros de construcción y los residuos de servicios de salud son recogidos por las empresas productoras y llevados al tratamiento y al destino final. Para la recogida de los escombros existen tres empresas grandes que utilizan camiones con recipientes basculantes de cinco metros cúbicos, y aproximadamente 1500 personas autónomas con pequeños vehículos de tracción animal o humana. Los productores de escombros pagan por la recogida y el 82

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transporte. El destino final es un relleno precario de escombros designado por la administración pública, donde los escombros son depositados sin tratamiento e sin aprovechamiento. Una empresa especializada en pasteurización e incineración colecta los residuos de servicios de salud de los diversos establecimientos y los trata contra pago. Acto seguido los residuos biológicamente inertes son llevados al relleno municipal. Los demás residuos son de la responsabilidad de la administración pública. La municipalidad mantiene un equipo de 48 funcionarios que recogen y llevan al relleno los residuos domiciliarios y otro de 85 funcionarios que cuidan de la limpieza urbana. Para tal, utilizan tres camiones de compactación hidráulica con capacidad de 10 toneladas para los residuos domiciliarios y un camión abierto con capacidad de 14 toneladas para los residuos de limpieza. Los residuos domiciliarios se dividen según se muestra en la Tabla 2.

Tabla 2. Composición de los residuos domiciliarios y comerciales (incluye restaurantes) en el año 2007 Material biodegradable 50.3% Material seco reciclable papel 13.3% metales 2.6% vidrio 4.4% plástico 12.4% 32.8% Rechazos 16.9% Total 100% Fuente: esta investigación

Existen dos cooperativas de colectores con 29 cooperados y 180 colectores autónomos en la ciudad, por un total de 209 personas trabajando en la recogida de material seco reciclable. Entre ellos recogen 10.6 t/d de material sea por visitar residencias sea por explorar los puntos de entrega voluntaria existentes. Los 10.6 t/d representan 10.6 / (54.0*0.328) = 59.8% del material seco reciclable contenido en la basura domiciliaria. Es un valor significativo. La venta de esos componentes en el comercio por mayor puede rendir un promedio de BRL786.00/t (USD467.86/t). Este valor obedece la ley de la oferta y de la demanda y varía con el tiempo. Los mejores precios encontrados en los años de 2007 a 2010 fueron los indicados en la Tabla 3.

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Tabla 3. Precios del por mayor practicados en Brasil, años 2007 a 2010 BRL/t (moneda local por tonelada) papel cartón papel blanco latas de hierro aluminio vidrio incoloro vidrio colorido plástico rígido plástico filme plástico botella camadas múltiples

450 530 450 2200 280 280 1000 1200 1200 270

promedio 786

Fuente: Cempre 2010

Con las 10.6 t/d se ganan en promedio BRL8331.60/d (USD4959.29/d). Cuando repartidos entre las 209 personas que trabajan el la rama, sobran BRL39.86/d o BRL956.74/mes (USD569.49/mes) para cada uno. Los conversores usados aquí son 1 mes = 24 días trabajados y 1 USD = 1.68 BRL. Como el salario mínimo brasileño en 2010 era BRL510.00/mes, cada colector consiguió llevar para casa 1.88 salarios mínimos por mes. Este es solo el punto de partida. Con el plano de acción a ser aplicado y la consecuente separación en origen, la recogida será facilitada y los rendimientos aumentarán. A partir de esos datos se desarrolló el plano de desviar del relleno el total de los residuos producidos el la ciudad en un período de 15 años. Se propusieron metas específicas para cada uno de los 15 años con las respectivas responsabilidades de la administración pública que irá implantar el sistema. Del total de 253.4 t/d de residuos producidos en el año de 2007, 12.7 t/d no eran recogidos, 10.6 t/d eran absorbidos por las cooperativas y el resto de 230.1 t/d eran vertidos en el relleno. El reto del plano consistió en extender la recogida a 100% de la demanda y mantenerla en este nivel a pesar de la constante expansión demográfica. El aporte del trabajo al diagnóstico consistió en detallar las cuantidades de residuos producidos en la ciudad con sus respectivos orígenes, en determinar la composición de los residuos domiciliarios y la cantidad de estos que los colectores autónomos y cooperados conseguían captar, y en producir una estimativa de los rendimientos actuales de estos colectores.

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El proyecto “basura cero” Se desarrolló un plano por etapas de progreso con sus respectivos plazos que todavía necesita ser transformado en ley municipal para garantir la aplicación. De modo general es este el procedimiento adoptado en otras municipalidades en diversos países. Lo que cambia son los detalles. En el presente caso, la cadena de acciones siguió la siguiente orden: obligar la separación en origen usando ejemplos pioneros para ilustración, aprovechar al máximo la logística reversa ya existente, atraer empresas para procesar la materia prima disponible en forma de los residuos separados, aplicar sanciones por falta de respeto a la ley. Quince años fueron previstos para que toda la operación entre en ritmo normal. Para dimensionar el reto, se extrapoló la producción de residuos a los 15 años previstos en el proyecto, con la previsión de la expansión demográfica del 1.4% al año que se refleja en la producción de residuos. Durante ese período serán eliminadas las partes designadas como “residuos diversos no recogidos” en la Tabla 1 y como “rechazos” en la Tabla 2. En consecuencia de la recogida integral y de la separación completa en origen, esas partes se distribuirán entre las demás rubricas. La perspectiva de la cantidad y composición de residuos al cabo de los 15 años se muestra en las Tablas 4 y 5.

Tabla 4. Residuos producidos en la ciudad en el año 2022 Escombros de construcción Residuos domiciliarios e comerciales Residuos de la limpieza de calles Residuos de servicios de salud Total

223.8 t/d 70.0 t/d 17.6 t/d 0.8 t/d 312.2 t/d

71.7% 22.4% 5.6% 0.3% 100.0%

Los 5% de residuos no recogidos de la Tabla 1 fueron distribuidos proporcionalmente Ejemplo: 54.0 * (1/0.95) * 1.01415 = 70.0 t/d

Tabla 5. Composición de los residuos domiciliarios y comerciales en el año 2022 Material biodegradable 42.4 t/d 60.5% Material seco reciclable 27.6 t/d 39.5% Total 70.0 t/d 100.0% Los 16.9% rechazos de la Tabla 2 fueron distribuidos proporcionalmente Ejemplo: 50.3% / [(100 -16.9) / 100] = 60.5% y 70.0 * 0.605 = 42.4 t/d

Con esos números se definió el reto para todos los componentes de residuos. Las empresas de construcción tendrían que reaprovechar 223.8 t/d de escombros (toneladas métricas por día). El relleno precario de escombros será gradualmente desactivado. Específicamente se espera de las 85

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empresas que monten una central de recepción y separación de sus escombros donde cada clase de material será preparada para nuevos usos. La responsabilidad financiera de este emprendimiento será de las empresas. Una propuesta detallada de esta logística ya fue desarrollada por el grupo de los autores en otro lugar (Autor et al 2011). Las empresas de la rama de salud tendrían que eliminar los 0.8 t/d de residuos contaminantes. El relleno municipal solo recibirá residuos descontaminados o cenizas contra pago. Esta responsabilidad se aplica también a residencias o cualquier otro productor de residuos patogénicos. La administración pública tendría que encontrar un destino a los 17.6 t/d de residuos de limpieza urbana. Como la mayoría de estos residuos consiste de materia vegetal, la solución más lógica será proceder a la separación e incorporación de los restos vegetales en la fabricación de compost. Cuanto a los residuos domiciliarios y comerciales, el reto consistirá de tres partes principales que son: 1. Obligar a los residentes y comerciantes a separar sus residuos antes de entregarlos a la recogida. Este es un reto educativo que necesita apoyo legal. 2. Desarrollar la logística reversa de los residuos biodegradables que al comienzo no existió. Encontrar el mejor tipo de recipiente para la recogida separada. Trabajos anteriores del grupo de los autores identificaron baldes plásticos de capacidad hasta 50 litros con tapa como los más indicados. La logística de los residuos secos ya funciona. Faltaría solo expandirla y mejorar la recogida por los operadores de la logística reversa. Este paso resultará en el abandono de los camiones de compactación obsoletos. 3. Atraer iniciativas privadas para procesar las cantidades conocidas y garantidas de materia prima en la forma de residuos separados, tanto biodegradables cuanto secos. Para mantener el flujo de materia prima, la municipalidad pondrá a la disposición de las empresas de logística reversa terrenos para montar puntos de traslado y una central de recepción y separación que alimentará a las industrias privadas de reciclaje, semejante a la central de escombros. El principal reto será el referente al compostaje que puede ser centralizado o descentralizado, mas en todo caso la municipalidad podría al comienzo apoyar el emprendimiento con la compra del compost. La base del éxito del nuevo sistema que pretende acabar con el relleno municipal se encuentra en la separación en origen de todos los residuos. Residuo separado es materia prima y no basura. Una vez logrado ese paso, los operadores de la logística reversa sabrán manipular esa 86

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materia prima de la manera más provechosa posible. El proceso pasará por las etapas de recogida, traslado, separación comercial, acumulación para venta y entrega a las industrias. El cronograma de implantación se presenta en la Tabla 6.

Tabla 6. Plano de acción de quince años Año 1 Divulgar el programa con los métodos a la población, a las empresas de construcción y a los productores de residuos de servicios de salud. Año 2 Incentivar a las empresas de construcción a anticiparse a la ley de residuos e formar su infraestructura de tratamiento y reciclaje. Iniciar la recogida de material separado seco en las residencias por las empresas de logística reversa ya existentes para ese material. Organizar unidades piloto de compostaje descentralizada e recoger residuos biodegradables en restaurantes y edificios de apartamentos pioneros. Año 3 Establecer puntos de entrega voluntaria de residuos voluminosos. Instruir a los establecimientos médicos a separar los residuos contaminantes. Año 4 Aprobar la ley municipal de residuos urbanos. Deposiciones irregulares o clandestinas reciben multas. La separación en origen es obligatoria y es controlada por agentes municipales. Año 5 Los operadores existentes de logística reversa absorben todo el material seco separado. Año 6 El relleno precario de escombros de construcción se cierra Los residuos de servicios de salud son recogidos e tratados por empresas privadas contra pago. Año 7 Empresas de reciclaje se establecen en la ciudad Año 8 Todas las industrias tienen sus planos de gestión de residuos Año 9 Iniciar el uso de los materiales reciclados Año 10 Comienzan a operar empresas de compostaje centralizada. Año 11 Todos los productores de residuos biodegradables tienen sus planos de gestión. El relleno municipal no más recibe residuos biodegradables Año 12 Tambores para recogida de materiales limpios son puestos en las calles Año 13 Multas son aplicadas a gente que no separa sus residuos Año 14 Los servicios de recogida municipal no más recogen material reciclable separado. Año 15 No hay más basura para ser llevada al relleno

Conclusiones y recomendaciones La ciudad parte de un punto inicial favorable porque en un inicio ya desvía del relleno el 59.8% de los componentes secos reciclables de la basura domiciliaria, y la recogida de los residuos de servicios de salud y de la construcción ya están en manos de las empresas productoras. Con el plano propuesto de 15 años de duración es perfectamente posible llegar a la meta osada de “cero basura” en la ciudad.

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El mayor reto consistirá en organizar la logística reversa para los residuos biodegradables. Con ese procedimiento la ciudad establecerá un ejemplo para el resto del país y posiblemente también para otros países emergentes.

Agradecimientos. Los autores agradecen el apoyo a esta investigación recibido del CNPq Consejo Nacional de Desarrollo Científico y Tecnológico Brasil (proceso 301120/2007-2) y de la FAPEMIG Fundación de Apoyo a la Investigación del Estado de Minas Gerais Brasil (beca de estudio de la coautora).

Referencias Belkorp Environmental Services, http://www.belkorp.ca/Dr_morris_Report.pdf (2010 01 28) Cempre Informa, San Pablo (2010) 18(112), 4 http://www.cempre.org.br European Waste Framework Directive 2008/98/EC, http://ec.europa.eu/environment/waste/framework/index.htm (2010 02 01) Autor, Marques, R.B., Pereira, A.F.N. (2011) Polluter-pays principle applied to construction and demolition debris Journal of Environmental Protection, Scientific Research Publishing, US 2 (2), 124-129 ISSN 2152 2197 (print) and 2152 2219 (electronic) http://www.scirp.org/journal/jep, http://dx.doi.org/10.4236/jep.2010.22014 GEFN Global Ecological Footprint Network, http://www.footprintnetwork.org (2010 01 29) ZWIA Zero Waste International Alliance, http://www.zwia.org (2010 01 30)

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

ESTUDO DAS EMISSÕES GERADAS NO PROCESSO DE EVAPORAÇÃO DE LIXIVIADOS DE ATERROS SANITÁRIOS

Piter Martini Pereira 1 Bianca Damo Ranzi Débora Machado de Oliveira 1 * Armando Borges de Castilhos Jr 1

STUDY OF THE EMISSIONS GENERATED BY THE PROCESS OF EVAPORATION OF LANDFILL LEACHATE Recibido el 23 de agosto de 2011; Aceptado el 28 de febrero de 2012

Abstract Landfilling is still the most frequently employed alternative in most countries for the treatment and disposal of solid waste. This form of waste treatment is considered safe from the environmental point of view, although it results in the emission of gaseous and liquid pollutants, which, if not properly collected and treated, may become potential sources of environmental pollution. Landfill leachate treatment through evaporation has been investigated by several researchers since the eighties (KONRAD, 1989; BIRCHLER et al., 1994, MARKS et al., 1994; YUE et al., 2007), however, published articles on the subject are still incipient. This work aims to deepen the understanding of leachate evaporation process, in order to identify and measure the pollutant emission resulting from this type of treatment. For the accomplishment of this study, a distillation apparatus has been used, in order to obtain a condensate from the evaporation of the landfill leachate. Physical and chemical analyses of the resulting effluents (condensate and concentrate) have been carried out, in order to quantify the emission of organic and inorganic pollutants generated by leachate evaporation. The tests have been accomplished with leachate from two landfills, two pH conditions being studied in each leachate (with and without adjustment). The results have revealed that ammonia was the pollutant of greatest environmental concern, due to the high concentrations which have been noticed in the condensate obtained from the process without pH adjustment, although it was possible to observe that by adjusting the leachate pH to a slightly acidic condition, it was possible to reduce significantly the ammonia emissions of the condensate effluent. Key Words: Ammonia, landfill, leachate evaporation 1

Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental. Universidade Federal de Santa Catarina

* Autor corresponsal: Centro Tecnológico. Campus Universitário. Trindade, Florianópolis, Santa Catarina, Brasil. Cx.Postal. 476 CEP 88.040-970. Email: borges@ens.ufsc.br

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Resumo O aterro sanitário continua sendo a alternativa mais empregada na maioria dos países para o tratamento e disposição de resíduos sólidos. Essa forma de tratamento de resíduos é considerada segura do ponto de vista ambiental, embora resulte na emissão de gases e líquidos poluentes, os quais, se não forem adequadamente coletados e tratados poderão constituir-se em fontes potenciais de poluição ambiental. O tratamento de lixiviado pelo processo de evaporação vem sendo investigado por diversos pesquisadores desde a década de 80 (KONRAD, 1989; BIRCHLER et al., 1994; MARKS et al.,1994; YUE et al., 2007), no entanto, os artigos publicados sobre o tema ainda são incipientes. Este trabalho, por sua vez, tem como objetivo aprofundar no entendimento do processo de evaporação de lixiviado, visando identificar e mensurar as emissões de poluentes resultantes desse sistema de tratamento. Para a realização deste estudo, utilizou-se um aparato de destilação a fim de obter um condensado a partir da evaporação de lixiviados de aterro sanitário. Foram realizadas análises físico-químicas dos efluentes (condensado e concentrado), visando quantificar a emissão de poluentes orgânicos e inorgânicos gerados no processo de evaporação de lixiviados. Os testes foram realizados com lixiviados provenientes de dois aterros sanitários, avaliando duas condições de pH em cada lixiviado (com e sem ajuste). Os resultados revelaram que a amônia foi o poluente de maior preocupação ambiental, em virtude das altas concentrações observadas nos condensados obtidos do processo sem ajuste de pH. Porém, observou-se que com o ajuste de pH do lixiviado para uma condição levemente ácida foi possível reduzir significativamente as emissões de amônia para o efluente condensado. Palavras-chave: Amônia, aterro sanitário, evaporação de lixiviados.

Introdução O aterro sanitário constitui-se uma forma de destinação final de resíduos, amplamente utilizada no mundo, em virtude de sua simplicidade de execução, seu baixo custo e capacidade de absorção diária de grande quantidade de resíduos quando comparado às demais formas de tratamento e disposição. No entanto, existem fatores limitantes a esse método como a redução da disponibilidade de áreas próximas aos centros urbanos, os riscos ambientais associados à infiltração do lixiviado no solo e a emissão descontrolada de biogás. O biogás gerado em aterros sanitários é uma das fontes de poluição que não deve ser desprezada, pois embora haja vários pontos negativos associados à emissão do biogás para atmosfera, há numerosos benefícios associados ao manejo adequado deste, e seu uso potencial como fonte de energia. Segundo Canziani e Cossu (1989), a infiltração do lixiviado no ambiente é o maior impacto ambiental que um aterro sanitário pode apresentar. A dificuldade de estabelecer um tratamento padrão e eficaz para o lixiviado é dificultada em razão da variabilidade de sua composição. De acordo com Marks et al. (1994), a qualidade do lixiviado pode ser altamente variável e depende de várias características do aterro sanitário, incluindo sua idade, atividade biológica, razão de infiltração e tipo de resíduo aterrado. Em face dessa problemática, o tratamento dos líquidos lixiviados de aterros sanitários foi considerado por Giraldo (2001), como “um problema difícil de atacar, talvez, sem exagero, um dos problemas mais desafiantes da engenharia de tratamento de águas residuárias”. 90

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Segundo Stegmann et al. (2005) devido aos crescentes padrões de qualidade de lançamento de efluentes, os esforços para melhorar a eficiência dos sistemas de tratamento de lixiviado tem se intensificado. Os processos de tratamento de lixiviado precisam levar em conta a complexidade deste efluente e seu relativo pequeno fluxo, o que o torna diferente dos esgotos sanitários e outros tipos de águas residuárias. Frente às limitações dos sistemas convencionais de tratamento de lixiviado, a tecnologia de evaporação vem sendo apresentada como uma solução para o tratamento combinado do lixiviado e do biogás. Porém, poucas informações científicas têm sido publicadas sobre evaporação ou destilação de lixiviados, sendo as primeiras experiências realizadas por pesquisadores alemães e suíços no decorrer da década de 80. Após várias experiências, Eisner et al. (1996) concluíram que a tecnologia de evaporação aplicada ao tratamento de lixiviado é muito eficiente quando comparada a outros métodos de tratamento. Com relação às elevadas cargas de amônia e ácidos orgânicos transferidos para os condensados, os autores indicaram o ajuste de pH do lixiviado em duas fases (ácido-base) como mecanismo de controle eficiente. Entretanto, mais recentemente, Yue et al. (2007) alertou para o fato de que os lixiviados de aterros possuem elevada capacidade tampão, devido as altas concentrações de bicarbonato, amônia e outros sais de ácidos e bases fracas, que resultam em um alto custo para ajuste de pH. Em função disso, visando um entendimento mais claro da tecnologia de evaporação, bem como a aplicação dessa tecnologia em lixiviados oriundos de aterros localizados na região sul do Brasil, mais especificamente no estado de Santa Catarina, propôs-se, neste estudo, avaliar a qualidade dos efluentes obtidos após evaporação do lixiviado bruto, bem como verificar os efeitos do ajuste de pH na qualidade dos mesmos. Com a conclusão deste trabalho foi possível mensurar os poluentes passíveis de serem transferidos para a atmosfera pelo processo de evaporação de lixiviados de aterros sanitários.

Metodologia Para o desenvolvimento dessa pesquisa, utilizou-se um aparato experimental, constituído de uma manta de aquecimento com regulador de temperatura (Fisatom ®), um balão de aquecimento com três bocas 24/40 (2000 mL), um condensador reto de duas juntas 24/40 (300 mm), dois termômetros (-10 a 110 escala externa Hg) e um béquer (500 mL). O aparato experimental utilizado pode ser observado na Figura 1.

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Figura 1. Aparato experimental utilizado para destilação de lixiviados de aterros sanitários

O experimento consistiu basicamente em aquecer as amostras de lixiviado a uma temperatura controlada de 100ºC com o auxílio da manta de aquecimento e coletar o vapor condensado. O processo de evaporação foi conduzido até obter-se a evaporação de 50% do volume inicial do lixiviado (1 L) no balão de evaporação. Após o ensaio, o evaporado obtido (condensado) e o concentrado (parcela de lixiviado remanescente no balão) foram submetidos a análises físicoquímicas, visando avaliar a qualidade dos poluentes frente ao processo de evaporação. Antes de cada experimento, amostras do lixiviado bruto foram analisadas seguindo o mesmo protocolo de análises definidas para o condensado e concentrado: DBO 5, DQO, amônia, condutividade e sólidos totais. Na Tabela 1 estão descritos os métodos analíticos empregados nas análises físico-químicas.

Tabela 1. Protocolo de análises físico-químicas e seus respectivos métodos de análise PARÂMETROS UNIDADE TÉCNICA ANALÍTICA Amônia mg/L Standard Methods, Íon Seletivo pH Standard Methods, Potenciométrico Condutividade mS/cm Standard Methods, Potenciométrico DQO (Demanda Química de Oxigênio) mg/L Standard Methods, Colorimétrico DBO5 (Demanda Bioquímica de Oxigênio) mg/L Standard Methods, Manométrico Sólidos Totais mg/L Standard Methods,Gravimétrico

As amostras de lixiviado bruto utilizadas nos experimentos de laboratório foram coletadas no Aterro Sanitário de Biguaçu-SC, (início de operação em 1991) e no Aterro Sanitário de Lages-SC (início de operação em 2006). 92

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Resultados A seguir, são apresentados os principais resultados obtidos em cada um dos testes de evaporação com amostras de lixiviado bruto de dois aterros sanitários, variando as condições de pH. Para o lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu-SC, foram realizados três ensaios. Um deles sem ajuste de pH, e nos outros dois experimentos com acidificação do lixiviado bruto antes do processo de evaporação, utilizando H2SO4 2M. Os resultados dos testes realizados para o lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu encontram-se nas Tabelas 2, 3 e 4.

Tabela 2. Características físico-químicas de amostras do lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu-SC, e seus respectivos concentrados e condensados, sem ajuste de pH (8,4) PARÂMETRO LIXIVIADO BRUTO CONCENTRADO CONDENSADO pH 8,4 10,8 9,8 Condutividade (mS/cm) 10 15 5 DQO (mg/L)) 5.062 11.005 226 DBO5 (mg/L) 1.976 3.369 30 Amônia (mg/L) 2.000 5 3.000 Sólidos Totais (mg/L) 7.912 19.424 146

Tabela 3. Características físico-químicas das amostras de lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu-SC, e seus respectivos concentrados e condensados, com ajuste de pH para 7 PARÂMETRO LIXIVIADO BRUTO CONCENTRADO CONDENSADO pH 7 8,9 9,4 Condutividade (mS/cm) 12 12 6 DQO (mg/L) 2.667 6.659 109 DBO5 (mg/L) 393 810 14 Amônia (mg/L) 738 5 1.448 Sólidos Totais (mg/L) 5.566 11.074 308

Tabela 4. Características físico-químicas das amostras de lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu-SC, e seus respectivos concentrados e condensados, com ajuste de pH para 5,5 PARÂMETRO LIXIVIADO BRUTO CONCENTRADO CONDENSADO pH 5,5 6,7 9,9 Condutividade (mS/cm) 15 15 4 DQO (mg/L) 4.522 8.049 212 DBO5 (mg/L) 1.140 1.799 12 Amônia (mg/L) 841 833 1.016 Sólidos Totais (mg/L) 7.946 14.502 152

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Em todos os ensaios de evaporação realizados com o lixiviado do aterro de Biguaçu, nas diferentes condições de pH, observou-se uma elevada concentração de matéria orgânica (DBO 5 e DQO) nos efluentes concentrados remanescentes, indicando uma reduzida transferência de poluentes orgânicos para a fração condensada. Igualmente, a transferência de poluentes sólidos para o condensado foi insignificante (6 % dos Sólidos Totais presentes no lixiviado bruto). Apesar da reduzida concentração de matéria orgânica e sólidos encontrados nos efluentes condensados, o processo de evaporação favoreceu o arraste do nitrogênio na forma amoniacal, o que resultou em uma elevação da concentração de amônia nos condensados obtidos. Observou-se que, com um leve ajuste de pH com H2SO4 (2M), as concentrações de amônia no condensado declinaram, resultando em uma concentração maior do nitrogênio amoniacal nos concentrados. Esses resultados confirmam a influência do pH na volatilização da amônia, tendo em vista que o pH do lixiviado bruto apresenta-se na maior parte do tempo em pH alcalino, o que favorece, a presença de espécies de amônia na forma não ionizada e, portanto mais volátil. Para o lixiviado do aterro de Lages, foram realizados apenas dois ensaios. Um com lixiviado sem ajuste de pH (7,2) e o outro com acidificação prévia para pH 6,5. Para cada ensaio foram feitas as análises do lixiviado bruto, do concentrado e do condensado. Os resultados obtidos encontram-se nas Tabelas 5 e 6, respectivamente.

Tabela 5. Características físico-químicas das amostras de lixiviado do aterro sanitário de Lages-SC, e seus respectivos concentrados e condensados, sem ajuste de pH (7,2) PARÂMETRO LIXIVIADO BRUTO CONCENTRADO CONDENSADO pH 7,2 6,2 9,5 Condutividade (mS/cm) 14 16 4 DQO (mg/L) 29.239 50.866 3.496 DBO5 (mg/L) 4.788 5.795 12 Amônia (mg/L) 621 320 1.256 Sólidos Totais (mg/L) 10.462 17.518 2

Tabela 6: Características físico-químicas das amostras de lixiviado do aterro sanitário de Lages-SC, e seus respectivos concentrados e condensados, com ajuste de pH para 6,5 PARÂMETRO LIXIVIADO BRUTO CONCENTRADO CONDENSADO pH 6,5 5,9 9,4 Condutividade (mS/cm) 14 14 3 DQO (mg/L) 30.362 52.454 3.268 DBO5 (mg/L) 5.358 5.415 16 Amônia (mg/L)) 619 533 759 Sólidos Totais (mg/L) 10.022 17.746 112

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O lixiviado bruto do aterro sanitário de Lages, por se tratar de um aterro relativamente novo, apresentou concentrações elevadas de matéria orgânica em termos de DQO e DBO 5, porém apresentou concentrações menores de nitrogênio amoniacal. Embora a transferência de matéria orgânica em termos de DQO para o condensado tenha sido inferior a 12%, o valor da concentração da DQO no condensado ainda se manteve alto, indicando a necessidade de um tratamento adicional para melhoramento da qualidade desse efluente. A retenção dos sólidos totais no efluente concentrado foi elevada, aproximadamente 99%, nos dois experimentos realizados. Observou-se também uma elevada transferência de amônia para os condensados, cuja concentração ultrapassou a observada no lixiviado bruto. Com um ajuste de pH de 7,2 para 6,5 foi possível obter uma redução da concentração de amônia no efluente condensado de até 60% em relação ao condensado obtido sem ajuste de pH. Esses resultados confirmam o comportamento da amônia (em função do pH) observado também nos experimentos de evaporação realizados com o lixiviado do aterro sanitário de Biguaçu.

Conclusões Observou-se com esse estudo, que o processo de evaporação de lixiviado conferiu elevada qualidade ao condensado em termos de DQO, DBO5 e sólidos totais. Porém, mostrou-se ineficiente quanto à remoção do nitrogênio amoniacal, o qual foi arrastado juntamente com vapor e detectado em elevadas concentrações em condensados obtidos nos experimentos sem acidificação prévia da amostra. A amônia se comportou de maneira semelhante nos experimentos realizados com lixiviados dos dois aterros, ou seja, quanto maior o pH da amostra, maior o arraste deste poluente para os condensados. Por isso, é importante ressaltar a relevância da continuidade dos estudos em relação ao comportamento da amônia no processo de evaporação, a qual pode vir a se constituir em uma fonte potencial de poluição ambiental. Além disso, os experimentos realizados apontaram, para a necessidade de estudar processos que possibilitem a coleta e reaproveitamento da amônia liberada pelo processo de evaporação, com vistas à introdução de novas tecnologias voltadas a transformação desse composto em insumo para processos industriais, tais como a indústria de fertilizantes e outras aplicações comerciais.

Agradecimentos – Os autores agradecem ao CNPq – Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico, pelo financiamento do projeto.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRATAMENTO DE LIXIVIADOS PRODUZIDOS EM ATERROS SANITÁRIOS UTILIZANDO EVAPORADOR UNITÁRIO

* Harley Alves da Mata Bacelar 1 Álvaro Luiz Gonçalvez Cantanhede 2 Iene Christie Figueiredo 2 Lana Castro Gopfert 2 Lúcio Viana Alves 3

TREATMENT OF LEACHED PRODUCED IN SANITARY LANDFILLS USING UNITARY EVAPORATOR Recibido el 9 de agosto de 2011; Aceptado el 6 de marzo de 2012

Abstract Currently, one of the great concerns of the cities with high demographic densities is the treatment of the leachate generated in the sanitary landfills of municipal solid wastes. In the case of Gramacho sanitary landfill, operated by the Public Cleansing Company of Rio de Janeiro -COMLURB, that takes care of the boroughs of Rio de Janeiro, Duque de Caxias, São João de Meriti, Nilópolis, Belford Roxo, Queimados and Mesquita, a total of 8 millions of peoples, is estimated 200 milliliters of leachate generated by inhabitant per day. One of the options for leachate treatment is its evaporation through equipment, developed by COMLURB named Unitary Evaporator that uses the biogas generated in the landfill as the source of energy. This type of treatment also contributes to reduce the potential of global warming due to the burning of methane, biogas main component. However, it's necessary a more detailed study on the sub-products generated by leachate evaporation so that this type of treatment results more efficient, preventing the generation of others pollutants harmful to the human health and the environment. Key Words: biogas, evaporation, leachate, sanitary landfill. 1

Divisão de Fiscalização, Universidade Federal do Rio de Janeiro Departamento de Recursos Hídrico e Meio Ambiente, Escola Politécnica, Universidade Federal do Rio de Janeiro 3 Companhia Municipal de Limpeza Urbana do Rio de Janeiro

*Autor corresponsal: Departamento de Recursos Hídricos e Meio Ambiente, Escola Politécnica, Centro de Tecnologia, Universidade Federal do Rio de Janeiro. Bloco D, Sala 204. Cidade Universitária, Rio de Janeiro/RJ. CEP: 21.949-900. Email: harleyalvesbacelar@ig.com.br

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Resumo Atualmente, uma das grandes preocupações de todas as cidades, principalmente daquelas com elevadas densidades demográficas, é o tratamento do lixiviado gerado nos aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos. No caso do aterro Metropolitano de Jardim Gramacho, que atende os municípios do Rio de Janeiro, Duque de Caxias, São João do Meriti, Nilópolis, Belford Roxo, Queimados e Mesquita, totalizando aproximadamente 8 milhões de pessoas, é possível estimar 200 mililitros de lixiviado gerado por habitante em um único dia. Uma das opções para este tratamento é a evaporação do lixiviado por um equipamento, denominado Evaporador Unitário, que utiliza o biogás gerado no próprio aterro como fonte de energia. Este tipo de tratamento, portanto, é capaz de reduzir em 21 vezes o potencial de aquecimento global, uma vez que a queima do metano, principal gás constituinte do biogás, é processada. Contudo é necessário um estudo mais aprofundado dos produtos gerados pela evaporação, para que este tipo de tratamento torne-se adequado, evitando a produção de outros poluentes nocivos à saúde humana e ao meio ambiente. Palavras-chave: aterro sanitário, evaporação, biogás, lixiviado.

Introdução A grande quantidade de resíduos sólidos urbanos produzidos diariamente e a sua forma de disposição tem sido motivo de grande preocupação por parte da comunidade atenta à saúde pública e à qualidade ambiental. A disposição inadequada pode gerar a proliferação de agentes patogênicos, poluição do solo, do ar e dos recursos hídricos a partir do líquido percolado e dos gases produzidos durante o processo de degradação da matéria orgânica. Um dos maiores problemas encontrados no gerenciamento dos aterros sanitários diz respeito à produção e ao tratamento do lixiviado e do biogás (TARTARI, 2003). Dessa forma, o tratamento desses subprodutos assume grande importância ambiental. QASIM & CHIANG (1994) afirmam que a geração do lixiviado é influenciada por fatores climáticos, pelas características do resíduo disposto (composição, umidade, entre outras) e pelo projeto executivo do aterro (permeabilidade do aterro, grau de compactação, profundidade, etc.). Segundo SEGATO (2001), o lixiviado pode ser definido como a fase líquida da massa aterrada, que percola através desta carreando materiais dissolvidos ou suspensos. Na maioria dos aterros sanitários, o lixiviado é composto por líquido resultante da decomposição do lixo e advindo de fontes externas, tais como: sistemas de drenagem superficial, precipitação atmosférica, existência de lençol freático e de nascentes. Os lixiviados de aterros sanitários têm como característica a difícil tratabilidade, devido à sua composição muito variável. Sendo assim, as soluções tecnológicas indicadas para o seu tratamento devem ser avaliadas caso a caso. Neste contexto, o presente trabalho avalia a aplicação da evaporação, utilizando um equipamento denominado Evaporador Unitário (EU), como técnica de tratamento do lixiviado proveniente do aterro de Gramacho localizado no Rio de Janeiro e operado pela Companhia Municipal de Limpeza Urbana (COMLURB). O 98

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equipamento utiliza o biogás produzido no aterro como fonte de energia calórica. O EU promove significativa redução do peso do lixiviado e o resíduo gerado nesse processo pode ser disposto no próprio aterro. Tais características conferem a esta tecnologia um caráter promissor por apresentar baixo custo operacional e possibilitar a geração de créditos de carbono (MDL), uma vez que o princípio do processo se baseia na queima do biogás, cuja composição varia entre 50 e 60% de metano (CH4).

Objetivo Avaliar a capacidade do Evaporador Unitário em evaporar o lixiviado do aterro de Gramacho, além de caracterizar o gás do aterro, utilizado como insumo energético, e os resíduos gerados no processo de evaporação.

Metodologia O EU encontra-se instalado no aterro sanitário de Gramacho/RJ junto a um poço de biogás. O lixiviado que o alimenta é transportado por carros pipa até o tanque de armazenamento situado próximo ao equipamento. Este lay out permite a manutenção de nível constante no interior do EU, cujo controle da alimentação é feito por meio de um hidrômetro. O biogás é conduzido para o interior do equipamento, onde se processa sua queima com conseqüente liberação de energia calórica e evaporação do chorume. A instalação do EU encontra-se detalhada na Figura 1.

Figura 1. Evaporador Unitário em funcionamento no aterro

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Para realização do estudo foram desenvolvidas as seguintes atividades: (1) Acompanhamento da operação do Evaporador Unitário; (2) Monitoramento do biogás gerado no poço de alimentação do EU; (3) Realização de análises de qualidade das amostras extraídas do EU; (4) Realização de ensaios de evaporação do lixiviado em bancada de laboratório. Atividade (1): Acompanhamento da Operação do Evaporador Unitário O monitoramento do Evaporador Unitário é realizado diariamente e os parâmetros de controle operacional são: horário de abastecimento de lixiviado, volume de abastecimento, volume evaporado (através de leituras do hidrômetro), temperatura ambiente e índice pluviométrico. Através desses dados torna-se possível avaliar o rendimento da evaporação apresentado pelo equipamento, em litros por hora, assim como possíveis interferências das condições climáticas locais neste rendimento. Atividade (2): Monitoramento do Biogás Gerado no Poço de Alimentação do EU A composição do biogás do aterro é monitorada periodicamente com auxílio de um cromatógrafo portátil capaz de quantificar os seguintes compostos: CH 4, CO2, H2O, H2S e outros. Também são realizadas análises com o equipamento GEM 2000 segundo os seguintes parâmetros: CH4, CO2, O2 e outros. Nas Figuras 2 e 3 observam-se as diferentes medições do biogás no poço em que está instalado o Evaporador Unitário.

Figura 2. Análise cromatográfica do biogás

Figura 3. Análise do biogás - GEM 2000

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Atividade (3): Realização de Análises de Qualidade das Amostras Extraídas do EU Na operação do EU são gerados os seguintes resíduos: (a) Resíduo 1, com aspecto viscoso e resultante do lixiviado não evaporado, que pode ser facilmente coletado através de uma saída no fundo do EU; (b) Resíduo 2, resíduo sólido acumulado durante o processo de evaporação e removido na limpeza periódica do equipamento; e (c) Resíduo líquido obtido na condensação dos gases gerados pelo EU. Amostras do lixiviado bruto, do vapor condensado e do Resíduo 1 são coletadas é analisadas segundo os seguintes parâmetros: DQO, DBO, cloretos, alcalinidade, NH 4, SST, SSF, SSV, ST, SV, cor, turbidez, pH, coliformes totais e coliformes termotolerantes. Já o Resíduo 2 é caracterizado a partir dos seguintes parâmetros: DQO, NH4, cor, turbidez e pH. Os pontos de amostragem são identificados na Figura 1. Atividade (4): Realização de Ensaios de Evaporação do Lixiviado em Bancada de Laboratório Os testes de evaporação em bancada consistem em evaporar o lixiviado utilizando uma manta elétrica, sob temperatura constante (entre 99°C e 101°C), e condensar os vapores gerados com auxílio de um condensador de vidro, conforme ilustrado na Figura 4. Para garantir a preservação da amônia na amostra de vapor condensado, optou-se pelo resfriamento do frasco de coleta do condensado. As amostras do lixiviado, do vapor condensado e do resíduo da evaporação em bancada são analisadas segundo os seguintes parâmetros: DQO, DBO, cloretos, alcalinidade, NH 4, SST, SSF, SSV, ST, SV, cor, turbidez, pH, coliformes totais e coliformes termotolerantes.

Figura 4. Experimento de evaporação do lixiviado em bancada

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Resultados e discussões Atividade (1): Acompanhamento da Operação do Evaporador Unitário O rendimento médio do EU registrado foi de 27,8 litros de lixiviado evaporado por hora de operação do equipamento. Os períodos de avaliação compreenderam Agosto/2007 a Outubro/2007 e Fevereiro/2008 a Março/2008. Os resultados obtidos são apresentados resumidamente na Tabela 1.

Tabela 1. Resultados do desempenho do Evaporador Unitário Índice Volume Temperatura Tempo Total Rendimento Mês / Ano Pluviométrico Evaporado Média (ºC) Evaporação (h) Médio (L/h) (mm/mês) Total (L) Agosto/2007 22 51 7.560 258,7 29,2 Setembro/2007 22 86 13.840 505,5 27,4 Outubro/2007 23 89 13.490 493,7 27,3 Fevereiro/2008 27 152 2.270 76,9 29,5 Março/2008 26 189 4.220 154,4 27,3 Fonte: Temperatura: Estação Duque de Caxias – RJ - The Weather Channel – http://br.weather.com Índice pluviométrico: http://simerj.com

Atividade (2): Monitoramento do Biogás Gerado no Poço de Alimentação do EU A Tabela 2 mostra a média dos resultados da caracterização do biogás com a utilização do cromatógrafo portátil e com o analisador GEM 2000, para o período de Janeiro a Abril de 2008.

Tabela 2. Caracterização do Biogás Equipamento Cromatógrafo GEM 2000

CH4 (%) 77,71 56,60

CO2 (%) 18,71 40,00

Composição Média H2O (%) 1,83 -

H2S (ppm) 101,90 -

Outros (%) 1,75 3,40

Atividade (3): Realização de Análises de Qualidade das Amostras Extraídas do EU As Tabelas 3, 4, 5 e 6 mostram os resultados das análises de qualidade das amostras de campo, provenientes do Evaporador, sendo elas: lixiviado bruto, resíduo 1, resíduo 2 e vapor condensado.

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Tabela 3. Estatísticas descritivas das análises do Lixiviado Bruto DQO DBO Cloretos Alcalinidade NH4 LIXIVIADO mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L Média 2678 244 4084 7145 573 Mínimo 1770 0 2595 3500 91 Máximo 3925 591 5723 12300 1942 D. Padrão 828 205 940 2155 750 Coef. Var. 31% 84% 23% 30% 131% N° Dados 11 8 11 11 7

SST mg/L 152 33 500 152 100% 11

Tabela 4. Estatísticas descritivas das análises do Resíduo 1 DQO DBO Cloretos Alcalinidade RESÍDUO 1 mg/l mg/l mg/l mg/l Média 42536 nd 81839 44864 Mínimo 16500 nd 45633 7000 Máximo 73000 nd 138047 80000 D. Padrão 14772 34220 23624 Coef. Var. 35% 42% 53% N° Dados 11 7 11 11

NH4 mg/l 341 62 1161 388 114% 7

SST mg/l 7607 946 18080 4973 65% 11

Tabela 5. Estatísticas descritivas das análises do Vapor Condensado DQO Cloretos Alcalinidade NH4 VAPOR CONDENSADO mg/l mg/l mg/l mg/l Média 259 207 1287 760 Mínimo 34 5 52 12 Máximo 862 1254 6300 4489 D. Padrão 303 462 1954 1648 Coef. Var. 117% 223% 152% 217% N° Dados 9 7 9 7

SST mg/l 25 1 99 29 116% 9

Tabela 6. Estatísticas descritivas das análises do Resíduo 2 DQO NH4 RESÍDUO 2 mg/l mg/l Resultado 23260 3915 N° Dados 1 1

pH 4,08 1

pH 8,0 7,5 8,7 0,4 5% 11

pH 9,2 8,9 9,5 0,25 3% 11

pH 8,74 7,01 10 0,81 9% 9

Cor PtCo 848 1

Cor PtCo 7148 3060 21250 5345 75% 11

Turbidez FAU 412 165 1095 355 86% 10

Cor PtCo 296055 19200 1410000 401616 136% 10

Turbidez FAU 10365 1500 28500 8914 86% 10

Cor PtCo 69 24 103 28 41% 9

Turbidez FAU 15 1 31 10 66% 9

Turbidez FAU 1983 1

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Atividade (4): Realização de Ensaios de Evaporação do Lixiviado em Bancada de LaboratórioAs Tabelas 7, 8 e 9 apresentam os resultados das análises pertinentes às amostras provenientes da evaporação em laboratório.

Tabela 7. Estatísticas descritivas das análises das amostras de bancada – Lixiviado Bruto DQO Cloretos Alcalinidade NH4 SST LIXIVIADO pH BRUTO mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Média 2168 3456 5567 1869 49 7,5 Mínimo 1800 2595 5300 755 29 7,3 Máximo 3035 4141 6200 2741 77 7,6 D. Padrão 485 537 327 915 18 0,12 Coef. Var. 22% 16% 6% 49% 37% 2% N° Dados 6 6 6 5 6 6

Cor PtCo 5123 3144 7350 1563 31% 5

Turbidez FAU 2665 178 12000 5222 196% 5

Tabela 8. Estatísticas descritivas das análises das amostras de bancada – Resíduo DQO Cloretos Alcalinidade NH4 SST RESÍDUO mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Média 11284 31052 4867 119 1415 Mínimo 2205 6426 3200 0,42 432 Máximo 38000 144471 6000 688 3850 D. Padrão 13229 55575 1138 279 1235 Coef. Var. 117% 179% 23% 235% 87% N° Dados 6 6 6 6 6

Cor PtCo 23340 9600 47000 14035 60% 5

Turbidez FAU 1992 785 2876 765 38% 5

Cor PtCo 25 10 39 10 42% 5

Turbidez FAU 14 1 30 14 102% 5

pH 8,7 7,4 9,6 0,97 11% 6

Tabela 9. Estatísticas descritivas das análises das amostras de bancada – Vapor Condensado DQO Cloretos Alcalinidade NH4 SST VAPOR pH CONDENSADO mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Média 31 255 4157 826 25 8,4 Mínimo 13 96 680 21 432 7,7 Máximo 42 547 6000 1870 118 9,3 D. Padrão 11 178 1969 882 46 0,70 Coef. Var. 35% 70% 47% 107% 183% 8% N° Dados 6 6 6 6 6 6

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Conclusões e recomendações Durante o período de operação considerado, o rendimento médio do Evaporador Unitário foi de 27,8 L/h, sem sofrer grande variação entre os resultados mensais obtidos. Considerando este rendimento médio como referência, o EU teria então uma capacidade de evaporar mensalmente 20 m³ de lixiviado. O Evaporador Unitário apresenta-se então como uma opção tecnológica eficiente e de fácil operação para o tratamento de lixiviados, adequando-se principalmente a aterros de pequenos e médios portes. Contudo apresenta um baixo rendimento se cogitado de ser usado em aterros de grande porte, pois como em Gramacho são produzidos por dia aproximadamente 1.500 m³ de lixiviado, seriam necessários 1.563 Evaporadores para que todo este volume fosse evaporado. Nesta situação, haveria a necessidade de se efetuar um acurado estudo econômico para se averiguar se a bateria de unidades de evaporação seria mais econômica que uma estação de tratamento ou um evaporador central. Até o momento não se observou qualquer relação entre o desempenho do equipamento, a temperatura ambiente e a pluviosidade local. A caracterização do biogás apresentou resultados discrepantes quando comparadas as duas metodologias utilizadas. Os resultados obtidos com o equipamento GEM 2000 (CH 4 = 56,6%; CO2 = 40%; Outros = 3,4%) são mais condizentes com os valores comumente encontrados nos aterros. Acredita-se que os resultados discrepantes obtidos com o cromatógrafo, foram causados por falha na interpretação de resultados. Pode-se observar que o Lixiviado Bruto apresenta grande variabilidade em relação aos parâmetros físico-químicos, dado os elevados valores de desvio padrão e coeficiente de variação determinados. Além disso, apresenta uma relação DBO/DQO muito baixa (em torno de 0,12), confirmando a hipótese de alta recalcitrância do lixiviado e, portanto, da sua difícil degradação biológica. Para os resíduos coletados no EU (experimentos de campo), deve-se destacar as seguintes observações: (a) o Resíduo 1 apresenta elevada concentração de matéria orgânica, amônia, sólidos e cloretos. Seu pH é básico (9,2); (b) o Vapor Condensado é básico, com baixa concentração de DQO e cloretos. Neste caso, supõe-se que as condições ambientais impedem a fixação da amônia na amostra coletada, dificultando sua detecção; (c) no Resíduo 2 foi observada elevada concentração de DQO e de amônia. Seu pH é característico de ambientes ácidos. Assim como observado nos dados do Lixiviado Bruto, todos os resíduos amostrados apresentaram elevados valores de desvio padrão e coeficiente de variação para a maior parte dos parâmetros analisados. 105

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O peso específico determinado para o Resíduo 2 foi de 973,4 kg/m³. Para gerar 13 kg deste resíduo foi necessário evaporar 25.240 L de lixiviado. Desta relação é possível estimar que para cada 1,94 m³ de lixiviado evaporado, há uma produção de aproximadamente 1 kg de Resíduo 2. Nos testes de evaporação em bancada pode-se destacar a elevação do pH nas amostras de Resíduo e de Condensado, compatível com os resultados obtidos para as mesmas amostras em campo. De maneira similar, destaca-se o acúmulo de sólidos e de matéria orgânica no Resíduo. As condições de laboratório permitiram a detecção da amônia no Vapor Condensado, uma vez que cuidados experimentais foram tomados para impedir sua volatilização. Como complementação deste estudo, serão implementadas análises de compostos orgânicos voláteis e semi-voláteis, dioxinas e furanos em amostras de Vapor Condensado (experimentos de laboratório). Esses dados serão confrontados com as normas ambientais pertinentes. Além disso, será instalado na entrada de biogás do EU um medidor de vazão a fim de levantar dados específicos que permitiram melhor avaliar o desempenho do equipamento.

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

AVALIAÇÃO DA EMISSÃO DE METANO EM ATERRO EXPERIMENTAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS NA MURIBECA/PE – BRASIL

* Régia Lúcia Lopes 1 Felipe Jucá Maciel 2 José Fernando Thomé Jucá 2

EVALUATION OF METHANE EMISSIONS FROM AN EXPERIMENTAL LANDFILL OF SOLID WASTE IN MURIBECA /PE-BRAZIL Recibido el 24 de agosto de 2011; Aceptado el 6 de marzo de 2012

Abstract The landfill gas (LFG) generated in Municipal Solid Waste (MSW) landfills can be emitted to the atmosphere through the gas collection system or by its escape through the final cover layer. The objective of this paper is to present the preliminary results of the methane (CH4) superficial emissions investigation at three different cover layers in an experimental cell, located at Muribeca Landfill, Recife/PE. The static flux chamber methodology was used in order to evaluate CH4 emissions “in situ”, which was associated with laboratory tests for soil characterization. Eight flux chamber tests for measuring CH4 emission, as well as four tests for biogas concentrations along the cover layer depth were done to evaluate CH4 retention and/or oxidation. They were performed from September to December/2008. The CH4 flux in the capillary cover layer (BAC) was 0.37 Nl/m2.h, in the methanotrophic layer (MET) was 1.90 Nl/m2.h, and in the conventional layer (CONV) was 4.97 Nl/m2.h. The lowest CH4 flux determined in the BAC layer was related to the gas distribution layer at the bottom of this cover that equalized gas pressure and concentration before its passage through the soil. It was also verified that CH4 volumetric concentration and the relation CO2/CH4 increased from the bottom to the top of all cover layers. This behavior was more accentuated at the methanotrophic layer, which was an indication of CH4 oxidation. The study of alternative cover layers and its physical-chemical and constructive properties to reduce CH4 emissions and prevent pollution to the atmosphere is extremely important for most small and medium sized landfills in Brazil, where the recovery of LFG is incipient and unviable. Key Words: solid waste, landfill, biogas, final cover layer. 1 2

Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Rio Grande do Norte Grupo de Resíduos Sólidos, Universidade Federal de Pernambuco

*Autor corresponsal: IFRN, Campus Natal Central. Diretoria Acadêmica de Recursos Naturais. Av Sen. Salgado Filho, 1555 - Lagoa Nova - Natal/RN –CEP. 59.015-000. Email: regia.lopes@ifrn.edu.br

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Resumo O biogás gerado em aterros de resíduos sólidos urbanos (RSU) pode ser emitido para atmosfera através dos sistemas de coleta ou do fluxo na camada de cobertura final. Este trabalho tem como objetivo apresentar os resultados preliminares das emissões de metano (CH4) em três configurações de camada de cobertura que foram construídas em uma célula experimental de RSU, localizada no Aterro da Muribeca, Recife/PE-Brasil. A metodologia utilizada para medição de emissões de CH4 foi a da placa de fluxo estática em ensaios de campo, utilizando-se também de ensaios em laboratório para a caracterização do solo. O trabalho foi realizado nos meses de setembro a dezembro de 2008, através de 8 ensaios de placa de fluxo em cada camada, onde em 4 deles se fez medições de concentração de CH4 em profundidade, para avaliar a retenção e/ou oxidação de CH4 ao longo da camada de cobertura final. O fluxo de CH4 medido na camada do tipo barreira capilar (BAC) foi de 0,37 Nl/m2.h, na camada metanotrófica (MET) foi de 1,90 Nl/m 2.h, e na camada convencional (CONV) foi de 4,97 Nl/m 2.h. A BAC apresentou menores taxas de fluxo de CH4 quando comparados com as outras duas configurações, devido a distribuição do biogás através da camada de pedras da base que funcionou como um dreno horizontal, equalizando as vazões de biogás e minimizando os picos de pressão e concentração. Foi verificado nos 3 tipos de cobertura, que a partir da base (contato solo/resíduo) até a superfície, a concentração volumétrica de CH4 diminuiu, e que a relação CO2/CH4 aumentou, principalmente na camada do tipo metanotrófica, sendo um indicativo de que está ocorrendo a oxidação desse gás. Assim sendo, o estudo de camadas alternativas para minimizar o impacto do lançamento de biogás na atmosfera a partir das características físico-química dos materiais utilizados e das características construtivas, tem se mostrado importante, tendo em vista a necessidade de se reduzir as emissões de CH4, diminuindo o o impacto ambiental, principalmente em aterros de pequeno e médio porte disseminados no Brasil, onde a exploração econômica do biogás ainda é incipiente. Palavras chaves: resíduos sólidos, aterro sanitário, biogás, camada de cobertura.

Introdução Os resíduos sólidos urbanos (RSU) no Brasil vêm sendo dispostos em aterros sanitários por cerca de 27,7% dos municípios brasileiros, porém essa solução se concentra em grandes cidades, principalmente nas regiões de maior poder aquisitivo como Sul e Sudeste (IBGE, 2010). Esses resíduos quando lançados nos aterros sanitários, geram, através do processo de biodegradação anaeróbia, gases e líquidos que precisam ser monitorados e tratados e/ou aproveitados, de forma a equacionar problemas de poluição ambiental. Os gases gerados pela biodegradação, constituídos basicamente por metano (CH4), gás carbônico (CO2) e gás sulfídrico (H2S), são geralmente coletados em poços verticais e posteriormente queimados e lançados para atmosfera, ou algumas vezes lançados in natura na atmosfera. Os sistemas de coleta de gases e aproveitamento de biogás, geralmente estão associados a projetos de grande porte, não sendo a realidade dos aterros de pequeno porte no Brasil, onde a coleta é ineficiente eficiência, e o tratamento está associado basicamente a queima incontrolada dos gases. Spokas et al. (2006) mostraram em seus estudos de campo, que mais de 90% de recuperação de CH4 pode ser conseguida com uma cobertura final adequada e um sistema de coleta de gás eficiente. 108

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A camada de cobertura de aterros para RSU tem a função de isolar a massa de resíduos do ambiente externo, controlar a entrada ou saída de gases e limitar a infiltração de água, diminuindo assim a geração de lixiviados. A cobertura deve possuir uma série de características tais como baixa permeabilidade à água e ao ar e durabilidade ao longo do tempo. No Brasil, não existe nenhuma exigência legal quanto ao tipo de material que a camada de cobertura deva ser constituída. A Norma Brasileira NBR 13.896/97, estabelece apenas “a necessidade do projeto e da implantação da cobertura final do aterro, que consiste de um sistema de impermeabilização superior”. Normalmente, as camadas de cobertura são construídas com materiais argilosos que são dispostos sobre os RSU para obtenção de uma camada com espessura variando de 50 a 100 cm adotando-se como parâmetro mínimo uma condutividade hidráulica do solo saturado na ordem de 10-8 cm/s. A execução dessas camadas exige uma fiscalização adequada dos materiais para que sejam atingidas as características especificadas, o que geralmente é negligenciado em aterros de pequeno porte. Nos últimos anos tem-se estudado camadas de cobertura alternativas, com particularidades construtivas, que levam em consideração propriedades geotécnicas dos solos, de modo a aperfeiçoar os custos na construção e atuar como elemento de redução de emissão de gases de efeito estufa. De um modo geral, no Brasil são poucos os empreendimentos que aproveitam economicamente o CH4 gerado no processo de biodegradação dos resíduos para geração de energia. Diversas configurações construtivas e materiais podem ser utilizados em camadas de cobertura de aterros sanitários de maneira a aperfeiçoar a captação dos gases por sistemas de drenagem de gases, ou retenção e/ou oxidação de CH4, para os casos onde a exploração não seja economicamente viável, minimizando-se assim a emissão para atmosfera. Dessa forma, várias denominações vêm sendo utilizadas para as camadas de cobertura, de acordo com o princípio físico, químico ou microbiológico que fundamenta o sistema. As camadas de cobertura do tipo metanotróficas atuam como minimizadoras de emissão de CH4 através da oxidação desse gás ao longo do perfil do solo. A atividade de bactérias metanotróficas em solos de coberturas de aterros é influenciada por fatores ambientais assim como pelas características do solo tais como temperatura, umidade, textura, pH e teor de nutrientes (Borjesson et al., 2001). Estudos de laboratório já demonstraram taxas de oxidação em materiais de cobertura de aterros variando de 150 a 250 gCH 4/m2/dia, sendo confirmado por Huber-Humer (2004) taxas de oxidação acima de 200 gCH4/m2/dia, em camadas compostas por um material grosseiro na base do material oxidativo, para uma distribuição mais uniforme do fluxo de gás na camada superior. Outro tipo de configuração de camada de cobertura utiliza as características geotécnicas do solo como uma barreira ou parte de uma camada composta, para evitar infiltração da água na superfície dos aterros e ao mesmo tempo impedir a saída de gases. Essa alternativa também é 109

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comumente denominada de camada evapotranspirativa ou barreira capilar (Berger et al., 2005, Seheur et al., 2008). A barreira capilar consiste de uma fina camada de material (camada capilar) que se sobrepõe a uma camada de material mais grosso (bloco capilar), sendo seu funcionamento baseado no efeito das forças capilares e no princípio do fluxo em solos não saturados em materiais com diferentes permeabilidades. Este trabalho tem como objetivo apresentar as emissões de CH4 medidas em três configurações diferentes de camada de cobertura implantada em uma célula experimental de aterro de RSU, localizada no Aterro da Muribeca, Recife-PE, Brasil. Além disso, são analisadas as variações de concentrações de CH4 e CO2 desde a interface solo/resíduo até a superfície de cada camada de cobertura, utilizando a variação da relação CO2/CH4 como indicador de oxidação.

Metodologia Esse estudo foi realizado na célula experimental localizada no aterro da Muribeca, no município de Jaboatão dos Guararapes-PE, Brasil. Essa célula foi preenchida entre junho de 2007 a fevereiro de 2008, em numa área 65m x 85m e preenchida no período de junho de 2007 a fevereiro de 2008 com RSU, perfazendo uma altura de 9m e correspondendo a 36.659 toneladas de resíduos. Características das camadas de cobertura A camada de cobertura final da célula experimental foi iniciada após a geometrização dos resíduos, sendo executada logo aos após o término do preenchimento dos resíduos, com materiais disponíveis em uma jazida dentro da própria área do aterro. A Figura 1 apresenta as características de cada camada, com uma disposição esquemática em planta. As camadas de cobertura apresentam as seguintes características construtivas: a) Camada metanotrófica (MET): camada composta por 30 cm de argila compactada sobreposta com mistura de 50% de solo mais 50% de composto orgânico da unidade de compostagem existente no aterro, (em volume), com espessura variando de 40 a 75 cm; b) Barreira capilar (BAC): camada composta por 20 cm de pedra granítica do tipo rachinha (com diâmetro médio de 10 cm) sobreposta com argila compactada com espessura variando de 45 a 60 cm. Na interface entre a argila e a camada de pedra, foi utilizado geotêxtil tipo tecido não tecido ou agulhado; c) Camada convencional (CONV): argila compactada, com espessura variando de 50 a 90 cm.

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Figura 1. Perfis constrututivos e divisão esquemática das camadas de cobertura

Determinação do fluxo de biogás A metodologia empregada para analisar as emissões de CH4 foi dividida em ensaios de campo e laboratório. Inicialmente foram realizados os ensaios de laboratório para caracterização dos materiais utilizados nas camadas de cobertura: granulometria completa, peso específico dos grãos, Limites de consistência, Compactação e permeabilidade à água, todos normatizados pela Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT). Em campo foram medidas as emissões a partir da técnica de placa de fluxo estática, assim como foram medidas as concentrações dos gases, em profundidade, com coleta de material determinação das condições de campo no período de setembro a dezembro de 2008. O ensaio da placa de fluxo estática seguiu a metodologia descrita por Maciel (2003). Uma placa de aço de área útil de 0,4 m x 0,4 m e altura útil de 0,08 m é cravada cuidadosamente no solo (Figura 2) e a partir do instante inicial são medidas as concentrações dos gases CH4, CO2, O2 e H2S através de um analisador portátil de gases, a temperatura interna (entre a placa e a camada de cobertura), a temperatura ambiente, a pressão interna e a pressão atmosférica a cada leitura de gás, com periodicidade de 5 a 10 minutos, durante um período de 30 a 60 minutos. O fluxo de CH4 e CO2 é determinado pela inclinação inicial da curva da massa de biogás em função do tempo. Todos os dados de taxas de fluxo e coeficiente linear de determinação (R2) foram determinados para os testes realizados nas três coberturas experimentais. Ao retirar a placa de fluxo, é moldado um anel com amostra do solo local para a determinação da densidade aparente do solo úmido e umidade de campo. 111

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Figura 2: Placa de fluxo estática para medição de emissão deniogás (Adaptada de Maciel, 2009)

Medições de concentração de biogás, temperatura, umidade, teor de matéria orgânica e pH em profundidade Em quatro ensaios de fluxo de CH4 foi feito no mesmo local, o ensaio em profundidade, através da cravação de um tubo de ferro de 40 mm de diâmetro, a cada 0,1 m de profundidade, até o contato com os resíduos. Em cada profundidade são medidas as concentrações instantâneas dos gases e a temperatura do solo, e coletadas amostras para determinação em laboratório de pH, umidade e sólidos voláteis conforme EMBRAPA (1997).

Resultados e discussões Condições climatológicas Durante o presente estudo a pressão barométrica, temperatura e pluviometria variou como mostrado na Tabela 01. As flutuações de pressão barométrica e precipitação têm relação direta com as emissões de gases na camada de cobertura (Maciel, 2003), sendo esses fatores alheios à operação do aterro. Boeckx et al. (1996) mostraram, em estudos de campo e laboratório, que há uma alta variabilidade de emissão de CH4 em camadas de cobertura, porém pode-se observar um padrão sazonal, sendo as emissões maiores durante os meses mais quentes. Esse estudo foi realizado no final da estação chuvosa (setembro e outubro) e início da estação com maiores temperaturas que é o verão no nordeste do Brasil (novembro e dezembro).

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Tabela 1. Dados climatológicos da área de estudo Pressão barométrica (kPa) Mês Mín Máx Setembro/2008 101,2 101,7 Outubro/2008 101,1 101,6 Novembro/2008 100,9 101,5 Dezembro/2008 100,8 101,5

Temperatura (oC) Mín Máx 22,5 31,0 22,0 31,5 22,0 32,0 22,5 32,5

Precipitação (mm) 45,25 42,25 14,25 22,75

Emissões de metano e características do solo A emissão superficial média de CH4 no período de setembro a dezembro de 2008 para 8 ensaios de placa de fluxo estática, em cada tipo de cobertura, as características do solo em profundidade medidos em 4 ensaios são mostradas na Tabela 2. Tabela 2. Emissões de CH4 e características do solo Fluxo de CH4 Teor de Camada GC (%) (Nl/h.m2) Umidade (%) MET 1,90 76,8 23,3 ± 10,9 BAC 0,37 86,7 11,5 ± 5,0 CONV 4,97 83,9 15,0 ± 2,1

7,45 ± 0,55 6,08 ± 0,86 5,74 ± 1,18

36,1 ± 5,1 34,4 ± 1,9 33,2 ± 2,0

Sólidos Voláteis (%) 16,3 ± 4,5 7,33 ± 1,5 7,43 ± 1,1

Nesse período verificou-se que as camadas metanotrófica e barreira capilar apresentaram menores emissões e menor faixa de variação de CH4 do que a camada convencional, nos 8 ensaios realizados. Essas camadas também apresentaram crescimento espontâneo de vegetação, diferentemente da camada convencional que permaneceu sem vegetação nesse período. A MET apresentou maior capacidade de retenção de umidade ao longo de todo perfil, mesmo no período seco, reduzindo as emissões de CH4, como também foi comprovado por Stern et al. (2007). Além disso, o solo dessa camada apresentou um pH acima da neutralidade e um teor de sólidos voláteis duas vezes superior ao solo das camadas CONV e BAC. Essas características são decorrentes da adição de composto que altera as propriedades físico-químicas dos materiais, propiciando ambiente favorável para crescimento de micro-organismos metanotróficos, como foi observado por Huber-Humer e Lechner (2001), Cabral et al. (2007) e Jugnia et al. (2008). Com relação à BAC, a menor emissão de CH4 e a menor dispersão dos resultados estão associadas à distribuição do biogás através da camada de pedras na base, que funcionou como um dreno horizontal, equalizando as vazões de biogás e minimizando os picos de pressão e

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concentração ao longo da cobertura, além de uma maior compactação do solo, que proporcionou a retenção do biogás. A Figura 3 mostra a variação média na concentração de biogás, da temperatura e a variação na relação CO2/CH4 desde a base até 0,1 m da superfície.

Figura 3. Perfis de concentração de biogás e de temperatura nas três camadas de cobertura

De acordo com os perfis em profundidade mostrados na Figura 3, observa-se uma característica típica de diminuição de concentração desde a base até a superfície em todas as três camadas, no entanto, a variação na relação CO2/CH4 é mais significativa na camada metanotrófica (de 0,8 para 1,9) o que sugere maior probabilidade oxidação de CH4 nessa camada pela transformação do CH4 em CO2 através da reação de oxidação. Embora essa camada apresente maior porosidade, a presença de oxigênio, em conjunto com fatores que influenciam no crescimento de bactérias metanotróficas, favoreceu reações de oxidação, que também pode ser observada em função da maior variação de temperatura média ao longo do perfil do solo (36,1±5,1). Todos os fatores que favoreceram a oxidação do CH4 são mais evidenciados na camada metanotrófica, justificando-se, portanto, menores emissões nesse tipo de camada, em relação a uma camada convencional de solo compactado. A camada convencional apresentou emissões de CH4 2,5 vezes superior à camada metanotrófica e de 12 vezes superior à barreira capilar, no período monitorado. A pequena variação no teor de umidade ao longo da espessura e maior concentração de biogás na base, fez com que houvesse maiores emissões nessa camada, além das condições desfavoráveis para o crescimento de micro-organismos metanotróficos tais como baixo pH, teor de matéria orgânica do solo, que não favoreceram reações de oxidação, o que pode ser observado também pela menor variação na temperatura ao longo do perfil do solo. Bogner et al. (1995) e Fourrie e Morris (2004) também mediram emissões de CH4 de mesma magnitude que as apresentadas pela camada convencional, em solos de cobertura sem vegetação. A textura do solo, espessura da camada e condições de compactação são fatores geralmente atribuídos para maiores emissões de biogás. 114

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Conclusões O CH4 é o principal gás de efeito estufa gerado em aterros sanitários e geralmente é emitido para atmosfera através de sistemas de coleta sem tratamento ou do fluxo nas camadas de coberturas. Em municípios de pequeno e médio porte a relação custo/benefício para exploração econômica desse gás é baixa o que leva a maioria dos aterros a lançarem, sem nenhum tratamento ou através da queima simples, esses gases para atmosfera. Faz-se necessário a adoção de tecnologias que reduzam as emissões antropogênicas, tendo em vista a disseminação de aterros de pequeno e médio porte em nosso país e no mundo. As normas brasileiras não dão muita ênfase aos aspectos técnicos para as camadas de cobertura final de aterros sanitários, mencionando apenas em linhas gerais algumas características a serem observadas, sem entrar no mérito do dimensionamento e especificações técnicas dos materiais. Nesse trabalho foram apresentados os resultados iniciais das análises de fluxo de CH4 de três perfis de camadas de cobertura de uma célula experimental localizada no Aterro da Muribeca, em Jaboatão dos Guararapes-PE, através de ensaios de campo e laboratório. A camada do tipo barreira capilar apresentou menores fluxos de CH4 quando comparada com outras duas configurações, provavelmente devido as suas características construtivas e menores variações das características físico-químicas ao longo do perfil do solo. O fluxo de CH4 medido nessa camada foi de 0,37 Nl/m2.h, sendo medidos 1,90 Nl/m2.h na camada do tipo metanotrófica e 4,97 Nl/m2.h na camada convencional. Nesse estudo verificou-se que a oxidação do CH4 pode ter sido mais evidente na camada metanotrófica devido essa ter apresentado fatores favoráveis atividade microbiológica. No caso das camadas de cobertura estudadas nesse trabalho, a combinação de fatores tais como a presença de um material de granulometria grosseira (pedra rachinha) na base do solo, favorecendo menor gradiente de concentração, e consequentemente de fluxo de biogás, aliado à uma camada que propicie crescimento de vegetação pode ser uma alternativa viável para redução de gases de efeito estufa em aterros de resíduos sólidos. Dessa forma, o estudo de camadas alternativas às camadas convencionais de solo compactado tem como objetivo encontrar soluções para minimizar o lançamento de biogás na atmosfera. Essas camadas se apresentam como uma forma promissora de reduzir emissões de CH4, a partir das características físico-químicas dos materiais utilizados e das características construtivas e dessa forma se constituiu em uma alternativa importante para os projetos de aterros de pequeno e médio porte, que podem apresentar menor impacto ambiental e ganhos econômicos em função da redução das emissões de carbono.

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Agradecimentos: Os autores agradecem as instituições financiadoras desse projeto (CHESF, CAPES E CNPQ) e a EMLURB pela colaboração na execução da célula experimental.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. IMPACTO EN LA SALUD DEL ALMACENAMIENTO TEMPORAL Y DE LA RECOLECCIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS DOMICILIARIOS EN SALVADOR, BAHÍA, BRASIL

* Luiz Roberto Santos Moraes 1

HEALTH IMPACT OF HOUSEHOLD SOLID WASTES CONDITIONING AND COLLECTION IN SALVADOR, BAHIA, BRAZIL Recibido el 1 de diciembre de 2011; Aceptado el 10 de abril de 2012

Abstract This paper presents a study on the conditioning and collection of household solid wastes and the health implications for children. The research was conducted in nine human settlements on the outskirts of Salvador, Bahia, Brazil. Intestinal nematode infection, predominantly involving Ascaris lumbricoides, Trichuris trichiura and hookworms, was used as an epidemiologic indicators in 1,893 children from 5 and 14 years of age. The sudy also included diarrhea incidence and nutritional status as shown by anthropometric indicators in 1,204 children less than 5 years of age. There was a higher prevalence of the three nematodes in children living in households without proper conditioning and collection of household solid wastes as compared to those in areas with regular household solid wastes collection and adequate household solid wastes conditioning. The differences were statistically significant when other socioeconomic, cultural, demographic, and environmental risk factors were considered in the analysis. Similar results were also observed for epidemiological indicators, diarrhea incidence, and nutritional status. Keywords: Diarrhea; Nematode Infections; Solid Wastes Conditioning; Solid Wastes Collection. 1

Departamento de Engenharia Ambiental, Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia

*Autor corresponsal: Rua Aristides Novis, 2 – Federação – Salvador-Bahia; CEP 40.210-630 – Brasil. Email: moraes@ufba.br

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Resumen El artículo presenta el estudio del almacenamiento temporal y recolección de los residuos sólidos domiciliarios y el impacto en la salud de niños, por medio de investigación realizada en nueve asentamientos humanos localizados en área periurbana de la ciudad de Salvador, Bahía, Brasil. Como indicadores epidemiológicos fueron utilizados, en 1.893 niños entre 5 y 14 anos, la infección por nematodos intestinales, expresa por la prevalencia de Ascaris lumbricoides, Trichuris trichiura y anquilostomas, y en 1.204 niños menores de cinco anos, la incidencia de diarrea y el estado nutricional, este expreso por indicadores antropométricos. Los resultados presentan la mayor prevalencia de los tres nematodos en los niños de los domicilios que no disponen de almacenamiento temporal adecuado y de recolección de residuos sólidos, que en aquellos de domicilios con almacenamiento temporal adecuado y recolección regular, siendo la diferencia encontrada estadísticamente significante, mismo cuando otros factores de riesgo socioeconómicos, culturales, demográficos y ambientales son considerados. Resultado semejante es también observado con relación a los indicadores epidemiológicos, incidencia de diarrea y estado nutricional. Palabras-clave: Diarrea; Infecciones por nematodos; Almacenamiento temporal de residuos sólidos; Recolección de residuos sólidos.

Introducción Algunos autores consideran bastante clara la relación entre la salud pública y el almacenamiento temporal, la recolección y la disposición de los residuos sólidos (Tchobanoglous, Theisen y Vigil, 1993; Rêgo, Moraes y Dourado, 2005; Baodi y Kuitunen, 2005). Otros autores (Schmid, 1965; Foratinni, 1969; Oliveira, 1975; Heller, 2002) consideran los residuos sólidos como uno de los determinantes de la estructura epidemiológica de la comunidad, ejerciendo su acción sobre la incidencia de las enfermedades al lado de otros factores. Del punto de vista sanitario la importancia de los residuos sólidos como causa directa de enfermedades no está muy comprobada. Sin embargo, como factor indirecto los residuos sólidos tiene gran importancia en la transmisión de enfermedades como, por ejemplo, por medio de vectores como los artrópodos - moscas, mosquitos, cucarachas - y roedores que encuentran en los residuos sólidos alimento y condiciones adecuadas para la proliferación (Schmid, 1965; Forattini, 1969; Oliveira, 1975; Rocha y Lindenberg, 1990; Bertussi Filho, 1994; Puri, Kumar y Johal, 2008). Según Funasa (2006), los residuos sólidos constituyen importante problema sanitario cuando no reciben los cuidados debidos y las medidas adoptadas para su solución adecuada tienen, bajo el aspecto sanitario, objetivo común a otras medidas de saneamiento ambiental, como prevenir y controlar las enfermedades a ello relacionadas. Estudio de la Organización Panamericana de la Salud concluye que la correcta solución del problema de los residuos sólidos resulta la reducción del 90% de las moscas, el 65% de ratas y el 45% de los mosquitos (OPAS, 1962). 118

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Zanon (1991) observa que el riesgo potencial de transmisión directa de enfermedades infecciosas por cualquier tipo de residuo sólido dependerá: i) de la presencia de un agente infeccioso; ii) de su capacidad de la supervivencia en el residuo sólido; y iii) de la posibilidad de su transmisión del residuo sólido para un hospedero susceptible. Sin embargo, los estudios sobre la asociación entre el manejo, recolección y disposición inadecuados de residuos sólidos y morbilidad infantil no son de fácil realización, además de ser escasos en la literatura (Hanks, 1967; Catapreta, 1997; Moraes, 1998; Heller, 2002; Rêgo, 2002), y los resultados dependen de un número considerable de otros factores para su interpretación adecuada. El presente artículo tiene como objetivo estudiar el almacenamiento temporal y la recolección de los residuos sólidos domiciliarios y los impactos en la salud de niños, por medio del estudio desarrollado en asentamientos periurbanos de la ciudad del Salvador, Bahía, Brasil, entre julio de 1989 y diciembre de 1990.

Materiales y métodos La elección de los indicadores epidemiológicos para evaluar el impacto en la salud fue hecha después de la revisión de la literatura sobre el tema, siendo utilizados la morbilidad por enfermedad diarreica expresa por la incidencia del diarrea (número de episodios/niño.año), el estado nutricional expreso por medio de los indicadores antropométricos (escores-z de altura/edad, del peso/edad y del peso/altura) y la infección para los nematodos intestinales expresa por la prevalencia de Ascaris lumbricoides, Trichuris trichiura y anquilostomas. El impacto en la salud debido a los residuos sólidos fue estudiado de dos formas: una considerando el dominio doméstico, expresa por el tipo de almacenamiento temporal domiciliario de los residuos sólidos, y otra considerando el dominio público, expreso por la recolección de los residuos sólidos domiciliarios. Para la primera, se consideró como variable independiente principal el tipo de almacenamiento temporal domiciliario de los residuos sólidos, definida con tres categorías: adecuado (bolsa plástica, lata o canasto con tapa), inadecuado (caja de cartón, caja o cubo de madera sin cubierta) y sin almacenamiento temporal, y para la segunda, se consideró como variable independiente principal la recolección de los residuos sólidos domiciliarios en el ambiente, definida con tres categorías: regular (diaria, alternada o semanal pudiendo ser puerta-a-puerta, del punto inmóvil de la caja o de la basura), irregular (mensual o esporádico de la caja inmóvil o del punto de la basura) y no recogido (vaciado en terreno baldío, cauce o patios). El Proyecto AISAM – Avaliação do Impacto de Medidas de Saneamento Ambiental em Áreas Pauperizadas de Salvador (cuya traducción en español corresponde a Evaluación de Impacto de 119

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Medidas de Saneamiento Ambiental en Áreas Pauperizadas de Salvador), realizado por el Departamento de Ingeniería Ambiental de la Escuela Politécnica de la Universidad Federal de Bahía entre julio de 1989 a diciembre de 1990 en nueve asentamientos humanos de la periferia de la ciudad, aunque teniendo como principal objetivo evaluar el efecto sobre la salud de la población de las soluciones sobre los desagües cloacales y el drenaje de aguas pluviales, permitió también la recolección de datos de otros factores del ambiente doméstico y del ambiente comunitario, incluyendo el almacenamiento temporal y la recolección de los residuos sólidos domiciliarios, además de factores demográficos, culturales y socio-económicos (Moraes, 1996). El Proyecto fue financiado por el International Development Research Center – IDRC de Canadá. De esta forma, se puede analizar los datos recolectados sobre los residuos sólidos domiciliarios estudiando su asociación con algunos indicadores epidemiológicos. La población de estudio fue formada por niños menores a 15 años de edad residentes en los nueve asentamientos humanos seleccionados. Los niños menores a 5 años de edad fueron acompañados durante un año en un estudio longitudinal, para estimar la incidencia de diarrea, y en estudios seccionales espaciados de dos en dos meses para medición de peso y de altura. Aquellos de edad entre 5 a 14 años fueron observados en tres estudios seccionales, siendo dos de ellos para evaluar la reinfección por nematodos intestinales (Moraes, 1996). Con el objetivo de recolectar el histórico de diarrea de los 1.204 niños menores de cinco años de edad participantes del estudio, se adoptó un sistema de registro diario por las madres por medio de un “calendario” quincenal diseñado especialmente para esta finalidad. Las madres fueron estimuladas a recordar diariamente con señal de positivo (+) o de negativo (-) si cada uno de sus niños tuvieron o no diarrea aquél día. Además, las madres fueron entrevistadas sobre episodios de diarrea en sus niños. Las entrevistas fueron realizadas en intervalos quincenales, en el fin de los cuales el calendario rellenado fue recolectado y un nuevo fue entregue a la madre. Con visas a estudiar el estado nutricional de los niños y su posible asociación con variables tipos de almacenamiento temporal domiciliario y recolección de los residuos sólidos domiciliarios, fueron realizadas mediciones antropométricas en los mismos niños observados en cuanto a la diarrea. El peso fue medido mensualmente por medio de balanza portátil con precisión de ±100g y la estatura medida de dos en dos meses, utilizándose antropómetro de madera con precisión de ±0,5cm. Amuestras para examen parasitológico de heces fueron colectadas en 1.893 niños entre 5 y 14 años, con particular atención para identificación y recuento de huevos con tres nematodos estudiados por medio de la técnica de Kato como descrito por Katz, Chaves y Pellegrino (1972). 120

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Informaciones sobre un gran número de variables intervinientes socioeconómicas, culturales y demográficas, y de otras variables ambientales, además de la recolección de basura, fueron también recolectadas, para fines de control cuando de los análisis estadísticos. Los datos fueron almacenados en microcomputadora utilizándose el software DBASE III+ (Ashton-Tate Corp., Estados Unidos) y analizados con el paquete SPSS/PC+ versión 4.01 (SPSS Inc., Chicago, Estados Unidos). Los datos de peso y estatura fueron transformados en indicadores antropométricos con la utilización del programa CASP Anthropometric Software Package version 3.0 (Centers for Disease Control and Prevention). Cálculos de prevalencia de nematodos, incidencia de diarrea, escores-z de altura/edad, peso/edad y peso/altura, testes de chi-cuadrado y análisis de variancia y de regresión logística (esta última apenas para el indicador epidemiológico – prevalencia dos nematodos intestinales y variable de exposición de dominio público – recolección de residuos sólidos) fueron realizadas.

Resultados e discusión La Tabla 1 muestra la asociación estadísticamente significante (p<0,00001) entre la variable almacenamiento temporal domiciliario de residuos sólidos y la prevalencia de los nematodos estudiados, notándose mayores prevalencias para los niños residentes en domicilios sin almacenamiento temporal cuando comparadas con aquellos residentes en domicilios donde los residuos sólidos son adecuadamente almacenados.

Tabla 1. Tipo de almacenamiento temporal domiciliario con nematodos intestinales (n=1.893) Tipo de almacenamiento N Ascaris n %* Adecuado 1.062 450 42,9 Inadecuado 691 407 58,9 Sin almacenamiento 140 99 70,7 *X

MH=

69,77; p<0,00001; ** X

MH=

64,31; p<0,00001; *** X

de residuos sólidos e infecciones Trichuris n %** 731 68,8 583 84,4 124 88,6

MH= 36,901;

anquilostoma n %*** 108 10,2 130 18,8 34 24,3

p<0,00001

Como puede observarse en la Tabla 2 hubo también una asociación estadísticamente significante (p<0,001) entre almacenamiento temporal domiciliario de residuos sólidos e incidencia de diarrea.

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Tabla 2. Tipo de almacenamiento temporal domiciliario de residuos sólidos e incidencia de diarrea(n=1.017) Tipo de almacenamiento % episodios por niño por año**a Adecuado 57,6 2,54 Inadecuado 32,5 4,18**b Sin almacenamiento 9,9 5,49** a

Análisis de variancia unidireccional usada para comparación de incidencias medias: valor de p presentado abajo Significancia de la diferencia de incidencia en relación al nivel menos expuesto **p<0,001 b

En relación al estado nutricional, los niños residentes en domicilios sin almacenamiento temporal de los residuos sólidos presentaron menores escores-z de altura/edad (p<0,001) y de peso/edad (p<0,05) que aquellos de domicilios que disponían de almacenamiento temporal categorizado como adecuado o inadecuado (Tabla 3).

Tabla 3. Tipo de almacenamiento temporal domiciliario de residuos sólidos y estado nutricional (n=1.074) Tipo de almacenamiento indicadores antropométricos altura/edad peso/edad peso/altura Adecuado -0,62 -0,45 -0,10 Inadecuado -0,80 -0,53 -0,08 Sin almacenamiento -1,24 -0,86 -0,15 Valor de pa <0,001 <0,05 NSb a b

Análisis de variancia unidireccional usada para comparación de promedios NS = no significante (p>0,05)

La Tabla 4 presenta la prevalencia de A. lumbricoides, T. trichiura y anquilostomas siempre mayor en los niños residentes en domicilios que no disponen de recolección de residuos sólidos y siempre menor en los niños residentes en domicilios que disponen de recolección regular. El test de tendencia para todos los tres nematodos presenta resultados estadísticos altamente significantes (p<0,00001).

Tabla 4. Recolección de residuos sólidos domiciliarios e infecciones con nematodos intestinales (n=1.893) Recolección de residuos sólidos Ascaris Trichuris anquilostoma N n %* n %** n %*** Regular 590 242 41,0 391 66,3 58 9,8 Irregular 614 266 43,3 449 73,1 52 8,5 No recolectado 689 448 65,0 598 86,8 162 23,5 2

MH=

76,36; p<0,00001; ** X

MH=

76,64; p<0,00001; *** X

MH= 51,39;

p<0,00001

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Los factores de riesgo que mostraron asociación estadísticamente significativa cuando analizados aisladamente con la prevalencia de los nematodos estudiados como edad y sexo del niño, número de residentes en el domicilio, hacinamiento (número de personas/cómodo), ingreso mensual familiar per capita, religión, presencia de lavatorio, piso del domicilio y disposición de los excrementos humanos/cloacas fueron seleccionados como variables potencialmente confundidoras para inclusión en los análisis multivariados de regresión logística. Considerando el odds ratio igual a 1 para la recolección regular de residuos sólidos domiciliarios, los valores obtenidos con los respectivos intervalos de confianza a 95% para recolección irregular y no recolectado fueron 1,10 (1,09-1,11) y 2,67 (2,37-3,00) para Ascaris lumbricoides, 1,38 (1,31-1,45) y 3,34 (2,90-3,85) para Trichuris trichiura y 0,85 (0,83-0,87) y 2,82 (2,39-3,33) para anquilostomas, respectivamente. Cuando eses valores de odds ratio fueron ajustados considerando las variables potencialmente confundidoras, ellos se convertieron a 1,05 (1,04-1,06) y 1,89 (1,63-2,19) para Ascaris lumbricoides, 1,20 (1,13-1,28) y 1,91 (1,62-2,25) para Trichuris trichiura. Se pudo observar que después del ajuste el odds ratio estimado es un poco menor en relación a lo no ajustado y que la asociación entre la prevalencia y la recolección de residuos sólidos continúa estadísticamente altamente significante (p<0,0001) para estos dos nematodos. Para anquilostomas, los odds ratio ajustados pasaron para 0,77 (0,73-0,81) y 1,89 (1,56-2,29). En cuanto a la incidencia de diarrea, los niños residentes en domicilios/calles sin recolección de residuos sólidos, con recolección irregular y con recolección regular presentaron 5,04, 2,86 y 1,77 episodios/niño.año respectivamente (Tabla 5). La relación de densidad de incidencia entre los niños residentes en domicilios/calles con recolección regular fue 0,35 y de 0,57 entre recolección irregular y sin recolección, significando que los niños residentes en domicilios/calles con recolección regular e irregular experimentaron, respectivamente, 65% y 43% menor número de episodios de diarrea que aquellos que residían en locales sin recolección de residuos sólidos.

Tabla 5. Recolección de residuos sólidos domiciliarios e incidencia de diarrea (n=1.017) a Recolección de residuos sólidos % episodios por niño por año** Regular 31,3 1,77 Irregular 30,3 2,86*b No recolectado 38,4 5,04** a

Análisis de variancia unidireccional usada para comparación de incidencias medias: valores de p presentado abajo b Significancia de la diferencia de incidencia en relación al nivel menos expuesto *p<0,01 y **p<0,001

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En cuanto al estado nutricional, los niños residentes en domicilios/calles sin recolección de los residuos sólidos presentaron menores escores-z de altura/edad (p<0,001) y de peso/edad (p<0,05) que aquellos que disponían de recolección regular o irregular de residuos sólidos (Tabla 6).

Tabla 6. Recolección de residuos sólidos domiciliarios y estado nutricional (n=1.074) Recolección de residuos sólidos indicadores antropométricos altura/edad peso/edad peso/altura Regular -0,51 -0,33 -0,04 Irregular -0,64 -0,57 -0,20 No recolectado -1,04 -0,65 -0,06 Valor de pa <0,001 <0,05 NSb a b

Análisis de variancia unidireccional usada para comparación de promedios NS = no significante (p>0,05)

Conclusión Los resultados del estudios mostraron con alguna evidencia una asociación estadísticamente significante entre el tipo de almacenamiento temporal domiciliario de los residuos sólidos, bien como entre la recolección de residuos sólidos domiciliarios en el ambiente de dominio público y la prevalencia de Ascaris lumbricoides, Trichuris trichiura y anquilostomas en niños entre 5 e 14 años de edad, y la incidencia de diarrea y el estado nutricional de los niños menores de 5 años residentes en áreas periurbanas de Salvador, mismo cuando otros factores socioeconómicos, culturales, demográficos y ambientales son considerados. De este modo, los resultados sugieren que tanto medidas de dominio doméstico como el tipo de almacenamiento temporal domiciliario, cuanto medidas de dominio público como la prestación de servicio de recolección domiciliario regular de residuos sólidos, contribuyeron para controlar a transmisión de las enfermedades estudiadas, dejando sin embargo un residual que depende de otros factores de risco. La universalización del servicio de recolección regular de residuos sólidos domiciliarios se vuelve entonces necesaria, con visas a contribuir para la reducción del cuadro de morbilidad de los niños residentes en áreas carentes de este importante servicio de saneamiento ambiental. Importancia también debe ser dada a la educación sanitaria y ambiental visando a su contribución para el proceso de transformación de actitudes y prácticas de las personas cuanto al manejo y el almacenamiento temporal domiciliario dos residuos sólidos.

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