UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE SAN LUIS POTOSÍ Facultad de Ingeniería

Memorias del curso Desarrollo de Proyectos

Ingeniería Ambiental Semestre 2017-2018/I

Diciembre 2017

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CONTENIDO Página EVALUACIÓN AMBIENTAL

ESTIMACIÓN DE POBLACIONES DE MOSQUITOS EN LA CAPITAL DE SAN LUIS POTOSÍ CON EL MÉTODO DE GRADOS DÍAS DE DESARROLLO 6 Flores-Reyes, E., Algara-Siller, M. y Aldama-Aguilera, C. CARACTERIZACIÓN DE LA ESTABILIDAD DE CÁRCAVAS EN EL MUNICIPIO DE CERRO DE SAN PEDRO 17 Avila Olvera Raul Uriel, De La Torre Robles Lourdes y Muñoz Robles Carlos Alfonso

DETERMINACIÓN DE ACETILCOLINESTERASA EN CARACOLES DE AGUA DULCE (PACHYCHILUS SP.) DE LA CIÉNAGA DE CABEZAS, TAMASOPO, S.L.P. 22 Jiménez-Paredes, A.E., Cruz-Santiago, O. y Ilizaliturri-Hernández, C.A. CARACTERIZACION DE RIZOBACTERIAS RESISTENTES AL ARSENICO EN SITIOS MINEROS 31 Ortiz-Almendáriz, S. y Vallejo-Pérez, M.R. CUANTIFICACIÓN DE ÁCIDO TRANS-TRANS MUCÓNICO (tt-MA) COMO BIOMARCADOR DE EXPOSICIÓN A BENCENO EN MUJERES MEXICANAS 38 Vargas-Rodríguez K.K., Pérez-Maldonado I.N. y Ochoa-Martínez A.C. BIOMARCADOR NO DESTRUCTIVO EN ROEDORES SILVESTRES DE CHARCAS, SAN LUIS POTOSÍ 46 Pardini-Martínez J.A. y Espinosa-Reyes G.

RECURSOS BIÓTICOS

APROVECHAMIENTO SOSTENIBLE DE PECES DIABLO (PTERYGOPLICHTHYS SP.) PARA LA FORMULACIÓN DE HARINAS 56 Coronado-Vega A.P., Medellín-Castillo N.A. y Muñoz-Meza A. DIVERSIDAD DE LEPIDÓPTEROS DIURNOS EN UN OASIS DE LA SIERRA DE SAN MIGUELITO 66 Rodríguez Lucio, V. G., Carlín Castelán, F. y Loza León, J. G.

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CONTENIDO Página GESTIÓN AMBIENTAL

PERCEPCIÓN DE FENÓMENOS METEOROLÓGICOS EN COMUNIDADES INDÍGENAS TEENEK, EN UN GRADIENTE ALTITUDINAL EN AQUISMÓN, SLP 77 Carrizales-Lara, E., Reyes-Agüero, J.A. y Heindorf, C. ESTUDIO DE PERCEPCIÓN DE LA POBLACIÓN DE LA ESCUELA PRIMARIA PÚBLICA “FRANCISCO GONZÁLEZ BOCANEGRA” SOBRE EL CONCEPTO DE DESARROLLO SUSTENTABLE Y SU PRÁCTICA EN LA ESCUELA 83 Preciado Vazquez, J.F. y Buendía Oliva, M. DIAGNÓSTICO Y PROPUESTA DE MEJORA AMBIENTAL DEL PARQUE INDUSTRIAL DE GRIMSBY EN INGLATERRA 90 Soto-Pérez J. A, Benis A., Liger M., Mercat M., Mehu, J. y Ávila-Galarza A. PREVENCIÓN Y CONTROL COMPONENTES DE UN SISTEMA BIOELECTROQUÍMICO CON MICRORGANISMOS FOTOSINTÉTICOS 101 Zaragoza-Vera, J.S., Astello M. G. y García-Meza, J.V. SÍNTESIS, CARACTERIZACIÓN Y EVALUACIÓN DE OXICLORUROS EN LA ABSORCIÓN DE CO2 Y POTENCIAL USO PARA FOTORREDUCCIÓN 110 Aceves Malacara S.E., Sánchez Rodríguez, D.V. y Escobar Barrios, V.A. IMPLEMENTACIÓN DE LA NOM-18-STPS-2015 EN LA REFINERÍA ELECTROLÍTICA DE ZINC, IMMSA 121 Blanco-Sandate, O.E., Montes-Ávila, I. y Vázquez-Vázquez, S.E. PROGRAMA DE SEPARACIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS EN UNA INSTITUCIÓN EDUCATIVA 127 Aguilar Campillo E.D. y Loza León J.G. REDUCCIÓN DE CROMO (VI) A Cr (III) DE UN AGUA RESIDUAL SINTÉTICA Y SU PRECIPITACIÓN COMO HIDRÓXIDO METÁLICO A PARTIR DE UNA BIOPELÍCULA ANAEROBIA 134 Cisneros-Ontiveros, H. G., Gallegos-García, M. y González-Saucedo, D.

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CONTENIDO Página DISEÑO E IMPLEMENTACIÓN DEL PROGRAMA DE IDENTIFICACIÓN, MUESTREO Y REPORTE DE LAS FUENTES FIJAS DE EMISIÓN EN GOODYEAR SLP 143 Martínez Meraz C., Sus Hernández, M. C. y Saldaña Ramírez, F. MICROORGANISMOS PARA EL CONTROL BIOLÓGICO DE LARVAS DE MOSQUITO EN AGUA RESIDUAL TRATADA DE LA CAPITAL POTOSINA 152 Juárez-Briones, L.R., Aldama-Aguilera, C., Hipólito-Cruz G.y González-Montero R. ESTIMACIÓN DE LAS EMISIONES DE FUENTES VEHICULARES EN EL ÁREA URBANA DE SAN LUIS POTOSÍ Y SUS IMPLICACIONES EN LA CALIDAD DEL AIRE 163 Ávila-Galarza, A., Cerda-Alonso, D.G., y Cerda-Hernández, C.N. REMOCIÓN DE FIPRONIL DE AGUAS RESIDUALES AGRÍCOLAS MEDIANTE UN HUMEDAL ARTIFICIAL 174 de Lira-Gómez, F., Bernal-Jácome L.A. y Flores-Mora, C.M. REMOCIÓN DE ANIONES SOBRE HIDROGELES DE QUITOSANO RETÍCULADO CON FORMALDEHÍDO EN SOLUCIÓN ACUOSA 184 Ramírez Gaspar, A.L. y Medellín Castillo, N. A. MODELIZACIÓN GEOQUÍMICA DE LA LIXIVIACIÓN DE LODOS GENERADOS EN BIO-FILTROS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 196 Martínez-López, L.A, Toader-Lupsea M.O. y Ávila-Galarza A. PRODUCCIÓN DE HIDRÓGENO A PARTIR DE SEMILLAS DE AGUACATE 207 Compeán-González R. y Rosales-Colunga L. DISOLUCIÓN OXIDATIVA DE NANOPARTÍCULAS DE PLATA EN PROCESOS DE DESINFECCIÓN DE AGUA 215 Dávila Salas, L. F.y Nieto Delgado, C. EXTRACTOS VEGETALES COMO CONTROL ECOLÒGICO DE LARVAS DE MOSQUITOS EN DIFERENTES CALIDADES DE AGUA DE LA CIUDAD DE S.L.P. 221 Galarza-Tristán, F.E., Aldama-Aguilera, C., Hipólito-Cruz G. y González-Montero R.

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CONTENIDO Página REMOCIÓN DE METALES PESADOS EN SOLUCIONES ACUOSAS EMPLEANDO LIRIO ACUÁTICO (EICHHORNA CRASSIPES) COMO BIOSORBENTE 231 Ruvalcaba Muñoz J.O. y Medellín Castillo N. A. ANALISIS Y TRATAMIENTO DE LA CALIDAD DE AGUA QUE DESCARGA EL CENTRO ACUICOLA LAS CANOAS RAYON S.L.P A AGUAS Y BIENES NACIONALES 242 Velázquez Pérez E.J. y Loredo Tobías M.

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EVALUACIÓN AMBIENTAL

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ESTIMACIÓN DE POBLACIONES DE MOSQUITOS EN LA CAPITAL DE SAN LUIS POTOSÍ CON EL MÉTODO DE GRADOS DÍAS DE DESARROLLO

Flores-Reyes, E.1, Algara-Siller, M.2 Aldama-Aguilera, C.3, Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis

Potosí, S.L.P. 1enrique.florey@gmail.com, 2marcos.algara@uaslp.mx, 3cristobal.aldama@uaslp.mx

Resumen Las especies de mosquitos conocidos con importancia en salud pública, la Aedes aegypti es considerada la

más peligrosa por tener la capacidad de transmitir el mayor número de enfermedades arbovirales al hombre. Se obtuvo un promedio de la temperatura media para cada día de cada mes del año y fue calculado gracias a datos de temperatura registrados durante 49 años (1967-2016) por estaciones meteorológicas de la ciudad de

San Luis Potosí (SLP). La capacidad térmica de la ciudad de San Luis Potosí puede albergar hasta 19 generaciones de mosquitos contra 36 en San Vicente Tancuayalab (SVT). Los meses con mayor capacidad

térmica son de abril a octubre. Aunque en abril y mayo tenemos una capacidad térmica para albergar a varias generaciones, es hasta que llegan las primeras precipitaciones cuando las poblaciones se disparan. Las fechas

apropiadas para un control de mosquitos se basa en monitorear las condiciones del tiempo (temperatura y precipitación) en lugar del clima. Este proyecto se realizó con la finalidad de optimizar recursos humanos, materiales y principalmente generar estrategias que están basadas en la bionomía del vector y en las épocas

del año donde las poblaciones de mosquito sean abundantes y representen un riesgo a la salud.

Palabras clave: sobrepoblación, desarrollo, vector, salud.

Introducción Las Enfermedades Transmitidas por Vectores (ETV) representan un importante problema de salud pública en México. Se estima que cerca de 60% del territorio nacional presenta condiciones que favorecen la transmisión de las ETV, en donde residen más de 50 millones de personas y se localiza la mayor parte de los centros agrícolas, ganaderos, industriales, pesqueros, petroleros y turísticos, de importancia para el país. [CENAPRECE, 2017]

Dentro de las ETVs, la más importante en México es el dengue. Es una arbovirosis asociada al ambiente urbano doméstico, a los hábitos de la población y a la carencia de servicios básicos como el suministro de agua, así como la falta de recolección de basura y deshechos de la vivienda. El mosquito transmisor del dengue, Aedes aegypti, es un ejemplo de adaptación de una especie al ámbito humano, con criaderos, hábitats, fuente de alimentación y desplazamiento activos y pasivos ligados al entorno domiciliario. La enfermedad constituye uno de los principales desafíos para el control y la vigilancia epidemiológica en los albores del siglo XXI. El reto principal para la prevención y control del dengue en México, es hacer más eficientes las acciones anticipatorias en todos los estados del país para evitar la aparición de brotes y en su caso, atenderlos de forma oportuna y evitar su dispersión. Aunque la enfermedad depende de la presencia y abundancia de los mosquitos vectores, la transmisión es además, función de la circulación de los diferentes serotipos del virus y de la cantidad de personas susceptibles o inmunes. [CENAPRECE, 2017]

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La enfermedad está condicionada en buena medida a la distribución del Aedes aegypti, que se reproduce en las viviendas de prácticamente todas las zonas urbanas del área de riesgo en México. Para un control efectivo de la transmisión del dengue es necesario aumentar y optimizar recursos, además de reforzar las acciones operativas en los tres niveles de gobierno (federal, estatal y municipal) de manera permanente, enfatizando en la vigilancia y prevención oportuna (diagnóstico, investigación de casos, capacidad clínica y prevención con acciones de promoción de la salud). Este proyecto brindara la información necesaria sobre cómo se comportan las poblaciones de mosquito en la capital de San Luis Potosí en base a los datos históricos promedios de Temperatura y precipitación que afectan directamente en el comportamiento del ciclo de vida de los mosquitos y las condiciones ambientales que favorecen o perjudican su reproducción, esto para saber en qué temporadas hay más riesgos por ETV y poder combatir la plaga.

El objetivo fue estimar las generaciones de mosquito (Aedes sp. y Culex sp.) en la ciudad de San Luis Potosí, identificar la temporada de mayor riesgo por posibles contagios virales ocasionados por este vector e identificar el periodo más apropiado para el control del vector.

Metodología

Captura de larvas de mosquitos La captura de larvas de mosquito se llevó a cabo en las orillas del Tanque Tenorio, con ayuda de una red entomológica y se depositaron en cubetas con agua para su posterior traslado al laboratorio de Ciencias Ambientales III de la Universidad Autónomas de San Luis Potosí. Una vez en el laboratorio, se procedió a la separación de las larvas según su estadio de desarrollo, instar 1, instar 2, instar 3, instar 4 y pupa para posteriormente depositarlas en vasos de plástico transparentes de un litro de capacidad. La boca de los vasos en donde se depositaron las pupas fueron cubiertas por una red con la intención de evitar que el adulto se escape.

Cámaras de emergencia en Laboratorio Se establecieron dos vasos de plástico por cada estadio de desarrollo de Culex sp., como referencia a comparar con el género Aedes, uno con agua potable y otro con agua en tratamiento. El número total individuos depositado en cada vaso fue de 20. El registro de temperatura del agua, como medio de desarrollo de la etapa inmadura del insecto, se realizó diariamente a la misma hora y se usó un termómetro de mercurio que se sumergió en cada vaso; complementario a lo anterior se colocó una estación meteorológica y se programó para registrar temperatura ambiente. Lo anterior se realizó hasta que las larvas de instar 1 se convirtieran en adulto.

Cálculo de grados días con bases de datos La información fue obtenida de dos diferentes estaciones meteorológicas ubicadas en la ciudad, la estación “00024070 SAN LUIS POTOSI” y la estación “00024113 SAN

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VICENTE”, con registros de temperaturas máximas y mínimas durante el año. Se tomó una muestra de 49 años (del 1967 al 2016), registrando temperaturas medias diarias (Tabla 1).

La elaboración del modelo se hizo con base a los promedios de las temperaturas medias registradas diarias para 2 ciudades.

Tabla 1. Características de las regiones de estudio

Estación Meteorológica Latitud Longitud

Temperatura media anual (°C)

Altitud (msnm)

Precipitación (mm)

Distancia a la costa (km)

ESTACION: 00024070 SAN LUIS POTOSI

22°12'27" N.

101°01'20" W. 17.9 1871 msnm 341 mm 326 km

ESTACION: 00024113 SAN VICENTE

21°41'21" N.

098°36'33" W.

24.9 45 msnm 1164 mm 96 km

La información fue de dos formas, por meses y por días julianos, identificar la época del año donde el crecimiento poblacional de Aedes Aegypti, y para cuantificar los grados (°C) acumulados día con día (Tabla 2).

Tabla 2. Características de las especies de estudio. [3]

Especie o género Temperatura base (Tb) GDD para una generación

Aedes aegypti 12°C 107 grados

Culex linnaeus 12°C 104 grados

Con base en el método de Grados Días de Desarrollo (GDD) se estimaron las épocas del año donde la población de mosquito es mayor y representa un riesgo para la salud, ya que esta especie es el principal vector de transmisión de Dengue.

Lo números estimados se compararon con los casos registrados de dengue para el año 2016 en el estado de San Luis Potosí, para poder comprobar que épocas del año tienen mayor incidencia y en base a esto idear estrategias para el control de esta plaga.

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Figura 1. Cámaras de emergencia para el desarrollo de mosquitos en agua potable y agua

de tratamiento.

Figura 2. Estación meteorológica WatchDog Spectrum 1000 series

La temperatura base del Aedes Aegypti es de 12 grados Celsius, la temperatura por encima de la cual el mosquito de desarrolla y por debajo de la cual disminuye su actividad. Mientras mayor sea la temperatura media mejores serán las condiciones para el desarrollo de una generación de mosquito, por lo cual tarda menos tiempo en pasar de larva a adulto.

Figura 3. Gráfica de comparación entre la temperatura media y los días de desarrollo. [3]

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Resultados y discusión Cámaras de emergencia en Laboratorio El desarrollo desde instar 1 a adulto de Aedes sp. fue de 105 GDD. (Fig. 4)

Figura 4. Tiempo y grados de crecimiento acumulados para una generación.

Cabe señalar que el desarrollo anterior se obtuvo en el agua en tratamiento debido a que las larvas depositadas en los vasos con agua potable se murieron a los 3 días de haber establecido las cámaras de emergencia, lo anterior pudo deberse a la falta de alimento en las mismas; el único estadio que alcanzó a desarrollar fue la pupa ya que este estado de desarrollo no necesita alimentarse para completar su transformación al estado adulto. Confirmando que para una temperatura media entre los 18 y 22 grados Celsius (figura 4) el desarrollo de los mosquitos desde insta 1 (saliendo del huevo) hasta llegar a adultos dentro del laboratorio tomo 13 días.

Tabla 3. Tabla de resultados del desarrollo de mosquito desde insta 1 a adulto

Fecha 26 oct

27 oct

28 oct

29 oct

30 oct

31 oct

01 nov

02 nov

03 nov

04 nov

05 nov

06 nov

07 nov

Tmed agua (°C) 18,9 18,9 19,07 18,20 19,45 20,48 21,08 21,67 21,34 20,98 20,90 20,23 19,39

T base (°C) 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 Grados

acumulados 6,90 6,90 7,07 6,20 7,45 8,48 9,08 9,67 9,34 8,98 8,90 8,23 7,39

La precipitación es un factor importante por lo cual no se tomara en cuenta para este proyecto pero si es importante mencionar que las temporadas de mayor precipitación también van de la mano con las temporadas de más abundancia de mosquito. Los mosquitos se encuentran presentes la mayor parte del año en la Ciudad de San Luis Potosí, pero en épocas frías es poco frecuente que nos encontremos con ejemplares de mosquitos ya que, aunque no desaparecen, su actividad se reduce de tal manera que las

27.1 25.0 19.0 17.98.2 7.4

27.152.1

71.189.0

97.3104.7

4 3 2 2 1 10

20

40

60

80

100

120

L1 L2 L3 L4 pupa adulto

GRAD

OS

/DÍA

S

Instar

Etapas de desarrollo

Grados necesarios parar cadainstar

Grados acumulados porinstar

Dias necesarios por instar

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generaciones no se desarrollan hasta mosquito adulto y las larvas permanecen en ese estado durante mucho más tiempo.

Figura 5. Temperatura media anual para San Luis Potosí

Figura 6. Temperatura media mensual de San Luis Potosí

La siguiente tabla es una representación de la forma de calcular el tiempo en que tarda una generación en crecer, se puede apreciar que para todo el mes de Enero y Febrero el desarrollo de los mosquitos en base a los grados acumulados es lento y no es hasta el día juliano 59, a finales de Febrero, que podemos confirmar que surge la primera generación de mosquito adulto. (Tabla 4)

0

5

10

15

20

25

TMPE

RATU

RA

FECHA

GDD Temperaturas promedio por día Tb

05

10152025

TEM

PERA

TURA

°C

MES

Promedio mensual de GDD (49 AÑOS)

GDD

Tbase

12

Tabla 4. Tabla para la estimación de generaciones de mosquito según los GDD.

día juliano día promedio (49

años) T

base Grados

acumulados p/día Grados

acumulados totales

Generaciones de mosquito según los

grados acumulados (105°C)

T med prom °C T ° C T ° C T ° C T ° C

1 01-ene 13,50681818 12 1,506818182 1,506818182 0,01439753

2 02-ene 12,61590909 12 0,615909091 2,122727273 0,02028249

3 03-ene 12,95681818 12 0,956818182 3,079545455 0,02942481

59 28-feb 16,17222222 12 4,172222222 106,7449301 1,01993938

Por otra parte se nos presenta el caso contrario para mese calurosos como mayo (Tabla 5) al que se presenta en enero (Tabla 4), donde el desarrollo de los mosquitos tarda mucho menos tiempo y podemos obtener generaciones de forma más abundante.

Tabla 5. Tabla para la estimación de generaciones de mosquito según los GDD

día juliano día promedio (49

años) T

base Grados

acumulados p/día Grados

acumulados totales

Generaciones de mosquito según

los grados acumulados

(105°C)

T med prom °C T ° C T ° C T ° C T ° C

144 24-may 21,59333333 12 9,593333333 723,4425311 6,91243629

151 31-may 21,30555556 12 9,305555556 789,4548796 7,54317907

160 09-jun 21,38604651 12 9,386046512 873,7339494 8,34845893 .

Tabla 6. Tiempo de desarrollo de la primera generación de mosquito en San Vicente Tancuayalab.

Día juliano día promedio (49

años) Tbase Grados

acumulados p/día

Grados acumulados

totales

Generaciones de mosquito según los

grados acumulados (105°C)

T med prom °C T ° C T ° C T ° C T ° C

1 01-ene 15 12 3 3 0,028571429

2 02-ene 13 12 1 4 0,038095238

31 31-ene 14,75 12 2,75 107 1,019047619

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Figura 7. Temperatura media anual de San Vicente Tancuayalab

El desarrollo de los mosquitos para una región donde las temperaturas en el año son más elevadas requiere de un menor lapso de tiempo, lo cual beneficia a las generaciones de mosquito y lo cual también genera un mayor riesgo a la salud, ya que mientras más haya presencia del Aedes aegypti mas incrementa el riego del contagio de Dengue. En la siguiente grafica (Fig. 8) se contrastan las generaciones acumuladas al año en SLP y SVT donde se pueden acumular hasta 19 y 37 generaciones, respectivamente. Sin embargo, en SLP para el año de 1969 se acumularon 28 contra solo 13 para el año 1976.

Figura 8. Potencial de generaciones acumuladas al año

010203040

Tem

pera

tura

Fecha

GDD (San Vicente T.)

Tmed

Tb

0.30 1.00 2.55 4.71 7.38 9.84 12.00 14.17 16.08 17.59 18.51 18.971.02 2.85 5.308.89

12.6016.83

21.0625.66

29.5033.08 34.75 36.72

05

10152025303540

Generaciones acumuladas por año

SLP

SVT

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Figura 9. Generaciones por año y promedio estimado

Figura 10. Potencial de generaciones acumuladas por cada mes.

La población de la capital de SLP es de 722, 772 habitantes (INEGI 2010), misma población que se encuentra en riesgo de contagio por enfermedades virales transmitidas por Aedes aegypti, debido a que se calculó un promedio de 18 a 19 generaciones al año, las cuales en su mayoría se concentran en los meses de abril a agosto (Fig. 10), lo anterior tiene que ver con el tipo de clima templado, con poca precipitación anual y una altitud cercana a los 2000 msnm (Tabla 1).

A diferencia de la capital potosina, la ciudad de SVT tiene la capacidad de desarrollar hasta 36 generaciones al año, principalmente en los meses de abril a octubre (Fig. 10), a causa de su clima de tipo cálido, su abundante precipitación anual, por su menor altitud casi a nivel del mar y su proximidad al mismo (Tabla 1).

0.003.006.009.00

12.0015.0018.0021.0024.0027.0030.0033.00

1967

1969

1971

1973

1975

1977

1979

1981

1983

1985

1987

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

Generaciones en base a GDD ANUALES

GDD

0.30.7

1.6

2.22.7 2.5

2.2 2.21.9

1.5

0.90.5

1.0

1.8

2.4

3.6 3.74.2 4.2

4.6

3.83.6

1.72.0

00.5

11.5

22.5

33.5

44.5

5

GEN

ERAC

ION

ES

MES

Generaciones por mes

SLP

SVT

Promedio de 19 generaciones por

año.

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Conclusiones Un control de plagas eficaz requiere cierto conocimiento sobre la plaga y sus hábitos. El primer paso es identificar correctamente la plaga, el segundo paso es conocer su estilo de vida. Después de eso, se puede evaluar las estrategias para controlar la sobrepoblación de mosquito. La principal preocupación de la sobrepoblación de Aedes Aegypti es porque se trata un vector de enfermedades tipo ETV, principalmente el dengue, y debido a la presencia de casos en el estado de San Luis Potosí se tomó la decisión de desarrollar un modelo para la estimación de poblaciones de mosquitos con el método de Grados Días de Desarrollo. La capacidad termina de la ciudad de SLP puede albergar hasta 19 generaciones de mosquitos contra 36 en SVT. Los meses con mayor capacidad térmica son de abril a octubre. Aunque en abril y mayo tenemos una capacidad térmica para albergar a varias generaciones, es hasta que llegan las primeras precipitaciones cuando las poblaciones se disparan. Las fechas apropiadas para un control de mosquitos se basa en monitorear las condiciones del tiempo (temperatura y precipitación) en lugar del clima. Este modelo fue desarrollado en base a las temperaturas de la capital de San Luis Potosí, sin embargo es una herramienta que puede ser utilizada para cualquier región del mundo donde haya presencia de Aedes Aegypti y donde se cuente con un registro meteorológico que proporcione datos suficientes de temperatura para el cálculo de los Grados Días de Desarrollo.

Agradecimientos Agradezco a la MC. Gudelia Hipólito Cruz y al Ing. Raúl por su apoyo en el muestreo y desarrollo del experimento dentro del laboratorio de ciencias ambientales, el cual proporcionó el espacio y el material necesario para desarrollar el proyecto

Bibliografía [1] Secretaría de Salud Enfermedades, Centro Nacional de Programas Preventivos y Control de enfermedades. Actualizada: miércoles 29 de marzo de 2017 por CENAPRECE. [Fecha de consulta: 10 septiembre 2017]. Disponible en: http://www.cenaprece.salud.gob.mx/programas/interior/portada_vectores.html [2] BENENSON, A. S. 1992. El control de las enfermedades transmisibles en el hombre. Publicación Científica No. 538, Organización Panamericana de Salud: xxiii, xxviii-xxxiii, 82-88, 157-161, 176, 212-217. [3] N. Becker et al., Mosquitoes and Their Control, DOI 10.1007/978-3-540-92874-4_2, © Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2010

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[4] Secretaria de Salud, Subsecretaria de Prevención y Promoción de la Salud, Dirección General de Epidemiologia. Actualizada: lunes 2 de enero de 2017 por DGA Epidemiologia. [Fecha de consulta: 10 septiembre 2017]. Disponible en: https://www.gob.mx/cms/uploads/attachment/file/178952/Pano_dengue_sem_52_2016.pdf [5] Fernández-Salas I, Flores-Leal A., El papel del vector Aedes Aegypti en la epidemiologia del dengue en México. Salud Pública Mex 1995.

[6]TORRES A. M. 1966. La fiebre amarilla en México. Erradicación del Aedes aegypti. Salud Pública de México V(VIII):4, 561-570. [7]Dra. Gabriela Willat, Vigilancia y control del Aedes aegypti, Centro Nacional para Enfermedades Infecciosas Emergentes y Zoonóticas División de Enfermedades Transmitidas por Vectores, 2003.

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CARACTERIZACIÓN DE LA ESTABILIDAD DE CÁRCAVAS EN EL MUNICIPIO DE CERRO DE SAN PEDRO

Avila Olvera Raul Uriel1, De La Torre Robles Lourdes2, Muñoz Robles Carlos Alfonso2

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona

Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. raul225380@gmail.com. 2Instituto de Investigación de Zonas Desérticas. Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Altaír # 200, col. del

Llano CP. 78377, San Luis Potosí, S.L.P. lulu.dt.amb@gmail.com, carlos.alfonso.munoz.robles@gmail.com.

Resumen La erosión de cárcavas, siendo la producida por el agua uno de los tipos de erosión más críticos y

destructivos, provoca el desplazamiento de masa de suelo, sedimentación y degradación. Por otro lado, representa riesgo potencial para las tierras de cultivo y hábitats, y también dificulta el paso a través de ellos,

por lo tanto se requiere realizar todas las acciones posibles que conduzcan a poner fin al desarrollo y la expansión de cárcavas, y se debe proponer una investigación necesaria sobre el tema. El objetivo del estudio

es evaluar la estabilidad de cárcavas en el municipio de Cerro de San Pedro, en el cual se obtuvo la estabilidad y morfología de las secciones que se digitalizaron. Las obras de control y prevención aparte de realizarlas

externas a la cárcava se tiene que realizar dentro de la misma, por la gran variación que tiene.

Palabras clave: Erosión, estabilidad, morfología. Introducción El municipio de Cerro de San Pedro, en San Luis Potosí, se ha caracterizado por una larga historia local de ciclos mineros y consecuentes oscilaciones poblacionales que tuvieron inicio en 1592. Esto favoreció la presencia de actividades agrícolas, mineras y pecuarias, que trajo consigo cambios sobre la cubierta vegetal por los efectos acumulados a lo largo de la historia ambiental de casi cuatrocientos años (Martínez, 2012). Una cárcava se inicia cuando el equilibrio de una línea de drenaje se ve alterado por un aumento de descarga en el flujo de agua o una disminución de la resistencia del suelo (Rosewell et al., 2001). Hay ciertas causas que se pueden asociar y a la vez acelerar la presencia de cárcavas, como pueden ser naturales y antropógenas. Por ejemplo: la pérdida de la capa superior del suelo a través de la formación de arroyos afecta la producción de cultivos agrícolas (Oldeman, 1993), cambios en la presión de pastoreo, regímenes de incendios alterados y combinaciones de estos factores (Archer et al., 1995; Westoby et al., 1989), aunque mucha de la erosión en cárcavas se asocia a la modificación de la cubierta vegetal causada por el cambio de uso del suelo, sobrepastoreo, quema de vegetación y construcción de caminos ( Poesen et al., 2003). Las cárcavas también pueden causar daños a la infraestructura, como carreteras, puentes, edificios y tuberías (Nwilo et al., 2011), disminuyen los niveles de agua subterránea, impiden el acceso a la tierra y contaminan los cuerpos de agua (Valentin et al., 2005). Una vez que se forman las cárcavas, son difíciles y costosas de detener y remediar (Kirkby y Bracken 2009). Numerosos factores contribuyen al desarrollo de la erosión de barrancos, incluidos el suelo, la geología, la lluvia, la topografía, la vegetación y el uso de la tierra (Liggitt y Fincham, 1989).

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La erosión de suelo es reconocida como una de los problemas que amenazan a las poblaciones humanas (Lal, 2001). Ya que la presencia de una cárcava en un sitio, trae consigo problemáticas ambientales, sociales y económicas. Por ello requiere, al ser un tema poco estudiado, realizar una caracterización de la estabilidad de cárcavas en el Municipio de Cerro de San Pedro ya que esto permitirá comprender la presencia de estos canales en el sitio, lo que coadyuvaría a proponer medidas de restauración como medios de prevención y control, que podrían ser aplicables a otros sitios dentro de regiones áridas y semiáridas. Metodología Se digitalizó en Google Earth Pro 2017, con la finalidad de tener la imagen más actualizada del sitio, en este caso se tomó la del año 2017, en la cual se digitalizó cauce principal, ancho del cauce principal, borde de la cárcava, ramificaciones y sub-ramificaciones. Posterior a la digitalización se exportó como KML a ArcMap 10.3 para crear los shapes en la cual se analizaron la morfología de las cárcavas en las cuales se calculará la longitud de cauce principal, ancho del cauce principal, área, perímetro, orientación y pendiente. Esta última se obtendrá con el modelo digital de elevaciones. Se consideraron diez puntos de muestreo a lo largo del cauce principal de forma equidistante, dicho seccionamiento sirvió para analizarlos en campo. Se caracterizó en campo la cobertura vegetal, la actividad y morfología de cárcavas mediante el método de evaluación de la línea de drenaje, que consiste en ocho indicadores que son analizados y clasificados mediante una escala de valores.Y posterior mente se realizó el cálculo para clasificar los puntos desde muy estable hasta muy activa. Resultados y discusión Se digitalizaron 17 cárcavas en Google Earth Pro 2017, con el fin de hacerlo sobre la imagen más actualizada del sitio, en este caso se tomó una del año 2017.

Figura 1. Digitalización de cárcavas.

De la digitalización y con apoyo de ArcMap 10.3 se obtuvieron el análisis morfológico de las cárcavas que se muestran en la tabla 1.

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Tabla 1. Morfología de las cárcavas.

De los datos obtenidos se graficó la longitud del cauce principal, con la cual se realizó la clasificación de cárcavas por tamaño, la cual fue de la siguiente manera: chicas = < 1 km, medianas = 1 km – 3 km y grandes = > 3 km.

Figura 2. Longitud de cauce principal de cárcavas.

Así como también se graficó el área de las cárcavas (Figura 2), en la cual se observa que la longitud no va totalmente relacionada con el área de la cárcava ya que las cárcavas con mayor área no son las que se consideraron dentro de la clasificación de grandes. Esto representa un punto interesante ya que esto indica que el ancho de la superficie varía y no está totalmente relacionado con la longitud del cauce principal de las cárcavas.

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Figura 3. Áreas planimétricas de cárcavas.

Los datos obtenidos con el método de evaluación de la línea de drenaje se promediaron para así poder graficarlos. En los cuales la sección 1 corresponde a la corona de la cárcava y la sección 11 es la base final de la cárcava. En la cual se puede observar la estabilidad de las cárcavas en cada punto de muestreo de cada sección y ver que entre las secciones hay una gran variación y a su vez se observa que el rango de actividad de cárcavas está entre 40% - 60%, que entra en una clasificación de muy activa (40% - 49%) y activa (50% - 59%). Con este análisis se puede reafirmar lo que escribió Sonneveld et al. (2005) “El principal problema es que los factores contribuyentes importantes en una región no necesariamente tienen el mismo nivel de significación en otras regiones” ya que se menciona en diferentes bibliografías que conforme se recorre la cárcava se puede observar como la cárcava tiende a la estabilidad y como se observa en la Figura 3. Se puede ver que el último seccionamiento entra dentro de la clasificación de activa en los tres tamaños de cárcavas que analizamos.

Figura 4. Estabilidad de cárcavas.

Conclusiones Se clasificaron tres grupos de cárcavas de acuerdo a la longitud de su cauce principal: Chicas: < 1 Km Medianas: 1 - 3 Km Grandes: > 3 Km De acuerdo con Sonneveld (2003) “El principal problema es que los factores contribuyentes importantes en una región no necesariamente tienen el mismo nivel de significación en otras

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regiones”. Ya que en la bibliografía consultada se menciona que las cárcavas tienden a estabilizarse conforme se recorra la cárcava, pero en este caso se observó una gran variación entre un punto y punto. Al analizar los datos obtenidos en campo se pude concluir que los tres grupos de cárcavas están en el rango de 40% a 60% de actividad que de acuerdo con Tongway (2007) indican que son activas a lo largo de la línea de drenaje. Con lo cual se propone que como medida de control y prevención las obras se realicen principalmente dentro de la cárcava por la gran variación que se obtuvo, ya que de esta manera se podría llegar a llegar a una estabilidad a lo largo de la cárcava. Agradecimientos Agradezco al Dr. Carlos Muñoz y a Lourdes De La Torre por haber aceptado mi participación en el proyecto, por los conocimientos brindados, asesorías y por los buenos momentos en campo que pasamos juntos. A Dr. Jorge Aceves y Erika Galarza por sus conocimientos brindados. A Fernando de Lira, Alma Rosa Mires y Claudia Jiménez por su participación durante el desarrollo del proyecto. Estefanía Pérez Rodríguez por su gran apoyo y su tiempo. Bibliografía Martínez C., P.; A. Betancourt-Mendieta, M. Aguilar-Robledo, Á. G. Palacio-Aponte. 2012. Historia ambiental del municipio de Cero de San Pedo, San Luis Potosí, México (Siglo XX). Programas Multidisciplinarios de Posgrado en Ciencias Ambientales. Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Oldeman, L.R., 1993. An international methodology for assessment of soil degradation and georeferenced soils and terrain database. Third Expert Consultation of the Asian Network of Problem Soils, Bangkok, Thailand, 25–29 October 1993. Wageningen, International Soil Reference and Information Centre, pp. 1–22. Archer, S., Schimel, D.S., Holland, E.A., 1995. Mechanisms of shrubland expansion: land use, climate or CO2? Clim. Change 29, 91–99. Poesen, J., Nachtergaele, J., Verstraeten, G., Valentin, C., 2003. Gully erosion and environmental change: importance and research needs. Catena. 50, 91–133. Valentin, C., et al. (2005). Gully erosion: Impacts, factors and control. Science Direct, 63, 132-153. Liggitt, B., Fincham, R.J., 1989. Gully erosion: the neglected dimension in soil erosion research. S. Afr. J. Sci. 85, 18–20. Lal, R., 2001. Soil degradation by erosion. Land Degrad. Dev. 12:519–539. http://dx.doi.org/10.1002/ldr.472. Sonneveld, M.P.W., Everson, T.M., Veldkamp, A., 2005. Multi-scale analysis of soil erosion dynamics in Kwazulu-Natal, South Africa. Land Degrad. Dev. 16:287–301. http://dx.doi.org/10.1002/Ldr.653. Tongway, D., 2007. Ephemeral Stream Assessment, CSIRO, Sustainable Ecosystems. 17 pp., Canberra. http://www.csiro.au/services/EcosystemFunctionAnalysis.html.

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DETERMINACIÓN DE ACETILCOLINESTERASA EN CARACOLES DE AGUA DULCE (PACHYCHILUS SP.) DE LA CIÉNAGA DE CABEZAS, TAMASOPO,

S.L.P.

1 Jiménez-Paredes, A.E., 2Cruz-Santiago, O., 2Ilizaliturri-Hernández, C.A.

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava #8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. jimenez.andreaelena@gmail.com.

2Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS), Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACYT), UASLP. Av. Sierra

Leona #550, Col. Lomas 2a Sección, San Luis Potosí, S.L.P. 2omar.c.stgo@hotmail.com; 3cesar.ilizaliturri@uaslp.mx.

Resumen

La actividad agrícola, en la cual se usan plaguicidas organofosforados y carbamatos, es una constante diaria en muchos municipios mexicanos, como es el caso de Tamasopo. La importancia de vigilar la salud

ecosistémica de éste municipio nace al albergar un humedal de importancia internacional; la Ciénaga de Cabezas (sitio RAMSAR desde febrero, 2008). Se realizó un muestreo de organismos gasterópodos

(caracoles) en el sitio para hacer una determinación del biomarcador acetilcolinesterasa, enzima que es inhibida por algunos plaguicidas, y así establecer si podrían estar expuestos a estos compuestos. Se

compararon las mediciones de tres sitios diferentes y de dos temporadas, época seca y de lluvias, para verificar también si la exposición estaba condicionada por el sitio en que se encuentren y/o la época del año. Se observó un decremento de la actividad de acetilcolinesterasa en la época seca. Lo cual podría ser producto de la exposición a plaguicidas que se usan en el sitio. Este estudio refleja la importancia de determinar efectos

en organismos hacia los que no van dirigidos los compuestos utilizados en la actividad agrícola.

Palabras clave: Biomarcador, gasterópodos, plaguicidas, sitio RAMSAR.

Introducción

La mayoría de los contaminantes que se encuentran en el ambiente son producto de diferentes actividades humanas e, independientemente del factor ambiental donde sea liberado, existen varias rutas (erosión, volatilización, degradación, etc.) por las que su destino final suele ser el medio acuático. Los cuerpos de agua, tanto marinos como continentales, contribuyen en gran medida con servicios ecosistémicos esenciales (ciclo de nutrientes, recursos genéticos, producción primaria) (Amiard-Triquet et al., 2014), por lo que su conservación siempre es una prioridad.

Un biomarcador, es un cambio bioquímico, celular, fisiológico o de comportamiento que puede ser medido en el tejido, fluidos o en un organismo completo que demuestra que existe exposición de éste a uno o varios contaminantes químicos (Depledge, 1994). El uso de biomarcadores en estudios de riesgo ambiental y monitoreos ha sido constante desde hace varios años gracias a que brinda información sobre las perturbaciones ambientales de los ecosistemas. El principal objetivo esperado del estudio de biomarcadores es proporcionar

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una señal temprana de degradación ambiental antes de que sucedan efectos significativos a nivel comunidad (Amiard-Triquet et al., 2014).

La acetilcolinesterasa (AChE) es una enzima encargada de hidrolizar al neurotransmisor acetilcolina mediante su grupo acetato. Éste neurotransmisor se encarga de regular los impulsos nerviosos del sistema y su inhibición provoca alteraciones en la actividad neuromuscular, parálisis e incluso muerte (Gagné, 2014). Se reconoce a la inhibición de la actividad de acetilcolinesterasa como uno de los primeros biomarcadores aceptado en estudios de monitoreo ambiental y, para muchos autores, es el mejor biomarcador de exposición para medir la contaminación por plaguicidas organofosforados y carbamatos (Roméo y Giambérini, 2013).

Los caracoles de agua dulce son moluscos gasterópodos distribuidos ampliamente en arroyos, ríos y lagos. Norte América es la región del mundo con más diversidad de gasterópodos de agua dulce con 650 especies identificadas (Johnson, 2009), pueden sobrevivir entre los 10°C y los 35°C y no se encuentran en aguas ácidas o saladas (Rozendaal, 1997). Los caracoles de agua dulce son considerados indicadores de la calidad del agua y los cambios ambientales gracias a las diferentes funciones ecológicas que cumplen en los humedales, como el intercambio de nutrientes, filtración de agua, control del crecimiento de algas, entre otros (Johnson, 2009). Se ha observado anteriormente inhibición de colinesterasa en moluscos expuestos a plaguicidas con carbamatos (Domingues et al., 2010).

El cultivo de caña de azúcar en México es una tradición para 15 estados y 57 ingenios azucareros diferentes (Aguilar-Rivera et al., 2010). San Luis Potosí se encuentra ubicado geográficamente en una zona muy favorable para el desarrollo de esta actividad económica (Galindo, 2006) principalmente la región Huasteca Potosina, ocupando en el año 2016 el tercer lugar nacional en volumen de producción de caña de azúcar (SAGARPA, 2016). Como todo cultivo, la producción de caña de azúcar requiere de plaguicidas (insecticidas y herbicidas) para evitar la presencia de especies invasoras, siendo los organofosforados y carbamatos los más utilizados, cuyos principales efectos en la salud se producen al inhibir enzimas (Palacios et al., 2009).

El municipio de Tamasopo, en San Luis Potosí se caracteriza por tener como una de sus principales actividades económicas la producción y comercialización de la caña de azúcar (SAGARPA, 2016), además de contar con el humedal continental Ciénaga de Cabezas, sitio RAMSAR desde el 2 de febrero del 2008. La Ciénaga de Cabezas tiene una extensión de 1,364.2 ha y se encuentra a una altitud de 280 msnm, es un humedal léntico de clima neotropical que alberga especies de importancia ecológica como el tule, aves migratorias, el cocodrilo de pantano, entre otras (Torres, 2008).

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Considerando la importancia del humedal, por la biodiversidad que alberga y el impacto que los cultivos en su alrededor pudieran tener, se vuelve importante realizar estudios de la calidad ambiental en la Ciénaga, así como, evaluar el riesgo al que están expuestos los ecosistemas y la población alrededor de las actividades antropogénicas. Es importante comenzar con estudios preliminares para observar los efectos que podrían estar causando la utilización de plaguicidas en la biota del ecosistema, así como comenzar a tener un registro de los niveles basales enzimáticos de algunos biomarcadores (ej. acetilcolinesterasa) en organismos que puedan ser usados como referencia futura en estudios ecotoxicológicos. En este sentido, el objetivo de este proyecto fue evaluar la actividad de acetilcolinesterasa (AChE) en tejido de caracol de agua dulce (Pachychilus sp.) de tres sitios diferentes y de dos temporadas (secas y lluvias) de la Ciénaga de Cabezas (Tamasopo).

Metodología

Los sitios considerados fueron Cabezas, Mirador y Veinte, tres puntos localizados a lo largo de la ciénaga, que correspondían a tres zonas: zona alta, media y baja del humedal. Las temporadas consideradas fueron la época seca, con las muestras recolectadas en el mes de marzo; y la época de lluvias, con las muestras recolectadas en el mes de junio.

La metodología para determinación de acetilcolinesterasa propuesta en 2014 por Gagné fue reproducida con modificaciones mínimas que no alteran las mediciones. Los reactivos utilizados a lo largo del método fueron:

Buffer tris-acetato: Se preparó una solución 100 mM a un pH de 7.2 disolviendo primero 1.21 g de TRIS-base en 90 mL de agua, se ajustó el pH a 7.4 con ácido acético al 10% y se afora a 100 mL con agua. Se prepara después una solución 50 mM diluyendo el buffer.

Reactivo de acetilcolina: Se preparó una solución 1 mM con ayuda del buffer 50 mM diluyendo en él 9.9 mg de reactivo.

Reactivo de Ellman: Se inició preparando una solución 5 mM de DTNB disolviendo 1.36 g de KH2PO4 y 4.5 mg de EDTA en 80 mL de agua; se ajustó el pH a 7.2 con ayuda de NaOH y al final se agregaron 0.2 g de DTNB y se afora a 100 mL con agua. El reactivo de Ellman se preparó diluyendo cinco veces la solución de DTNB en buffer 100 mM de tris-acetato.

Estándar de thiol: Se preparó una solución disolviendo 3 mg de GSH reducida en 10 mL de HCl 0.1 N. Después se preparó una solución estándar 25 M diluyendo 0.25 mL del GSH en 10 mL de buffer de tris-acetato.

Con las muestras listas en el laboratorio, se procedió a descongelarlas y pesarlas individualmente en una balanza analítica para calcular el volumen de buffer tris-acetato necesario (4 mL buffer / 1 g tejido) para ser homogenizados en frío con ayuda de un homogeneizador Polytron (OMNI GLH International®). Posteriormente, las muestras fueron centrifugadas en tubos eppendorf a 15,000 g x 30 min a 4 °C (Thermo Scientific ®) para

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obtener la fracción s15 (sobrenadante). El sobrenadante se almacenó a -80°C, para su posterior análisis.

Para la determinación de acetilcolinesterasa se utilizó la técnica de Ellman et al. (1961) modificada por Gagné (2014) para microplacas de 96 pocillos. Se mezclaron 50 μL de sobrenadante s15, 100 l de reactivo de Ellman (ácido 5,5-ditiobis-2-nitrobenzoico 1 mM) y 100 μL de acetilcolina (1 mM). Enseguida, se colocaron en un espectrofotómetro UV-Visible con lector de microplacas (Sinergy H1 Biotek®), y se midió la absorbancia de la mezcla a 412 nm (30°C) primero cada 20 segundos por 1 minuto y después cada minuto 9 veces más.

La actividad de AChE se determinó de acuerdo a la fórmula propuesta por Gagné (2014) y normalizando por contenido de proteína por individuo. La proteína fue determinada con ayuda del Kit Ensayo de Pierce BCA de la casa comercial Thermo Scientific. Para la comparación entre sitios (Cabezas, Mirador y Veinte) se utilizó la prueba de Kruskal-Wallis y, entre temporadas (Secas en marzo y Lluvias en junio) se utilizó la prueba de U-Mann Whitney con ayuda del Software STATISTICA 10 (Stat Soft Inc. ®) a un nivel de significancia de 0.05 y 0.001.

Resultados y discusión

La hipótesis planteada proponía que por sitios se podría encontrar una inhibición de acetilcolinesterasa en tejido de Pachychilus sp. que provenían de los lugares más impactados por la actividad agrícola. Sin embargo, al comparar los resultados entre sitios por temporada no se encontraron diferencias estadísticamente significativas (p>0.05) para Marzo (Fig. 1 A) pero sí para Junio (p<0.05) (Fig. 1 B), donde se encontró una tendencia a disminuir a favor de la corriente del agua en los sitios impactados por la actividad agrícola.

Esta tendencia de disminución de la actividad de AChE entre sitios se podría explicar entendiendo que el flujo de agua inicia en Cabezas, pasa por Mirador y finaliza en Veinte, por lo que, los contaminantes que podrían estar en el sitio de referencia (Cabezas), son transportados hacia los otros dos sitios de muestreo, haciendo un efecto de “lavado” y evitando que se concentren ahí. En Veinte entonces, se tendría una mayor concentración de plaguicidas y los organismos de ese sitio tendrían una menor actividad de acetilcolinesterasa.

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Figura 1. Actividad de AChE en las temporadas de Marzo (A) y Junio (B) por sitio. (Marzo (A) Kruskal-Wallis Test, n=59, p>0.05. Junio (B) Kruskal-Wallis Test, n=60, p<0.05). El asterisco indica diferencia

estadísticamente significativa.

Siguiendo con el análisis, se procedió a calcular por temporadas los resultados. Como se observa en la Figura 2, se encontró mayor actividad de AChE en los tejidos de caracol de agua dulce en la temporada de junio en todos los sitios, lo cual fue estadísticamente significativo (p<0.05). Además, al comparar el total de actividad de AChE por temporada, se encontró la misma tendencia (Tabla 1). La comparación de resultados de cada sitio, entre temporadas muestra cómo varían los valores de la actividad de AChE en el mismo sitio dependiendo de la época del año en que se encuentre.

Lo anterior puede ser explicado bajo la teoría de que, en la temporada seca, al no entrar en contacto constante con agua, los contaminantes tienden a concentrarse en mayor cantidad. Por el contrario, en la temporada de lluvias, puede ocurrir un efecto de dilución al existir más agua en el ecosistema, y la concentración de plaguicidas pudo haber disminuido, lo que

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podría explicar que se haya encontrado mayor actividad de acetilcolinesterasa en ésta temporada (Junio).

Figura 2. Actividad de AChE en los sitios de Cabezas (A), Mirador (B) y Veinte (C) por temporada. (Cabezas (A), n=40, p<0.05. Mirador (B), n=39, p<0.05. Veinte (C), n=40, p<0.05) Prueba de U-

MannWhitney. Se grafica media ± error estándar. El asterisco indica diferencia estadísticamente significativa.

La hipótesis que se plantea es que al ser menores los niveles de AChE en la temporada seca, se traducen como una mayor inhibición de esta, lo cual podría ser atribuido a una exposición plaguicidas como del tipo organofosforados y carbamatos en Pachychilus sp.

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Tabla 1. Actividad de AChE total por temporada en tejido caracol de agua dulce.

TEMPORADA UNIDADES N ACTIVIDAD AChE

MARZO (SECAS)

nM tiocolina formado / mg proteína

59 28.74 ± 7.84 (15.8 – 50.6)

JUNIO (LLUVIAS)

nM tiocolina formado / mg proteína

60 39.51 ± 10.66 (23.2 – 80.1)

Actividad de AChE: media ± error estándar (min-max) El asterisco significa que hay diferencias estadísticamente significativas. (p<0.001), Prueba U-MannWhitney.

Algunas investigaciones sugieren que los cambios de temperatura pueden afectar la actividad enzimática en invertebrados como los caracoles (Domingues et al., 2010). Sin embargo, en ambas temporadas la temperatura del agua fue muy similar (25.49-25.59 °C). Además, hasta el momento, no se ha demostrado que los parámetros fisicoquímicos (pH, °C o oxígeno disuelto) afectan la actividad de AChE en caracoles de agua dulce (Amiard-Triquett y Berthet, 2014). Por lo cual, esto apoyaría la hipótesis de los organismos de este estudio si se encuentren expuestos a plaguicidas.

Conclusiones

Después de los análisis estadísticos se concluye que podría existir una inhibición de acetilcolinesterasa en el humedal Ciénaga de Cabezas, la cual es mayor en la época de secas que en la época de lluvias, que podría estar condicionada por una exposición a plaguicidas.

Sería importante realizar un biomonitoreo más exhaustivo, considerando más épocas del año, para lograr ver a detalle las fluctuaciones de la actividad de AChE en organismos acuáticos, así descartar, factores ambientales. Por otro lado, también se podrían verificar los resultados obtenidos realizando pruebas de actividad de acetilcolinesterasa en caracoles de criaderos o de laboratorio, en los que se tenga la seguridad de que no ha habido exposición a plaguicidas para conocer la diferencia entre los niveles de actividad de éstos y de los muestreados en campo.

La contaminación por plaguicidas, especialmente de organofosforados y carbamatos, en la Ciénaga de Cabezas es un tema de importancia ambiental que es necesario tratar, con el fin de evitar consecuencias graves que afecten a los organismos del humedal o a las poblaciones humanas que se encuentran alrededor.

Agradecimientos

Agradezco al Dr. César Ilizaliturri por su apoyo y disposición al permitirme trabajar con él a lo largo del proyecto y por la confianza que puso en mi para trabajar en los laboratorios.

*

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Agradezco al M. en C. Omar Cruz por ayudarme en todo momento, por confiar en mí para realizar ésta pequeña parte de trabajo y por todo lo que me enseñó sobre biomarcadores y demás temas durante éstos meses.

Agradezco a Brenda Téllez y a Emmanuel Mendoza, por ser un apoyo dentro y fuera del laboratorio y por interesarse en que aprendiera lo necesario para llevar a cabo éste proyecto, e incluso más.

Este proyecto fue llevado a cabo en los laboratorios de Biomarcadores y Ecotoxicología del Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS) de la Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACYT).

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CARACTERIZACION DE RIZOBACTERIAS RESISTENTES AL ARSENICO EN SITIOS MINEROS

Ortiz-Almendáriz, S.1 y Vallejo-Pérez, M.R.2

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. gerelp@hotmail.com. 2Coordinacion para la

Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología, UASLP. Sierra Leona #550, Lomas 2ª Sección, San Luis Potosí, S.L.P. moises.vallejo@uaslp.mx.

Resumen

Se planteo identificar la especie vegetal adaptada a suelo contaminado (Pennicetum ciliare) por arsénico

(As2O3) y aislar e identificar Rizobacterias Promotoras del Crecimiento Vegetal (RPCV) evaluando in vivo dicha asociación planta-microorganismo. Se obtuvieron cinco cepas bacterianas presentes en la rizósfera de Pennicetum ciliare adaptado a suelos contaminados por arsénico (As2O3) en el municipio de Villa de la Paz,

S.L.P., las cuales fueron clasificadas conforme a su morfología colonial. El pasto Pennicetum ciliare presentó 40 % de geminación en condiciones controladas (28°C 100% HR), sin embargo en sustrato el porcentaje de germinación fue inferior a 5%, probablemente debido a la presencia de compuestos inhibidores. De manera que queda a posteridad poder concluir la evaluación y el efecto simbiótico del crecimiento de Pennicetum

ciliare con la rizobacteria tolerante al arsénico (As2O3) previamente caracterizada.

Palabras clave: cepa, Pennicetum ciliare, rizobacteria. Introducción Existen iones que son tóxicos, pero que no forman parte de la actividad biológica asociada, como los metales pesados Pb2+, Hg2+, Cd2+, Ag2+, o metaloides como el arsénico. Diversos procesos de origen antropogénico como la minería, son considerados fuentes de contaminación de arsénico (As) en aire, suelos, aguas superficiales y acuíferos (Nriagu y Pacyna, 1998) y debido al carácter acumulativo y de permanencia, la población puede estar expuesta. Es el caso del distrito minero Santa María de la Paz, al norte del estado de San Luis Potosí, zona donde se localizan los municipios de Villa de la Paz y Matehuala donde la dispersión del arsénico y metales pesados esta asociada principalmente al transporte fluvial y eólico (Razo, 2002), reportándose concentraciones de 8736.7 ± 1176.8 (1461.9–28,274.0) mg/Kg (Martinez et al., 2017), valores por encima del máximo permisible de 100 mg/Kg de la NOM-157-SEMARNAT-2017. De acuerdo a la Agencia de Sustancias Toxicas y Registro de Enfermedades (ATSDR), los metales y metaloides constituyen el principal grupo de sustancias toxicas con mayor incidencia sobre la salud a través de la exposición ambiental y ocupacional, entre los que se encuentra el arsénico que es una sustancia carcinogénica, que induce efectos negativos en el desarrollo cognoscitivo y puede reducir el coeficiente de inteligencia (IQ) en niños debido a la exposición prolongada (ATSDR, 2007; Rosado et al., 2007). De manera que los efectos ambientales y en la salud en el corto plazo por efecto de la actividad minera tienden a ser destructivos e irrecuperables, y por tanto es deseable

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minimizarlos por medios eficaces, económicamente viables, y que reduzcan el impacto negativo en el ámbito social y ambiental. La fitorremediación es una tecnología y por tanto puede formar parte de una estrategia viable, que aprovecha la capacidad de algunas especies vegetales en absorber, bioacumular, metabolizar, volatilizar o estabilizar contaminantes presentes, a través de procesos de fitoextraccion, rizofiltracion, fitoestabilizacion y fitovolatilizacion (Jing, 2007). Las Rizobacterias Promotoras del Crecimiento Vegetal (RPCV) favorecen el crecimiento de las plantas a través de diferentes mecanismos, que incluyen la secreción de fitohormonas, suplemento de macro y micro elementos, la fijación biológica del nitrógeno (diazotrofos), la solubilización del fosforo, entre otros (Spaepen et al., 2009). Por lo tanto, los microorganismos que colonizan la rizosfera pueden ser clasificados en base a los efectos en la planta y su interacción con las raíces, mientras unos pueden ser patógenos, otros tienen efectos benéficos. Las RPCV más conocidas pertenecen a géneros Rhizobium, Bacillus, Pseudomonas, Burkholderia y Azospirillum (Méndez et al., 2013). Algunas rizobacterias presentan mayor tolerancia en sitios contaminados por arsénico y por tanto tienen la capacidad de favorecer el crecimiento de las plantas y reducir la biodisponiblilidad del compuesto toxico. Los métodos utilizados para la remediación de sitios contaminados como la excavación y el relleno, el tratamiento térmico, entre otros, implica un costo elevado, baja eficiencia, destrucción de la estructura y fertilidad del suelo (Pulford y Watson, 2003). Por otro lado la fitorremediación para suelos contaminados con metales pesados y metaloides resulta ser de menor costo y ambientalmente más factible (Lasat, 2002). A pesar de que existen varias publicaciones de fitorremediacion identificando las especies vegetales tolerantes a suelos contaminados con metales (Glick, 2003; Sheng y Xia, 2006), la interacción entre la microbiota y las raíces de las plantas es igualmente importante, siendo la rizósfera la región caracterizada por el aumento de la biomasa microbiana y de su actividad que en interacción con la raíz puede retener y bioacumular compuestos tóxicos y de esta manera tener la capacidad de retener los metales y metaloides en las membranas extra o intracelulares y/o biotransformarlos (Silver, 1996). Metodología Colecta de muestras Se realizó 3 muestras de suelo de una presa de jales del distrito minero San María de La Paz. Las muestras de suelo desde la superficie (0-5cm) hasta cierta profundidad (20cm aproximadamente) fueron tomadas en bolsas estériles usando una espátula estéril, conservado las muestras a 4oC hasta su examinación (Joshi y Modi, 2013). Extracción y aislamiento de las RPCV Se pesaron 5 gr de cada muestra, colocándolas en tubo Corning, debiendo estar aforando a 20ml con agua estéril en cada centrifugación (700 rpm/8oC y 6000 rpm/8oC respectivamente) reservando el sobrenadante en la última (para eliminar el precipitado) y sometiéndolo a una tercera centrifugación a 12,000 rpm/8oC, conservando el pellet y adicionando agua estéril

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para obtener la mezcla homogénea. Del extracto se realizó la siembra, incubando las cajas a 28oC, y se continúo con el procedimiento realizando un conteo de las distintas cepas y realizando nuevamente una siembra por colonia (Belimov et al., 2005; Rajkumar y Freitas, 2008) (Figura 2). Conservación de RPCV aisladas y Preparación soluciones El crecimiento de cepas aisladas se realizó en medio LB (Luria Bertani, 1g bacto de triptona, .5g extracto de levadura y 1g de cloruro de sodio a pH 7.5) en un volumen de 100ml e incubando a una temperatura de 28oC, hasta obtener una absorbancia de .3 para su posterior conservación a -80oC en tubos Eppendorf con 50:50 de medio LB y glicerina. Se prepararon 4 soluciones de trióxido de arsénico (As2O3) a 50, 200, 500 y 1000 ppm a partir de la solución madre de 1000ppm usando filtros de membrana de microporo reutilizables y previamente esterilizados así como agua estéril (Nasiru et., 2011; Joshi y Modi, 2013). Preparación de sustrato suelo y semillas Se recolecto suelo del jardín del Instituto de Metalurgia de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, realizando un cribado en malla de acero inoxidable grado AISI 304-316 obteniendo 5 kg de partículas finas, y se esterilizo en paquetes de 500 mg por un periodo de 1 hora a 120oC. Se preparó suelo en maceta de plástico con una proporción de 40:60 de Peat Moss (30% partícula fina+ 70% turba y fertilizante) y agrolita para proporcionar porosidad al sustrato. El lavado de semillas en un tubo Corning estéril se realiza en 10ml de alcohol al 70% durante 2 minutos y se lava con agua estéril. Posteriormente se agrega 5ml cloro al 10% durante 1 minuto. Se realizan 3 lavados con agua estéril y se resguardan en un tubo Eppendorf agregando 1 mg de fungicida Captan (modificado de Rajkumar y Freitas, 2008) (Figura 1).

Figura 1.De izquierda a derecha semillas tratadas con fungicida, paquete de suelo preparado y clasificación de colonias por morfología.

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Resultados y Discusión

00.050.1

0.150.2

0.250.3

0.350.4

0.450.5

1 2 3 4 5 6

Ab

sorb

anci

as

Cepas

Figura 3. Medición de absorbancias de los cultivos de las 5 cepas obtenidas a partir de la especie Pennicetum ciliare en condiciones normales.

24 Hrs

24 Hrs 24 Hrs

24 Hrs

48 Hrs

Blanco

24 Hrs

A B C D E

F

Figura 2. Cepas obtenidas a partir de la especie Pennicetum ciliare (A, B, C, D, E) e incubamiento de semillas Pennicetum ciliare tratadas, proporcionando riego con agua estéril, bajo condiciones controladas (F).

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Se obtuvieron 5 cepas bacterianas presentes en la rizósfera de Pennicetum ciliare adaptado a suelos contaminados en el municipio de Villa de la Paz, S.L.P., las cuales fueron clasificadas conforme a su morfología colonial (elevación, margen, textura, tamaño y propiedades ópticas)(Figura 2). Se realizaron 3 absorbancias por cepa contenidas en una microplaca de 96 pozos, para determinar el tiempo aproximado de crecimiento de las RPCV en 15 ml de medio LB que anteriormente fue inoculado con la cepa aislada en la campana de flujo laminar (Figura 3). La medición del tiempo de crecimiento de las cepas sin arsénico, resultan ser únicamente valores para 24 y 48 horas para obtener valores de absorbancia de referencia, pero los datos no resultan ser representativos debido a que la microplaca debió estar en condiciones estériles. Además, para las mediciones del crecimiento bacteriano, los resultados que arroja un estudio cinético y la evaluación de los parámetros de crecimiento resulta ser de mucha mayor relevancia. Las semillas del pasto Pennicetum ciliare se obtuvieron colectándolas del jardín del Instituto de Metalurgia de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí y presentaron 40% de geminación en condiciones controladas (28°C 100% HR) (Figura 2), realizando su germinación en placa petri y medio esteril durante 28 días. Sin embargo en sustrato el porcentaje de germinación fue inferior a 5% (Figura 4) probablemente debido a la presencia de compuestos inhibidores, propiedades del suelo y condiciones climáticas. Conclusiones Los resultados del presente trabajo necesitan optimizarse, observando y buscando soluciones para que las condiciones de la investigación sean ideales y poder evaluar con rigor estadístico los resultados, sin embargo esta experiencia nos ayudara a futuro para desarrollar un modelo

0

5

10

15

20

25

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

Sem

illa

s ge

rmin

adas

(21

día

s)

Sustrato

Figura 4. Evaluación de la germinación (375 semillas) de Pennicetum ciliare en sustrato a base de Peat Moss + Agrolita (60:40).

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experimental. Agregando que los resultados de la extracción de metales con cepas RPCV han mostrado eficiencias para solubilizar metales, y debido a su amplio campo de acción, las RPCV resistentes a metales, pueden servir para retener al metal y ser un bioinoculante promotor del crecimiento vegetal en suelos con estrés metálico, presentando así un campo de acción de la fitorremediación, a partir del estudio de la rizósfera. Actividades futuras: I) Evaluación de tratamientos para eliminar la dormancia en P. ciliare.

II) Pruebas de tolerancia al arsénico (As2O3) in vitro de las bacterias aisladas, determinar

el nivel umbral de resistencia al metaloide, y evaluar la optimización de los parámetros de crecimiento.

III) Identificación molecular de la bacterias.

IV) Pruebas de tolerancia in vivo en plantas de P. ciliare inoculadas con bacterias

tolerantes al arsénico (As2O3) bajo diferentes niveles de concentración. Agradecimientos A la Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACYT) por hacer uso de sus instalaciones, y principalmente al Dr. Moises de quien tuve mucho aprendizaje, apoyo y amistad. Igualmente a Mc. Briselda García Garníca del PMPCA por mostrar disponibilidad durante los ensayos. Bibliografía Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades. (2007). Resumen de Salud Pública Arsénico CAS#: 7440-38-2. Disponible en http://www.atsdr.cdc.gov/es/. Belimov, A.A., Hontzeas, N., Safronova, V.I., Demchinskaya, S.V., Piluzza, G., Bullitta, S., Glick, B.R., 2005. Cadmium-tolerant plant growth-promoting bacteria associated with the roots of Indian mustard (Brassica juncea LCzern.). Soil Biol. Biochem. 37, 241–250. Glick, B.R., 2003. Phytoremediation: synergistic use of plants and bacteria to clean up the environment. Biotechnol. Adv. 21, 383–393.

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CUANTIFICACIÓN DE ÁCIDO TRANS-TRANS MUCÓNICO (tt-MA) COMO BIOMARCADOR DE EXPOSICIÓN A BENCENO EN MUJERES MEXICANAS

Vargas-Rodríguez K.K.1, Dr. Pérez-Maldonado I.N.2, Dra. Ochoa-Martínez A.C.2

1Lic. En Ing. Ambiental, Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí (UASLP). Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P.,

karyblue@alumnos.uaslp.edu.mx. 2 Laboratorio de Toxicología Molecular, Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS), Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACYT), Facultad de Medicina, Universidad Autónoma de San Luis Potosí (UASLP), Sierra Leona 550, Lomas 2ª Sección, San Luis

Potosí, S.L.P. ivan.perez@uaslp.mx, catalina.ochoamtz@gmail.com.

Resumen La contaminación del aire representa un enorme problema medio-ambiental; esta contaminación se encuentra

dada por una serie de mezclas de compuestos entre los que destacan los compuestos orgánicos volátiles (COV’s), siendo las principales fuentes de emisión la quema incompleta de combustibles, tales como biomasa y madera, así como los gases generados por los vehículos automotores. Unos de los principales COV’s es el benceno, estudios recientes han indicado que la exposición a este contaminante se ha asociado con una serie

de patologías. El objetivo de este estudio fue evaluar las concentraciones de Benceno a las cuales se encuentran expuestas las poblaciones de estudio, a través de la cuantificación del metabolito ácido trans-trans

mucónico (tt-MA) como biomarcador de exposición en mujeres que viven en diferentes escenarios de alto riesgo por Cromatografía de Líquidos de alta Eficiencia (HPLC). La comunidad que presento mayores

concentraciones de tt-MA fue Monterrey, Nuevo León (319.8 ±226.9 μgr tt-MA/gr Creatinina), cerca del 20% de la población presento concentraciones mayores a lo recomendado para personas ocupacionalmente

expuestas. Por lo tanto, podemos afirmar que estos estudios demuestran la importancia de realizar monitoreos biológicos, que permitan identificar las zonas más vulnerables a exposición a COV’s.

Palabras clave: Compuestos Orgánicos Volátiles (COV´s), Contaminación, Metabolito, Metabolización. Introducción La contaminación del aire representa un enorme problema medio-ambiental, el aumento de la urbanización y el amplio desarrollo del sector industrial, han traído consigo la emisión de una serie de compuestos químicos los cuales han tenido un amplio impacto a la salud humana (Götschi et al., 2005). Esta contaminación se encuentra dada por una serie de mezclas de compuestos entre los que destacan el monóxido de carbono (CO), óxidos de nitrógeno y de azufre (NOx y SOx), aldehídos, materia particulada (PM10), hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP’s) y los compuestos orgánicos volátiles (COV’s), entre otros (OMS, 2016). Los COV´s, son hidrocarburos presentes en estado gaseoso a temperatura ambiente, entre los que se encuentran el xileno, tolueno y benceno. (Brown, 2000; Guo et al., 2004; Le Van, 2007). El benceno se encuentra de manera ubicua en el ambiente, sin embargo debido a su característica volátil se encuentra principalmente en el aire, este hidrocarburo ha sido clasificado como carcinogénico en el grupo I, por la Agencia Internacional para la Investigación del Cáncer (IARC) y la Agencia de Protección Ambiental de EE.UU. (EPA). (Johnson et al., 2007; Ruchirawat et al., 2006). Las fuentes de emisión del benceno son de forma natural o antropogénica, siendo esta ultima la fuente más importante de emisión, el

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benceno se encuentra en el ambiente por las emisiones vehiculares debido al proceso de combustión, quema de basura, humo de cigarro, la evaporación de benceno en estaciones de gas y gasolina, así como las emisiones industriales. (Barbieri et al., 2002; Duarte-Davidson, 2001; Green and Sánchez, 2012; Johnson et al., 2007; Senzolo et al., 2001). Debido a su característica volátil la principal vía de exposición al benceno es la inhalación de aire contaminado, (Moro et al., 2017), una vez que el benceno ingresa al sistema circulatorio, experimenta una vía compleja de metabolismo, convirtiendo el benceno en sus metabolitos, tales como fenoles, ácido S-fenilmercaptúrico y ácido trans-trans mucónico (tt-MA), los cuales son eliminados a través de la orina (Soleimani et al., 2017); varias organizaciones como la Agencia para las Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades (ATSDR), han propuesto al ácido trans-trans mucónico (tt-MA) como biomarcador de exposición a benceno (Wiwanitkit et al., 2005), refiriendo como índice biológico de exposición (BEI), la concentración de 500µg/g de creatinina (ACGIH 2005). Diversos estudios han demostrado que la inhalación de benceno por largos periodos representa un problema inminente a la salud humana, entre los efectos adversos con los que se ha relacionado la exposición a benceno se encuentran algunos efectos hematotóxicos, genotóxicos y carcinogénicos (Wiwanitkit et al., 2003) (Brunekreef and Holgate, 2002) (Goodman et al., 2017). Debido a la importante relación encontrada entre algunos problemas de salud y la exposición a bencenos, se han realizado una serie de biomonitoreos a nivel mundial, reportando concentraciones urinarias de ácido trans-trans mucónico de 790µg/g de creatinina, en población que se encontraba en escenario con alto tráfico vehicular en Tailandia (Wiwanitkit et al., 2003); 2190 µg/g de creatinina en población fumadora (Wiwanitkit et al., 2005) y 461.0 µg/gr de creatinina para mujeres y 330.3 µg/g de creatinina para hombres en trabajadores de estaciones de gasolina en Brasil (Moro et al., 2017). En México existen muchos sitios con alto riesgo de exposición a benceno, sin embargo son pocos los estudios realizados en nuestro país. Por esta razón este proyecto tiene como objetivo evaluar la exposición a benceno, a través de la cuantificación del metabolito ácido trans-trans mucónico (tt-MA) por Cromatografía de Líquidos de Alta Eficiencia (HPLC) en poblaciones que se encuentran en zonas vulnerables. Metodología Población de estudio. De las muestras de estante con las que cuenta el Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS), se realizó una selección de acuerdo a los escenarios con alto riesgo de contaminación ambiental a Benceno (ladrilleras, refinería, zona rural y zona urbana) a los que las poblaciones se encuentran expuestas, pertenecientes a los municipios de San Diego de la Unión, G.TO., Cadereyta de Jiménez, N.L., Monterrey N.L., Cerritos S.L.P., y la comunidad de Cerrito Blanco en Matehuala, S.L.P. (Figura 1).

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Figura 1. Sitios de estudio

Se tomaron un total de 80 muestras, pertenecientes a mujeres participantes de edades entre 20 a 45 años. Todas las participantes firmaron un consentimiento informado, los criterios de inclusión fueron: mujeres adultas aparentemente sanas, no fumadoras, no embarazadas o en lactancia. Los estudios realizados por el CIAAS han sido aprobados por el comité de ética de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Determinación urinaria de ácido trans-trans mucónico (tt-MA). Los niveles urinarios de tt-MA, el cual tiene un tiempo de vida media de 12 a 65 horas (Flores-Ramírez et al., 2016), se determinarán de acuerdo al método de Ducos et al. (1992). La muestra de orina previamente filtrada se incubó con un buffer de acetatos/ácido acético de 12 a 16 horas a 37°C. Posterior a la incubación se realizó una extracción en fase sólida en cartuchos SPS SAX previamente acondicionados con metanol y buffer trizma, enseguida se agregó la muestra a estas columnas acondicionadas y se realizó una serie de lavados con agua desionizada y ácido acético, finalmente se realizó la elusión del analito con una solución de ácido acético/metanol al 20%. Una vez eluído el analito se realizó una filtración con acrodiscos de fluoruro de polivinilideno 33 mm, 0.45 µm, Millex Durapore, Millipore, Bedford, MA, USA, para después almacenar una alícuota de 1 ml en viales ámbar salinizados. Se realizó la lectura en un HPLC (HP1100 Agilent Technologies) acoplado a un detector de UV-Visible con las siguientes condiciones: Columna Zorbox SB C18 (4.6 *250 mm diam y 5µm espesor), temperatura de la columna 30°C a un flujo de la fase móvil de 1mL/min, volumen de inyección 20µL, fase móvil de elusión 80:20 ácido acético 1%/Metanol en modo isocrático, tiempo de corrida de 9 minutos, presión 80-90 bar, longitud de onda (λ) 259 nm. Los datos fueron colectados y procesados con el software HP ChemStation, las concentraciones urinarias fueron ajustadas por la concentración urinaria de creatinina. El límite de detección obtenido fue de 0.05 ppm. Se utilizó un control liofilizado Clinchek Urine I y II (RECIPE, Munich Alemania), obteniendo una exactitud del 92.6%.

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Análisis Estadístico. Para las concentraciones urinarias de tt-MA, se presenta el análisis estadístico descriptivo: mediana, máximo y mínimo. Los datos correspondientes a las concentraciones de tt-MA no presentaron una distribución normal (Prueba de normalidad Shapiro Wilk), para el análisis estadístico se utilizó, una prueba de Kruskal-Wallis para datos no paramétricos con una prueba post-test de Dunn utilizando el software estadístico GraphPad Prism 5. Resultados y discusión En base a los cromatogramas arrojados por el software HP ChemStation del análisis en HPLC, se agruparon los datos obtenidos en la Tabla 1. En ella se muestran las concentraciones urinarias de tt-MA de las 80 mujeres participantes en este estudio, donde las concentraciones medias encontradas en las 5 comunidades se encontraron entre 73.7 y 319.8 gr de tt-MA/gr de creatinina., exceptuando la de Monterrey, N.L. donde fue de 287 µgr/gr de creatinina.

Tabla 1. Concentraciones urinarias de Ácido trans-trans mucónico (tt-MA) en mujeres mexicanas

Comunidad n a Xm ± S b Min Val d Max Val

e %

f

Cerritos, SLP 10 111.6 ± 187.1 22.9 481.5 10Cerrito Blanco, SLP 15 184.2 ± 338.0 11.0 1301.0 7 San Diego de la Unión, GTO 20 73.7 ± 142.3 19.3 588.1 5 Cadereyta de Jiménez, NL 20 162.4 ± 298.3 20.1 1064.4 20

Monterrey, NL 15 319.8 ± 226.9 63.6 991.5 20

* Concentraciones en gr/gr de creatinina a Número de sujetos b Media aritmética ± desviación estándar c Valor mínimo d Valor máximo e % De individuos con valores mayores al límite de referencia 500 gr/gr de creatinina Las concentraciones más altas de tt-MA fueron encontradas en las poblaciones de Monterrey (319.8 ± 226.9 g tt-MA/g Creatinina) y de Cadereyta de Jiménez (162.3 ± 298.3 g tt-MA/g Creatinina), donde más del 20% de los individuos presentaron valores por encima del BEI. En contraparte con las concentraciones de las comunidades de San Diego de la Unión, G.T.O., Cerritos S.LP., y Cerrito Blanco, Matehuala, S.L.P., donde la mayoría de las concentraciones se mantuvo por debajo del límite de exposición biológica propuesto por la ACGIH en 2005 para individuos no fumadores no ocupacionalmente expuestos (Figura 2).

42

Figura 2. Representación gráfica de las concentraciones urinarias de Ácido trans-trans mucónico (tt-MA) en

mujeres mexicanas

Cabe mencionar que la comunidad de San Diego de la Unión fue la que presento menores concentraciones de tt-MA, a pesar de situarse en zona ladrillera. En la Figura 3 se presentan los resultados como datos puntuales, observándose en este escenario únicamente un individuo por encima de la línea de corte de 500µg de tt-MA/g de creatinina.

Figura 3. Representación gráfica de las concentraciones urinarias de Ácido trans-trans mucónico (tt-MA) en

mujeres mexicanas

Los resultados obtenidos en este estudio son concordes con los encontrados en los monitoreos biológicos realizados en la República Mexicana, reportándose concentraciones urinarias de 110 ± 210 µg/g de creatinina de tt-MA en mujeres que habitan en zona urbanizada en San Luis Potosí , S.LP. (Pruneda-Álvarez et al., 2016), en comparación con las concentraciones encontradas para Monterrey, N.L., (319.8 ± 226.9 g tt-MA/g Creatinina), en población adulta que expuesta en mayores concentraciones a emisiones vehiculares, debido a la carga vehicular que posee la capital del Estado de Nuevo León.

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En población indígena de la zona huasteca San Luis Potosí se reportaron concentraciones urinarias de tt-MA desde 185.2 µg/gr de creatinina hasta 1211 µg/gr de creatinina de tt-MA (Flores-Ramírez et al., 2016), donde se tiene un alta incidencia en el uso de leña para la preparación de alimentos, encontrando en este estudio valores más bajos a los reportados en el estudio citado para la comunidad de Cerrito Blanco, Matehuala, S.L.P., donde las concentraciones fueron de 184.2 ± 338.0 g tt-MA/g Creatinina. De manera global, para las comunidades estudiadas en el presente proyecto, un 89% de los individuos se encuentra por debajo del índice biológico de exposición (BEI), indicado por la ACGIH para ácido trans-trans mucónico. Sin embargo, el 11% restante presentó concentraciones de tt-MA por encima de los 500µg/g de creatinina, siendo la zona aledaña a una refinería el escenario de riesgo con predominancia (Figura 4).

Figura 4. Distribución por zonas de los individuos con concentraciones de tt-MA por encima del BEI

Conclusiones Para las fuentes de emisión estudiadas, en todas las comunidades participantes, se detectaron diferentes niveles de concentraciones de ácido trans-trans mucónico (tt-MA), haciendo énfasis en aquellos individuos que rebasaron el índice biológico de exposición (BEI) reportado por la ACGIH. El análisis realizado demostró que el benceno es un contaminante presente en diversos escenarios de nuestro país. Debido a esto es importante seguir realizando monitoreos biológicos en los escenarios de alto riesgo que permitan evaluar la exposición a este compuesto, determinando así aquellos escenarios con mayor riesgo para el ambiente y para la salud humana. Agradecimientos Primeramente a Dios, para él toda la gloria y toda la honra, por las oportunidades y bendiciones que ha puesto en mi camino, en sus manos está mi vida, es él quien dicta los planes.

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Agradezco a todo el personal académico que forma parte del cuerpo de profesores de la licenciatura en Ing. Ambiental de tan formidable institución como lo es la Facultad de Ingeniería de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, gracias a su esfuerzo docente somos capaces de afirmar que los estudiantes de Ing. Ambiental somos personas preparadas para hacer frente a múltiples problemáticas, y ser así, profesionales capaces de remunerar el esfuerzo social puesto a lo largo de nuestros estudios. También quiero agradecer cálidamente al Dr. Iván Nelinho, a la Dra. Ángeles Catalina, a la M.C. Tania, y en general a todo el alumnado que forma parte del Laboratorio de Toxicología Molecular, por haberme recibido, por apoyarme en cada etapa de este proyecto y por haberme dado la gran oportunidad, así como los medios para desarrollarlo; han contribuido enormemente a mi desarrollo como profesionista. En esta etapa de mi carrera universitaria quiero agradecer extensamente a mis padres, por haberme guiado, educado y apoyado como lo han hecho hasta ahora, por alimentar mis deseos de nunca dejar de aprender, de convertirme en su orgullo y de superarme día con día; gracias a ello y a todo su esfuerzo soy la persona que soy ahora. Bibliografía Barbieri, A., Accorsi, A., Raffi, G.B., Nicoli, L., Violante, F. saverio, 2002. Lack of Sensitivity of

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BIOMARCADOR NO DESTRUCTIVO EN ROEDORES SILVESTRES DE CHARCAS, SAN LUIS POTOSÍ

Pardini-Martínez J.A.1*, Espinosa-Reyes G.2

1Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Dr. Manuel Nava No. 8, Col. Zona Universitaria Poniente, San Luis Potosí, S.L.P., C.P. 78290.

jorge.pardini@hotmail.com. 2Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS), Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACyT), Facultad de Medicina,

Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Sierra Leona No. 550, Col. Lomas 2ª. Sección, San Luis Potosí, S.L.P., C.P. 78210. espinosareyes@gmail.com.

Resumen

Este estudio se realizó con el objetivo de generar información ecotoxicológica de un biomonitor clave de los ecosistemas terrestres en sitio impactado por metales pesados como resultado de la minería con las metas de

determinar concentraciones de estos metales en el suelo y evaluar el daño al ADN en roedores silvestres en un sitio impactado y otro de referencia en Charcas, San Luis Potosí. Los resultados obtenidos mediante el trabajo estadístico generado por los datos obtenidos en la lectura de laminillas no registraron daño significativo en las

células de ADN de roedores silvestres utilizados en el estudio desarrollado. A pesar de que los datos estadísticos sean menores a comparación de otros datos estadísticos de estudios ecotoxicológicos realizados

en otras partes del mundo, nuestros objetivos y metas se cumplen generando dicha información y evaluando el daño al ADN en roedores silvestres.

Palabras clave: ADN, arsénico, daño, ecotoxicológica, plomo, suelo. Introducción La minería es una de las actividades industriales más importantes en el mundo. Se estima que hay al menos 10,000 industrias mineras y más de 20,000 sitios mineros, plantas de procesos minerales y de fundición. A pesar de su gran importancia en el mundo, es una actividad que impacta considerablemente al ambiente ya que en las fases de exploración, extracción y procesamiento se generan grandes cantidades de residuos tales presas de jales, depósitos y escorias que llegan a contaminar el suelo, el agua y el sedimento. Estos residuos generados por la industria minera son la fuente de metales pesados como el cadmio (Cd), cromo (Cr), cobre (Cu), plomo (Pb), zinc (Zn) y algunos metaloides como el arsénico (As); en el caso de estudio de Charcas, San Luis Potosí se presenta el plomo (Pb) y el arsénico (As); los cuales representan potencial un riesgo a la salud a los seres humanos y a la biota (flora y fauna) que viven en el sitio de estudio (Espinosa-Reyes et al., 2014). Debido al desarrollo y modernización en los procesos de extracción y procesamiento de los recursos minerales, así como a la generación de grandes cantidades de residuos provenientes de sus procesos, la industria minera en México ha generado por décadas una gran cantidad de desechos y sitios contaminados a lo largo de todo el país (INECC, 1994). San Luis Potosí es uno de los estados que mayor extracción de metales. Uno de los distritos mineros más importantes es el de Charcas, la cual comprende las zonas de Charcas, El Rosario y Santa Gertrudis, es la encargada de la extracción de Au, Ag, Cu y Zn, teniendo un tipo de yacimiento hidrotermal (SGM y SE, 2011)

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Una forma de evaluar el impacto de la actividad humana sobre el ambiente es mediante el uso de bioindicadores o biomonitores, estos son organismos capaces de acumular los contaminantes que se encuentren en el sitio en sus tejidos causando efectos subletales, lo cual permite que se estudie con el tiempo, además reflejan las condiciones del ambiente mediante. Los resultados que se obtienen pueden ser utilizados como pruebas para la toma de decisiones en la evaluación de riesgos y para futuros estudios (Carrizales, Jasso, Espinosa-Reyes, Torres-Dosal y Díaz-Barriga, 2005). A estos bioindicadores se les pueden realizar estudios ecotoxicológicos mediante el uso de biomarcadores. Estos son cualquier reacción bioquímica, fisiológica o ecológica del estrés físico, químico o biológico en los organismos y sus poblaciones, funciona como un trazador de las reacciones que pueden ocurrir a diferentes niveles –molecular, celular, en el organismo completo, las poblaciones o comunidades. Su detección permite evaluar de forma temprana los efectos negativos de los contaminantes. Existen distintos tipos de biomarcadores, de exposición, efecto y susceptibilidad. El biomarcador de exposición indica la exposición a un contaminante por medio de tejidos del organismo, pero no indica el grado de los efectos adversos que los contaminantes provocan. El biomarcador de efecto si demuestra el daño que provoca al organismo por la exposición a los químicos (Ruiz Saucedo, 2006; Walker, Hopkin, Sibly, & Peakall, 2001). En este estudio nos enfocaremos en evaluar un biomarcador de efecto, específicamente daño al ADN evaluado mediante el ensayo cometa, ya que se considera un biomarcador adecuado para sitios en los que se cuenta con poca información, como es el caso de Charcas. Lo anterior se debe a su inespecificidad, bajo costo, volumen de sangre reducido, es uno de los biomarcadores más utilizados para fauna silvestre y nuestro grupo cuenta con la capacidad técnica para realizarla bajo condiciones de campo. Espinosa-Reyes et al., 2010 proponen utilizar roedores silvestres (Dipodomys merriami) como bioindicadores en sitios mineros contaminados. Los autores mencionan que los roedores presentan una alta exposición a contaminantes por medio del suelo y su comida, tienen funciones fisiológicas similares a los humanos, existen antecedentes ecotoxicológicos, presentan rangos de actividad reducidos, son especies residentes, son relativamente fáciles de capturar y manejar, además de que los roedores son especies clave en las cadenas tróficas de un ecosistema debido a que son presas de muchos consumidores secundarios. Como se mencionó anteriormente la minería es la principal fuente de contaminación por metales a diferentes medios ambientales (suelo, agua, aire y sedimentos), y esto puede impactar a la salud en los seres humanos y de la biota que se encuentren en el sitio. Existen varios estudios en sitios mineros del Altiplano Potosino que han registrado concentraciones elevadas de metales en muestras ambientales y biológicas, así como efectos en población humana y ecológica, sin embargo, en Charcas los estudios son limitados, por lo que este estudio es relevante debido a que generará información ecotoxicológica en un bioindicador clave de los ecosistemas terrestres como son los roedores. Estos pueden ser utilizados como especies centinela debido a que presentan respuestas biológicas similares al ser humano, por lo que nos pueden alertar de riesgos potenciales a la salud humana. Con el objetivo de generar información ecotoxicológica de un biomonitor clave de los ecosistemas terrestres en sitio impactado por metales pesados como resultado de la minería,

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de determinar concentraciones de metales en suelo y establecer los elementos críticos en un sitio impactado y otro de referencia en Charcas, San Luis Potosí y de evaluar el daño al ADN en roedores silvestres en un sitio impactado y otro de referencia en Charcas, San Luis Potosí, se desarrolla este proyecto utilizando la siguiente metodología. Metodología El sitio de estudio es el distrito minero de Charcas, San Luis Potosí, el cual se encarga de la extracción de Au, Ag, Cu y Zn. Con una altura de 2,010 msnm, se encuentra localizado en la parte norte del estado, en la zona altiplano. En la mayor parte del municipio predomina el clima seco templado y su vegetación es matorral desértico micrófilo y rosetófilo. Correspondiente a la fauna que se encuentra presente en el sitio son roedores, aves, víboras, venados, gato montés, tigrillo y arácnidos. Se determinaron 2 sitios de evaluación para el estudio, los cuales se denominaron como “sitio de referencia y sitio impactado”, con una distancia de 2.60 km entre ellos. Entre esta distancia se localiza una formación rocosa lo que impide el que corrientes de agua posiblemente contaminada del sitio impactado llegue al sitio de referencia, del mismo modo que los polvos generados por la mina lleguen hasta el sitio de referencia. Se determinó una n de individuos de 15 roedores silvestres por sitio con el permiso de colecta científica FAUT-0262 otorgado por Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT). La captura de ellos se llevó a cabo usando trampas Sherman con avena bañada en vainilla como cebo; se colocaron 100 trampas por la noche en cada sitio, las cuales se revisaron al día siguiente para contabilizar los roedores atrapados, caracterizarlos y así poder elegir los 15 roedores para el estudio. Para la muestra de sangre de cada roedor, se le realizó la extracción de 500 l de sangre por punción cardiaca con una jeringa heparinizada. En laboratorio la metodología se llevó a cabo mediante la técnica Ensayo Cometa desarrollada por Singh, McCoy, Tice, & Schneider, 1988; en un principio el método fue desarrollado en humanos, por lo que se realizarán pequeñas modificaciones en base a lo desarrollado en el Capítulo 4 Ensayo cometa en fauna terrestre, del libro Métodos ecotoxicológicos para la evaluación de suelos contaminados con hidrocarburos, (Cuevas Díaz, Espinosa-Reyes, Ilizaliturri-Hernández, & Mendoza Cantú, 2012), la cual se desarrolla de la siguiente manera: El ensayo se realiza siguiendo el mismo procedimiento descrito para los linfocitos humanos (anteriormente citado), a excepción del volumen de sangre y los tiempos de desenrollamiento y electroforesis. Procedimiento

Preparación de camas de electroforesis Para la preparación de las camas de electroforesis deben usarse guantes en todo momento. Se colocan las laminillas con el esmerilado hacia arriba en un vaso de precipitado con etanol

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anhidro, se tapan con papel Parafilm y se dejan por un tiempo mínimo de 15 min. Mientras este tiempo transcurre, se cortan trozos de gasa en forma de cuadros y se preparan con aluminio las charolas donde se colocarán las laminillas. Las laminillas se toman con una pinza por el lado esmerilado y se limpian con la gasa. Posteriormente se colocan en las charolas y se rotulan por la parte esmerilada. A cada laminilla se le colocan 150 µL de agarosa regular. La agarosa se distribuye por toda la laminilla con la ayuda de la punta del dedo limpio. Las laminillas con la cama de agarosa se colocan en las charolas y se secan en el horno a una temperatura de 65 a 70 °C. Una vez que estén bien secas y frías, pueden ser almacenadas en cajas portalaminillas. Se deben utilizar antes de 2 semanas, de lo contrario se desechan.

Preparación de las laminillas en el vaso Coplin En el vaso Coplin se agregan 50 mL de la solución de lisis. Esta solución se vierte con una probeta. El vaso debe almacenarse en el cuarto frío por lo menos 1 h antes de su uso. Los portaobjetos o laminillas se sumergen en el vaso Coplin por lo menos 1 h antes de pasar a la electroforesis. El tiempo de permanencia de las laminillas en estas condiciones no debe exceder de 2 semanas.

Preparación de las células Se toman alícuotas de 10 µL de la muestra de sangre y se colocan en el fondo de tubos Eppendorf, después se agregan 300 µL de agarosa de bajo punto de fusión y se homogeniza con el vórtex. De esta mezcla se toman alícuotas de 15 µL y se colocan en el fondo de los tubos Eppendorf, después se agregan 225 µL de agarosa de bajo punto de fusión y se homogeniza con el vórtex. De la mezcla se toman 75 µL y se colocan sobre una cama de electroforesis, y enseguida se les coloca un cubreobjetos. Las laminillas se colocan en la charola de aluminio para llevarse a refrigeración 5 min. Transcurrido el tiempo, se retira de forma delicada el cubreobjetos de la laminilla y se agregan de 75 a 80 µL de agarosa de bajo punto de fusión. Se coloca un nuevo cubreobjetos y se pone en la charola para llevarse a refrigeración 5 min más. Transcurrido el tiempo, se retira de forma cuidadosa el cubreobjetos y se desecha. Las laminillas se colocan en pares (espalda con espalda) en el vaso Coplin con la solución de lisis.

Electroforesis En el cuarto frío se coloca la cámara de electroforesis en la mesa. Debe asegurarse que la cámara esté en posición totalmente horizontal, y para ello se verifica que la burbuja indicadora se encuentre en posición centrada; de lo contrario, se ajustan las patas hasta la posición adecuada. Después, la cámara se conecta a la fuente de poder, de acuerdo con el color y la polaridad de los cables (rojo-positivo, negro-negativo). El trabajo a partir de este momento debe realizarse en completa oscuridad y solo con ayuda de la lámpara de luz amarilla, con la finalidad de no dañar el ADN con la luz. Se coloca la solución de electroforesis en la cámara, hasta la plataforma por ambos lados, sin que la solución se junte. Después se colocan las laminillas en la cámara, tomándolas con las pinzas por la parte esmerilada y asegurándose de que estén en la dirección correcta. Se vierte la solución de electroforesis hasta cubrir las laminillas, asegurándose de que no queden burbujas debajo de las laminillas. Las laminillas se quedan en la solución de electroforesis durante 5 min (tiempo de desenrollamiento).

50

Mientras transcurre este tiempo, se configuran los parámetros de la fuente de poder a 25 V, 300 A y 10 min. Transcurrido el tiempo, se coloca la tapa y se procede a encender la fuente de poder con los parámetros configurados previamente. Se observa unos segundos la formación de espuma y un valor constante de 300 A, lo que indica que la electroforesis se está llevando a cabo correctamente. Si el valor de 300 A disminuye, se deberá colocar más solución de electroforesis por un costado de la cámara hasta obtener el valor deseado. Después se coloca la placa metálica que cubre la cámara. Una vez finalizado el tiempo de la electroforesis se debe apagar la fuente, para quitar la tapa. Las laminillas se sacan con las pinzas y se secan por debajo con papel absorbente. Las laminillas se colocan en la charola de lavados y se les agrega solución de Trisma Base 0.4 M, aproximadamente el volumen completo de una pipeta Pasteur por muestra. Se dejan reposar 5 min y se repite el lavado. Se escurren y se les agrega etanol anhidro, aproximadamente el volumen completo de una pipeta Pasteur por muestra. Se dejan reposar 5 min más y se repite el lavado con etanol. Finalmente, las laminillas se escurren y son colocadas en el vaso Coplin con etanol anhidro otros 5 min. Se sacan, se limpian por debajo con papel absorbente, se dejan secar y se guardan en una caja portalaminillas.

Tinción de las células Inmediatamente antes de la observación al microscopio, a la laminilla que se va a leer se le agregan 25 µL de la solución de trabajo de bromuro de etidio y se le coloca un cubreobjetos.

Lectura de resultados Se toma una laminilla previamente teñida y se coloca en el microscopio. Se enfoca con el objetivo de 20X hasta ver de forma adecuada el campo. Después se procede a la lectura con la técnica circular (la lectura se inicia en el centro de la laminilla y se continua la lectura en círculos o zig-zag (se empieza a leer la laminilla desde el extremo superior izquierdo hacia el extremo superior derecho y se continua a partir de este punto con movimientos en zig-zag). En el software Komet v 4.0 se pulsa “Experiment” y se le asignan 2 ID (muestras), después se pulsa “Live”. Mediante el programa se contabilizan 100 células (50 muestra y 50 duplicado). Resultados y discusión Los cálculos se realizan al finalizar la lectura de las laminillas con el microscopio al obtener una hoja de cálculo (Excel), la cual contiene parámetros como el Olive Tail Moment (OTM, definido como el producto de la longitud de la cola y la fracción de ADN total de la cola.), Tail Length (TL, definido como la longitud de la cola a partir de la cabeza del cometa), además de algunas medidas estadísticas de tendencia central, dispersión y variabilidad de estos mismos parámetros por individuo. Este estudio se basa con el uso de los parámetros OTM y TL, como las 2 muestras independientes para un test de Mann-Whitney para una estadística no paramétrica del 95% de intervalo de confianza debido a nuestra n que es de 15 individuos.

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Utilizando el software Statistica v10.0 se agregaron los valores de los promedios de nuestros parámetros de OTM y TL por individuo para la realización de la e. no paramétrica, el software nos arroga los resultados finales con los cuales verificamos el daño al ADN.

Tabla 1. Resultados de OTM y TL por sitio de estudio obtenidos por medio del sowftare Statistica v10.0

El mismo software Statistica V10.0 nos representa en gráficas los datos de OTM y TL (gráficas distintas) como la Mediana, Percentil de 25% a 75% lo que nos indica que la media coincide con este porcentaje de los valores analizados y los valores Mínimos y Máximos.

Figura 1. Resultados de Mediana, Percentil (25%-75%) y Mínimos y Máximos del OTM del sitio de referencia e impactado.

SITIO OTM TL (µm) p

Referencia 0,96 3,98 0,30

Impactado 1,16 4,64 0,53

Daño al ADN en Roedores (OTM)

Mediana 25%-75% Mín-Máximo Referencia Impactado

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

2,2

2,4

OT

M

52

Figura 2. Resultados de Mediana, Percentil (25%-75%) y Mínimos y Máximos del TL del sitio de referencia e

impactado. Nuestros resultados para OTM son 0.96 para el sitio de referencia y 1.16 para el sitio impactado con un TL de 3.98 µm y 4.64 µm respectivamente, obtenidos de la lectura de las células de cada laminilla de cada roedor. En la figura 1 y figura 2 podemos observar como la Mediana se encuentra dentro de los percentiles, lo que nos indica que la mediana es similar a la mayoría de los datos obtenidos en la lectura de las células. Y según estudios realizados anteriormente para la evaluación de daño al ADN en roedores se obtuvieron los siguientes datos:

Tabla 2. Comparación de resultados de OTM y TL por sitio del estudio actual con estudios a nivel mundial.

Estudio Sitio OTM TL (µm)

A Charcas, S.L.P., Mx Referencia 0.96 3.98

Impactado 1.16 4.64

B Matehuala, S.L.P., Mx Referencia 3.9

Real de Minas, S.L.P., Mx Impactado 5.4

C Pelotas, Br Referencia 27

Butiá, Br Impactado 29

D Res. Bio. Doñana, Es Referencia 13.88

Aznalcazar, Es Impactado 24.22

E Control interno Referencia 0.37

Estero Domingo Rubio, Es Impactado 2.02

Fuente: A: Estudio Actual; B: Jasso-Pineda et al., 2006; C: da Silva et al., 2000, D: Festa et al., S/D y E: Mateos et al., 2008.

Daño al ADN en Roedores (TL)

Mediana 25%-75% Mín-Máximo Referencia Impactado

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

TL

(µ

m)

53

En estos estudios se observó un daño potencial en las células de ADN de los individuos analizados (roedores silvestres) en sus resultados de OTM y TM comparando el sitio de referencia y el impactado, dado por la contaminación presente y la exposición a metales pesados (arsénico y plomo) como resultado de la actividad minera existente en ambos sitios impactados. Conclusión Hasta el momento no se ha registrado diferencia estadísticamente significativa entre el daño al ADN de los roedores de los sitios de referencia e impactado. Es posible que el sitio impactado no presente altas concentraciones de metales pesados o que el sitio de referencia no funcione como tal. Sin embargo, los valores de OTM y TL registrados en nuestro trabajo son inferiores a los registrados en roedores silvestres de otros sitios impactados del mundo, donde se registran altas concentraciones de metales pesado en el sitio impactado de su estudio. Nuestro objetivo de generar información ecotoxicológica se cumplió al obtener estos resultados a pesar de ser inferiores a los registrados en otros estudios, al igual que se evaluó el daño que podría presentar el ADN de los roedores silvestres de Charcas, San Luis Potosí. Posiblemente para que la diferencia estadística sea significativa en el daño al ADN se necesite realizar un segundo ensayo cometa con roedores capturados en diferente estación del año diferente a la que se realizó el primero ensayo cometa. Agradecimientos Agradezco al Doctor Guillermo Espinosa Reyes por el apoyo y el asesoramiento para la elaboración de este Desarrollo de Proyectos, por la confianza y la paciencia de instruirme para llevar a cabo la captura, el manejo y la toma de muestras necesarias. Agradezco a mis compañeros (Luis, Eleno, Emanuel, Omar y Susana) del Centro de Investigación Aplicada en Ambiente y Salud (CIAAS) de la Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACyT) por apoyarme en la elaboración del ensayo cometa, cada uno en diferente proceso, pero fundamental para llevar a cabo este Desarrollo de Proyectos. Agradezco a la Coordinación para la Innovación y Aplicación de la Ciencia y la Tecnología (CIACyT) por permitirme hacer uso de las instalaciones, de los laboratorios y del material de campo necesario para la realización de este Desarrollo de Proyectos. Referencias Carrizales, L., Jasso, Y., Espinosa-Reyes, G., Torres-Dosal, A., & Díaz-Barriga, F. (2005).

Diseño Y Aplicación De Una Metodología Para La Evaluación Integrada De Riesgos

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RECURSOS BIÓTICOS

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APROVECHAMIENTO SOSTENIBLE DE PECES DIABLO (PTERYGOPLICHTHYS SP.) PARA LA FORMULACIÓN DE HARINAS

Coronado-Vega A.P.1, Medellín-Castillo N.A. 2, Muñoz-Meza A.3

1Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Av. Dr. Manuel Nava No. 6, Zona Universitaria, C.P. 78210, San Luis Potosí, S.L.P.

angela.coronado@live.com.mx 2 Centro de Investigación y Estudios de Posgrado, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava No. 8, Nuevo Edificio P Zona Universitaria, C.P. 78210, San Luis Potosí, S.L.P. nahum.medellin@uaslp.mx 3

Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Av. Dr. Manuel Nava No. 8, Zona Universitaria, C.P. 78210, San Luis Potosí, S.L.P.

andresmunoz@uaslp.mx

Resumen El presente proyecto se llevó a cabo con muestras del pez diablo obtenidas en un

pantano en Balancán Tabasco, se evisceraron y congelaron para su posterior traslado a la Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Una de las formas en las que puede ser

aprovechado sosteniblemente es en forma de harina que es una fuente barata de proteínas. Se encontró un proceso de secado donde el óptimo encontrado es en 405 minutos y una Temperatura de 60°C en un horno de convección forzada donde se

obtuvo que la harina contiene un 86.22% de proteínas, con una humedad de 5.36%, salmonella ausente y Cadmio (Cd) y Plomo (Pb) por debajo de los límites máximos

permitidos, por lo que la harina de pescado de este lugar es apta para el consumo humano.

Palabras clave: secado por convección, diseño de experimentos, caracterización de alimentos.

Introducción Siendo una de las mayores amenazas para la biodiversidad endémica, las especies exóticas que representan un comportamiento invasivo, como es el caso del pez diablo, desplazan especies nativas y causan graves daños a los ecosistemas (CONABIO, 2016). Por lo que, uno de los objetivos de la Estrategia Nacional sobre especies invasoras en México, es el desarrollar lineamientos específicos para el uso y aprovechamiento sustentable de especies invasoras ya establecidas en el país (Comité Asesor Nacional sobre Especies Invasoras, 2010). El pez diablo, también conocido como pez pleco o limpia peceras es un pez endémico de América del Sur. Tiene características en su fisonomía, morfología y comportamiento que hacen de este pez sumamente apto para ser una especie invasora entre los cuales se encuentra: que tienen una reproducción precoz y alta tasa de reproductividad, tienen fuertes placas óseas, tienden a ser muy agresivos y territoriales (Mendoza et al., 2007). En México, desde hace aproximadamente 20 años el pez diablo ha provocado que especies como la tilapia sea más escasa en los embalses de aprovechamiento, específicamente en el embalse Adolfo López Mateos, Michoacán se tienen datos del 2011 donde por cada tonelada de pesca 800 Kg fueron de pez diablo y 200 Kg de Tilapia (Gálvez-Rongel et al., 2011).

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En México la Semarnat, (2014)realizó un mapa (figura 1) sobre la localización del pez diablo del género Pterygoplichthys en base a la bibliografía existente, con la

Figura 1. Mapa de la distribución del Pterygoplichthys (Fuente: Semarnat 2014)

En diversos trabajos se ha evaluado la concentración de algunos metales pesados. Por ejemplo, Lorenzo-Márquez et al., (2016) estudiaron la estimación del riesgo de exposición a metales pesados por consumo de peces diablo en infantes de comunidades cerca del Río Grijalva y Usumacinta. Por otro lado, Gálvez-Rongel et al., (2011) evaluaron las proteasas de las vísceras del pez diablo y encontraron que las vísceras de este pez pueden ser una fuente importante en la elaboración de un concentrado enzimático. Una de las formas en las cuales puede ser aprovechada la carne de pescado es en forma de harina, ya que es una fuente barata de proteína animal para el consumo humano como auxiliar en el combate contra la desnutrición (Olden, 1960) además de que es más fácil de transportar ya que se le ha extraído el contenido de agua y no necesita de refrigeración. Por lo anterior, el objetivo de este trabajo de investigación fue aprovechar sosteniblemente el pez diablo para la preparación de harinas por medio de secado por convección. Además de caracterizar la harina para verificar su contenido nutricional y la presencia de metales pesados. Metodología Colecta de las muestras Las muestras fueron colectadas en el mes de agosto del presente año en un pantano del Municipio de Balancán, Tabasco. En este sitio se evisceraron y congelaron las muestras para su posterior traslado a la Universidad Autónoma de San Luis Potosí. En la Figura 2 se muestra la ubicación del sitio tomado de Google Earth Pro, cuyas coordenadas geográficas son latitud 17°59´35.10´´N y longitud 92°55´34´´O.

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Figura 2.- Ubicación de Balancán, Tabasco

Identificación de la especie Según lo expuesto por Alfaro, Osorio, Espinosa-garcía, & Golubov, (2014) uno de los mayores problemas que representa el pez diablo es que su identificación taxonómica es particularmente confusa. Actualmente, existen varias especies en el país (dos o más Hypostomus sp., cuatro o más Pterygoplichthys sp. y otras aún no confirmadas); además, se han observado lo que se cree podrían ser híbridos. Recuperación de la carne del pez diablo Para recuperar la carne del pez se realizaron diferentes cortes, primero se realiza un corte desde el frente, por la aleta dorsal (figura 3-A) y sigue esa línea hasta cortar la aleta caucal; segundo, se corta la aleta anal (figura 3-B), para después cortar la cabeza y dejar el troncho y quitar la piel (figura 3-C), cortar la espina dorsal (figura 3-D) y obtener los filetes de la carne (figura 3-E).

Figura 3.- Proceso de obtención de la carne

Preparación de la Harina

Una vez separada la carne se trituró con un cuchillo hasta obtener una masa homogénea, a la cual se le dio forma rectangular de 10*4*0.3 cm con un peso de 20 g cada filete y se llevó a secar en un horno de convección forzada marca Thermolyne Series 9000. Para obtener el tiempo óptimo de secado se hizo por medio de un diseño compuesto rotable (Montgomery, 2004) con cinco puntos centrales, cuatro puntos de estrella y cuatro puntos

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factoriales. (Tabla 1) Con rangos iniciales en el tiempo y temperatura de 240 a 480 minutos y entre 40° y 60°C, respectivamente.

Las variables de respuesta (dependientes) utilizadas para este diseño fueron dos. La primera es la actividad de agua que describe el estado del agua en los productos alimenticios y es un factor que determina cómo se lleva la actividad microbiana, es medida del 1 al 0, donde cero es el valor de más baja actividad de agua y por lo tanto dónde existe menor actividad de los microorganismos. La segunda variable es la humedad, que es el porcentaje de agua por unidad de masa de un alimento (Belitz, Grosch, & Schieberle, 2011).

Caracterización de la harina La normatividad mexicana vigente pide que para los productos comestibles de la pesca (tabla 2) se cumplan algunos parámetros para el consumo humano, pero específicamente para la harina de pescado, la normatividad vigente es para consumo animal (tabla 3). Por lo tanto, los parámetros que vamos a tomar en cuenta para caracterizar serán una combinación de ambos, ya que no se contradicen. Además, utilizaremos los Métodos Oficiales de Análisis de la AOAC (Association of Official Analytical Chemist).

Tabla 2.-Resultados del Diseño de experimentos con el Software Design-Expert 7.0. Run es el número de experimento, T es la temperatura en °C y t es el tiempo en minutos

Diseño de experimentos Central Compuesto

Run T (°C) t (min) 1 50 4802 60 3603 50 2404 57.07 444.95 50 3606 50 3607 40 3608 50 3609 42.93 444.9

10 42.93 275.111 50 36012 50 36013 57.07 275.1

Tabla 2.- Parámetros que deben cumplir los productos de la pesca en la NOM-242-SSA1-2009

Especificación Límite máximo (mg/kg) Actividad de agua 0,85 Humedad 40 % Salmonella spp Ausente en 25 g Cadmio (Cd) 0,5 Metilmercurio 1,0 pescados como atún,

marlín, mero, y bonito 0,5 otras

Plomo (Pb) 1,0

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Tabla 3.- Parámetros que debe cumplir la harina de pescado según la NMX-Y-013-1998-SCF

Parámetros Mínimo % Máximo % Proteína cruda 62 Fibra cruda 1 Grasas 12 Humedad 10 Cenizas 16

Determinación de proteína Para la cantidad de proteína en nuestras muestras cruda y en forma de harina, se llevaron a cabo por el método Kjeldahl 955.04 de la AOAC. Lo primero que se realiza es una digestión ácida con ácido sulfúrico concentrado e hidróxido de sodio al 30%, se calienta y al terminada la digestión se obtiene una solución incolora que después se pasará al aparato de Kjeldahl para que se obtenga una solución color verdosa por el indicador de rojo de metilo para después titular con una solución de HCl 01.N Determinación de cenizas Se obtuvieron mediante el método que marca la AOAC 938.08 donde 2g de carne cruda y harina fueron llevados a un horno a una temperatura de 550°C durante ocho horas hasta que ya no desprenda vapores y se mantenga a peso constante. Determinación de humedad Se determinó por medio de medición directa en la termobalanza OHAUS modelo MB45. Determinación de grasas Para las grasas las dos muestras: carne cruda y harina, se llevaron a peso constante y después se homogeneizaron para después tomar muestras de 1g para disolvieron con éter en un sistema extractor Soxhlet hasta que la solución con éter se encuentre amarilla y ya no desprenda extracto graso. Presencia de Salmonella Se determinó la presencia de Salmonella de acuerdo con el procedimiento de la AOAC número 989.13 Presencia de metales pesados Se prepararon las muestras por medio de una digestión ácida con microondas, dónde se añadió a cada muestra 2.5 mL de HNO3 puro para realizar la digestión en el microondas con programación automática, después se llevaron las muestras a análisis de barrido de elementos en el ICP. Resultados y discusión Identificación de la especie. De un total de 19 individuos se identificó como género Pterygoplichthys sp. con base a los patrones de pigmentación ventral (Sánchez et al. 2015) de los ejemplares de nuestra muestra.

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Figura 4.- Patrones ventrales de las muestras

Obtención de la carne Del total de los 17 individuos que pesaban en total 4.430 Kg kse obtuvo un total de 1.300kg de carne, que se utilizó para la preparación de la harina obteniéndose una humedad de 5.36 y una actividad de agua de 0.5680, que son aceptables para este producto tanto para consumo humano como para consumo animal, según la normatividad consultada. Secado Los trece ensayos fueron realizados en la Planta Piloto de Ingeniería de Alimentos de la Facultad de Ciencias Químicas. Un ensayo fue realizado por día para darle las mismas condiciones a cada uno de ellos, dejando el ventilador del horno en velocidad media durante el secado, y al finalizar, apagando la resistencia del horno y dejando el ventilador al máximo durante media hora más para que se estabilizara la carne y poder hacer las mediciones correctas (tabla 4).

Tabla 4.-Respuestas al diseño de experimentos central compuesto. donde: Run es el número de experimento, T es la temperatura en °C, t es el tiempo en minutos, Aw es la actividad de agua y %H es el

porciento de humedad

Respuestas al diseño de experimentos Central Compuesto

Run T (°C) t (min) Aw %H 1 50 480 0.3741 6.24 2 60 360 0.3831 4.94 3 50 240 0.8497 21.84 4 57.07 444.9 0.3004 8.35 5 50 360 0.6713 14.56 6 50 360 0.6659 14.40 7 40 360 0.9386 33.80 8 50 360 0.6758 14.479 42.93 444.9 0.6561 14.94

10 42.93 275.1 0.9507 36.26 11 50 360 0.6598 14.34 12 50 360 0.6746 14.84 13 57.07 275.1 0.7720 18.66

Para la actividad de agua, el análisis ANOVA resulta en un coeficiente de determinación de 0.8943, siendo para nuestra segunda variable de respuesta, el porciento de humedad, de 0.8753. A partir de este análisis obtuvimos una superficie de respuesta que nos dio un área donde se encontraba nuestro punto óptimo, una para cada variable de respuesta (figura 5 y 6) respectivamente. Donde la zona en azul representa para la actividad de agua (Aw) la zona óptima, dónde esta variable nos resultará menor a 0.85 como lo exige la normatividad antes mencionada. Para localizar este punto realizamos una minimización son Solver en Excel.

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Figura 5.- Superficie de Respuesta para la Actividad de Agua

Figura 6.-¡Error! No hay texto con el estilo especificado en el documento. Superficie de respuesta para el porcentaje de humedad

Figura 7.- Superficie de respuesta de la actividad de agua y porcentaje de humedad

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Tabla 3.-Valores que resultante del análisis ANOVA para las ecuaciones del optimizado

Valores de la ecuación final en términos de Factores Codificados

(Aw)^-2 H ∝0 -71.1170 336.245 ∝1 3.4245 * T -19.0822 * T ∝2 0.3477 * t 1.1888 * t ∝3 -0.0158 * T * t 2.17x10-3 * T * t ∝4 -0.0354 * T2 0.2657 * T2 ∝5 -1.8x10-4 * t2 4.02x10-3 * t2 ∝6 1.46x10-4 * T2 * t 5.64x10-4 * T2 * t ∝7 6.38x10-6 * T * t2 8.17x10-5 * T * t2

En Excel se introdujeron las ecuaciones 1 y 2 y se le dio un peso a ambas igual, ya que están correlacionadas entre sí y a esta ecuación se le llamó función objetivo (F.O) que es la ecuación 3. =∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ (ec. 1) =∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ +∝ (ec.2) . . = + (ec.3)

La respuesta obtenida en Excel nos arrojó que el punto óptimo (tabla 6) con la minimización sería a una temperatura de 60° y un tiempo de 403.59 minutos, para cerrar la cifra trabajamos con 405 minutos, siendo que el ensayo óptimo resultó con una humedad de 5.36 % y una actividad de agua de 0.5680.

Tabla 4.- Modelo de minimización en Excel para obtener el punto óptimo de secado

De los análisis bromatológiocos (proteínas, cenizas, huemdad y grasas) y microbiológicos (Salmonella sp.) se obtuvieron los resultados de la tabla 7 y, se realizó en los experimentos un comparativo con la carne cruda, ya que la diferencia que debería de existir es por la falta de agua de la misma. Realizando la comparación con la normatividad aplicable, la harina de pez diablo cumple con los parámetros marcados por la normatividad mexicana vigente.

Variables Valores Mínimo MáximoT 60 40 60 t 403.5987 240 480

Aw 0.3111 0 0.85 H 4.74 0 10

Función Optima

9.80

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Tabla 5.- Resultados de caracterización bromatológica, microbiológica y de metales pesados

Carne Cruda Harina (LMP mg/kg) Normativa con la que cumplen

Proteína 20.34 % 86.22 % NOM-051-SCFI/SSA1-2010

Cenizas 0.92 % 4.54% NOM-051-SCFI/SSA1-2010

Humedad 79.81% 5.36% NOM-242-SSA1-2009,

Grasas 0.79 % 3.86% NOM-051-SCFI/SSA1-2010

Salmonella sp. Ausente Ausente NOM-242-SSA1-2009,

Cadmio (Cd) N/D 0.0036 mg/kg 0.5 NOM-242-SSA1-2009

Mercurio elemental (Hg)

0.0073 mg/kg 0.1376 mg/kg 0.5 NOM-242-SSA1-2009

Plomo (Pb) 0.0771 mg/kg 0.3956 mg/kg 1.0 NOM-242-SSA1-2009

El contenido de proteína obtenido en las pruebas, podemos realizar un comparativo con otras carnes secas, como expone en (Belitz et al., 2011)se realizó una comparativa (tabla 8) de contenido de proteína de nuestros resultados en la cual se obtuvo que entre los tipos de carne seca tuvo el contenido más alto, lo cual puede deberse a que los datos obtenidos no dice el porcentaje de humedad ni el proceso de secado que pueden influir en el resultado de contenido de proteínas.

Tabla 8.- Comparativo de contenido de proteínas

Contenido de proteína de diferentes tipos de carne seca Tipo de carne Porcentaje por cada 100 g.

Carne de pechuga de pavo seca

74.84 %

Cecina de caballo 82 % Carne de vaca seca 65 % Harina de pes diablo 86.22%

Conclusiones En este estudio se demostró que el pez diablo puede ser aprovechado sosteniblemente en la preparación de harinas por medio de secado por convección. El secado por convección se optimizó por medio de una función objetivo que considera los modelos del diseño de experimento para las variables independientes (tiempo y temperatura) y dependientes (porcentaje de humedad y actividad de agua) de tal forma que las condiciones óptimas para la producción de harinas son 405 minutos a una temperatura de 60°C. De acuerdo con los análisis microbiológicos, bromatológicos y de metales pesados la harina preparada empleando peces diablo es apta para consumo humano de acuerdo con las normativas mexicanas.

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Agradecimientos Principalmente a mis padres por su apoyo, a mi asesor, I.A. Juan Andrés Muñoz Meza, a mi co-asesor y responsable del proyecto el Dr. Nahúm Andrés Medellín Castillo, a los profesores de la Planta Piloto de Alimentos, a la I.A. Leticia Roque Vega y al Laboratorio de Microbiología de Alimentos, al Dr. Raúl García, Dr. Roberto Leyva, a la Dra. María Elena y a M en C. Miguel Ángel Cortina del Laboratorio de ICP. Bibliografía Alfaro, R. M., Osorio, P. K., Espinosa-garcía, F., & Golubov, J. (2014). La estrategia nacional de especies invasoras. Comision Nacional Para El Conocimiento Y Uso de La Biodiversidad, 185–207pp. México. Association of oficial analytical chemist,(1990), Official Methods of Analysis, 15va. Edición,Agricultural Chemicals, Estados Unidos Belitz, H.-D., Grosch, W., & Schieberle, P. (2011). Química de los alimentos (3a. Edición). Zaragoza, España: Acribia, 910 pp. Comité Asesor Nacional sobre Especies Invasoras. (2010). Estrategia nacional sobre Especies Invasoras en México, prevención, control y erradicación. Comisión Nacional de Áreas Protegidas. Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Offset Rebosán. México, 91 pp. CONABIO. Invasiones biológicas. [Fecha de consulta: 28 agosto 2017] Disponible en: http://www.biodiversidad.gob.mx/invasoras Gálvez-Rongel, A., Ocaño-Higuera, V. M., Pacheco-Aguilar, R., Castillo-Yáñez, F. J., Lugo-Sánchez, M. E., Valdez-Hurtado, S., & Márquez-Ríos, E. (2011). Efecto del almacenamiento sobre la estabilidad de proteasas de vísceras de pez diablo (Hypostomus plecostomus). Interciencia, 36(8), 625–629. Lorenzo-Márquez, H., Torres-Dosal, A., Barba Macías, E., Ilizaliturri Hernández, C. A., Martínez-Salinas, R. I., Morales López, J. J., & Sánchez Moreno, I. (2016). Estimación de riesgo de exposición a metales pesados por consumo de plecos (Pterygoplichthys spp.) en infantes de comunidades ribereñas de los ríos Grijalva y Usumacinta, México. Revista Internacional de Contaminacion Ambiental, 32(2), 153–164. https://doi.org/10.20937/RICA.2016.32.02.02 Mendoza, R., Contreras, S., Ramírez, C., Koleff, P., Alvarez, P., & Aguilar, V. (2007). Los peces diablo. Biodiversitas, 70(1870–1760), 1–5. Montgomery, D. C. (2004). Diseño y análisis de experimentos (2a. edició). Editorial Limusa. Norma Oficial Mexicana, NMX-Y-013-1998-SCFI Diario Oficial de la Federación, 2 marzo 1998, México. Norma Oficial Mexicana, NOM-051-SCFI/SSA1-2010, Diario Oficial de la Federación, 20 julio 2009, México. Norma Oficial Mexicana, NOM-242-SSA1-2009, Diario Oficial de la Federación, 25 agosto 2008, México. Norma Oficial Mexicana, NOM-242-SSA1-2009, Diario Oficial de la Federación, 25 agosto 2008, México. Olden, J. H. (1960). Fish flour for human consumption. Commercial Fishieries Review, 22, 12–18. Retrieved from http://spo.nmfs.noaa.gov/sites/default/files/pdf-content/mfr2212.pdf Semarnat. La invasión del pez diablo. Actualizada: 12 abril 2014 [Fecha de consulta: 12 septiembre 2017] Disponible en: http://apps1.semarnat.gob.mx/dgeia/informe15/tema/recuadros/recuadro4_1.html

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DIVERSIDAD DE LEPIDÓPTEROS DIURNOS EN UN OASIS DE LA SIERRA DE SAN MIGUELITO

Rodríguez Lucio, V. G.1, Carlín Castelán, F.1 y 2*, Loza León, J. G.1 y 2**.

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava #8 Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. viridianaaa.9306@gmail.com. 2 COCOAA, S.A. de

C.V. Av. San Pedro #2255 Soledad de Graciano Sánchez. (*fernando.carlin.castelan@gmail.com, **jgretelloza@yahoo.com).

Resumen

El estudio de la diversidad dentro de un ecosistema se ha convertido en una actividad importante para la protección de los mismos. El objetivo del presente trabajo es conocer la diversidad de especies de

lepidópteros diurnos en un oasis del Ejido de Arroyos en el Estado de San Luis Potosí a través de la elaboración de un inventario de especies. Fueron determinados un total de 334 individuos que pertenecen

a seis familias, 15 subfamilias, 43 géneros y 60 especies. Se amplió el conocimiento de lepidópteros diurnos en la zona centro del Estado de San Luis Potosí, al registrar ocho nuevas especies para la capital y

una para el estado.

Palabras Clave: Biodiversidad, inventario, lepidópteros, oasis.

Introducción Actualmente se encuentra en proceso la declaratoria de Sierra de San Miguelito como Área Natural Protegida (ANP) ya que es una fuente importante de captación de agua de lluvia, se considera una zona de captación de bióxido de carbono, ayuda al mantenimiento del clima de la ciudad y es un ecosistema de importantes especies de escasa distribución.

El estudio de la diversidad dentro de un ecosistema se ha convertido en una actividad de vital importancia para la protección de los mismos, un ejemplo de esto son las ANP. En el artículo 66, fracción VI de la LGEEPA se menciona la importancia de los inventarios dentro del plan de manejo de las ANP, es por esto que uno de nuestros objetivos es conocer la diversidad de especies de lepidópteros diurnos en una cañada del Ejido de Arroyos, ubicado en un oasis en la zona centro del Estado de San Luis Potosí a partir de un inventario. Dentro del estado se han realizado diversos estudios referentes a lepidópteros, se presume que la zona centro del estado es la menos estudiada debido a las condiciones de los climas BS y BW; sin embargo hay zonas que debido a la presencia permanente de agua, ya sea de manera natural o artificial proveen un microclima propicio para los organismos vivos, en este caso lepidópteros; por tal motivo se consideró necesario realizar la presente investigación en la zona centro del estado, nuestro segundo objetivo es ampliar el catálogo de especies en esta zona.

Las mariposas (papalotl en náhuatl) son insectos lepidópteros apreciados por su colorido, vistosidad y relación con las diferentes flores en los ecosistemas, aun antes de la llegada de los españoles ya existían diferentes vocablos para nombrarlas: mariposa gigante, xicantecontli; mariposa monarca, tlilpapalotl y mariposa nocturna, teixcuapapalotl.

Los lepidópteros (lepis, escama y ptero, ala) se distinguen por ser insectos de metamorfosis completa. Tienen un papel muy importante dentro de los ecosistemas, entre ellos tienen una

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función destacada como polinizadores y bioindicadores de la salud en los ecosistemas debido a la estrecha relación planta-animal. Su tamaño es variable, pueden medir de 0.2 a 30 cm de punta a punta de las alas. El cuerpo está dividido en tres partes: cabeza, tórax y abdomen. Su ciclo de vida es corto, en general viven alrededor de un mes (CONABIO, sin fecha).

Se denomina oasis a un sitio con vegetación y a veces con manantiales, que se encuentra aislado en los desiertos arenosos de África y Asia (RAE, 1992) también es denominado como un afloramiento de agua que rodeado de inhóspita tierra sostiene la existencia de plantas y animales que permiten la supervivencia de comunidades (Anónimo, 2012). Los oasis han sido ampliamente estudiados como centros de distribución de especies comestibles y agroecosistemas (Loza, 1998; Carlín, 1998; Fortanelli et al., 2000; Fortanelli et al., 2007). A nivel estudios autoecológicos y sinecológicos los oasis han sido estudiados por López (2010), Carmona et al. (2003) y otras investigadores principalmente en la península de Baja California.

Las mariposas son un grupo ideal para estudios de diversidad ya que tienen las siguientes características de acuerdo a Álvarez et al. (2004).

Son componentes abundantes, estables y funcionalmente importantes en casi todos los ecosistemas.

Su biología y taxonomía están bien conocidas y ampliamente documentadas. Su identificación es comparativamente sencilla, sin necesidad de tener mucha

experiencia taxonómica. Son diurnas y fáciles de ver. Sus protocolos de captura, montaje y preservación son sencillos, eficientes y rápidos. El mantenimiento de una colección adecuada es económico. Debido a su vistosidad y belleza son un grupo emblemático que fácilmente genera

conciencia entre las comunidades humanas sobre la necesidad de los programas de conservación.

Se analizaron diferentes textos y manuales de riqueza de mariposas y se encontró que para el Estado de San Luis Potosí se encuentran registradas un total de 661 especies de mariposas, es decir, el 40.7% del total de mariposas a nivel nacional, de las cuales 113 se registran para la capital del estado (Luis et al., 2003; Llorente et al., 1997; Vargas, 2008).

Metodología Elección del sitio: El área de estudio seleccionada fue la cañada del Ejido Arroyos, cuenta con una fuente permanente de agua de la presa San Antonio; es un área perteneciente a la zona centro del Estado de San Luis Potosí. Se establecieron relaciones de confianza con los dueños del sitio, moradores cercanos y pastores mediante pláticas informales y entrega de cartas.

Dentro del área de estudio se eligieron tres puntos de muestreo, Figura 1:

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Figura 1. Ubicación del área de recolecta de lepidópteros diurnos.

Zona 1. Presencia de vegetación riparia o ribereña. Zona 2. Presencia de pastizal, matorral xerófilo y bosque de encino en las laderas. Zona 3. Presencia de un huerto.

Recolección y montaje: Para la captura de las mariposas se realizaron 12 muestreos en un área de 2,807 m2, los muestreos se llevaron a cabo en intervalos de 15 días, iniciando el 14 de enero de 2017 y terminando el 15 de julio de 2017. La captura de las mariposas se realizó con redes entomológicas, fue realizada por 4 personas, teniendo un esfuerzo total de 240 horas-captura. Fueron sacrificadas con una inyección letal, la técnica de montaje fue in situ con el uso de alfileres entomológicos de distintos calibres, se colocaron en cajas cubiertas para evitar su deterioro.

Determinación: Se dividieron por fecha de recolecta con el uso de fichas con los datos básicos de captura (fecha y lugar de recolecta y nombre del recolector), posteriormente fueron determinadas con ayuda de distintas fuentes bibliográficas y claves. Al finalizar la determinación se procedió a completar los datos de la ficha (familia, subfamilia, género y especie y determinación taxonómica), después se coloca cada individuo en cajas tipo Schmidtt (Andrade et al., 2013).

Los datos recolectados de las actividades anteriormente citadas se registraron en una base de datos de Excel para su posterior análisis.

Análisis de datos: El análisis de datos se realizó con estimadores no paramétricos, se obtuvieron datos de riqueza y diversidad basados en la fórmula para el índice de Shannon con ayuda del programa Estimates 9.1. El índice toma en consideración tanto el número como la abundancia relativa de las especies. (Smith y Smith, 2001; Álvarez et al., 2004).

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Resultados y discusión La presa San Antonio fue construida en el año 1875, su finalidad ha sido la producción en actividades del sector primario, el clima del sitio corresponde a clima BSkw (Figura 2) de acuerdo a la estación meteorológica San Ignacio, Villa de Reyes a los 21° 57’ 23’’ de latitud norte y a los 100° 53’ 12’’ de longitud oeste a una altura de 1839 msnm que es el punto más cercano. La condición de oasis en este caso la da la presencia constante de un pequeño río aguas abajo de la boquilla de la presa que constantemente drena dando una sensación de un microclima más húmedo y menos extremoso en la pequeña cañada. Debido a la presencia de una presa podemos decir que el oasis fue creado por la actividad humana, esto difiere del oasis estudiado por Carmona (2003) llamado La Purísima en el Estado de Baja California Sur, ya que este oasis se originó de forma natural.

Figura 2. Datos de precipitación y temperatura promedio (2008-2016) de la estación San Ignacio, Villa de

reyes. (Fuente: INIFAP, 2012).

Se recolectaron 417 individuos, de los que se han determinado 334 que pertenecen a seis familias, 15 subfamilias, 43 géneros y 60 especies (Tabla 1).

Tabla 1. Lepidópteros diurnos recolectados en la cañada del Ejido Arroyos, San Luis Potosí, y número de individuos de cada especie por salida.

Familia Subfamilia Género Especie Individuos por muestreo

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

PAPILIONIDAE Papilioninae Battus philenor philenor 1 2 2 2 2 3 2 3 5 1 2 1

PAPILIONIDAE Papilioninae Parides photinus 1

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio multicaudatus multicaudatus

1 1 1 1

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio cresphontes 1 2 1 2 3 3

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio thoas autocles 1

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio polyxenes asterius

2 2 1

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio rogeri pharnaces

4 3 1 1 1

0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0

35.0

40.0

45.0

0.0

10.0

20.0

30.0

40.0

50.0

60.0

70.0

80.0

90.0

E F M A M J J A S O N D

Precipitación Temp. Media

70

Tabla 1. Continuación.

Familia Subfamilia Género Especie Individuos por muestreo

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

PAPILIONIDAE Papilioninae Papilio garamas garamas

1 1

PIERIDAE Pierinae Catasticta nimbice nimbice

2 3 2 2 1 3 3 1 1

PIERIDAE Pierinae Ascia monuste monuste

1

PIERIDAE Pierinae Glutophrissa drusilla tenuis 1

PIERIDAE Pierinae Pontia protodice 1 1

PIERIDAE Pierinae Pieris rapae rapae 1

PIERIDAE Pierinae Leptophobia aripa elodia 2 1 6 1 4 1 2 1

PIERIDAE Coliadinae Kricogonia lyside 1

PIERIDAE Coliadinae Zerene cesonia cesonia

3 2 2 3 2 1 3 5 3 2

PIERIDAE Coliadinae Colias eurytheme 1

PIERIDAE Coliadinae Anteos maerula 1 6 1

PIERIDAE Coliadinae Anteos clorinde 1 1

PIERIDAE Coliadinae Phoebis sennae marcellina

1 1

PIERIDAE Coliadinae Phoebis agarithe agarithe

1

PIERIDAE Coliadinae Phoebis philea philea 2

PIERIDAE Coliadinae Pyrisitia lisa centralis 3 2

PIERIDAE Coliadinae Pyrisitia nise nelphe 1 1 1 1

PIERIDAE Coliadinae Pyrisitia dina westwoodii

1

PIERIDAE Coliadinae Eurema salome jamapa 1 1 1

PIERIDAE Coliadinae Eurema mexicana mexicana

1 3 1

PIERIDAE Coliadinae Nathalis iole iole 1 1 1 1 1 1

PIERIDAE Coliadinae Eurema daira eugenia 1

PIERIDAE Coliadinae Abaeis nicippe 1

PIERIDAE Coliadinae Pyrisitia proterpia 1 1 1

LYCAENIDAE Theclinae Ministrymon leda 1

LYCAENIDAE Theclinae Echinargus isola 3 1 3 2 2 1

LYCAENIDAE Theclinae Leptotes marina 2 2 1 1 5 2 7

LYCAENIDAE Theclinae Leptotes cassius cassidula

1 1 1 1

RIODINIDAE Riodininae Apodemia palmerii australis

1

NYMPHALIDAE Libytheinae Libytheana carinenta streckeri

1 1

NYMPHALIDAE Heliconiinae Euptoieta hegesia meridiania

1 1 2 1 1

NYMPHALIDAE Heliconiinae Heliconius charithonia vazquezae

1 1

NYMPHALIDAE Heliconiinae Agraulis vanillae incarnata

2 1 2 1

NYMPHALIDAE Heliconiinae Dione moneta poeyii 1 2 1 2 2 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Chlosyne ehrenbergii 2 3 1 2 2

NYMPHALIDAE Nymphalinae Anthanassa texana texana 1 2 1 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Phyciodes graphica 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Nymphalis antiopa antiopa

1 3 2 1 2 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Vanessa annabella 2 1 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Vanessa virginiensis 2 1 2 1

NYMPHALIDAE Nymphalinae Siproeta Stelenes biplagiata

1

NYMPHALIDAE Biblidinae Mestra amymone 2 1 1

NYMPHALIDAE Limenitidinae Limenitis arthemis astyanax

1 2

NYMPHALIDAE Biblidinae Eunica monima 9 1

NYMPHALIDAE Satyrinae Megisto rubricata anabelae

1 1

NYMPHALIDAE Danainae Danaus plexippus plexippus

1

NYMPHALIDAE Danainae Danaus gilippus thersippus

3 1 2 3 1 1 6 5 2 2

HESPERIIDAE Eudaminae Chioides albofasciatus 1

HESPERIIDAE Pyrginae Pellicia dimidiata dimidiata

1

71

Tabla 1. Continuación.

Familia Subfamilia Género Especie Individuos por muestreo

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

HESPERIIDAE Pyrginae Chiomara georgina georgina

2 1

HESPERIIDAE Pyrginae Heliopetes laviana laviana 1 1 1 1 2

HESPERIIDAE Pyrginae Erynnis funeralis 1 1

HESPERIIDAE Hesperiinae Hylephila phyleus phyleus

1

La presencia o ausencia de algunas especies de lepidópteros diurnos a lo largo del año se debe probablemente a la estacionalidad de las mismas, un ejemplo muy conocido es el de la mariposa monarca (Danaus plexippus plexippus). A México se internan durante septiembre y octubre, llegando al centro de México a principios de noviembre. Los principales estados por donde transita la Monarca son Coahuila, Nuevo León, Tamaulipas, Zacatecas, Querétaro, Aguascalientes, Guanajuato, San Luis Potosí, Hidalgo, Estado de México y Michoacán (CONABIO, sin fecha). Por lo anterior es común no encontrar individuos en períodos previos (Figura 3). Si bien los hábitos de la mariposa monarca son conocidos podemos presuponer que otras especies se comportan de manera similar como el caso de la especie Anteos maerula cuyo pico de riqueza mayor fue en Junio, otras especies como la Danaus gilippus gilippus pueden ser observadas a principios de noviembre.

Figura 3. Promedio de observaciones (2008-2017) en México de la especie Anteos maerula registradas en

Naturalista (A) y observaciones registradas para la cañada del Ejido Arroyos (B). (Fuente: Naturalista, 2017).

Las especies más abundantes, que representaron entre 26 y 18 individuos, fueron Battus philenor philenor, Catasticta nimbice nimbice, Leptophobia aripa elodia, Zerene cesonia cesonia, Leptotes marina y Danaus gilippus thersippus, estas representan el 10% de las especies totales. Las especies medianamente abundantes que representaron entre 12 y 6 individuos, fueron Papilo cresphontes, Papilo rogeri pharnaces, Anteos maerula, Nathalis iole iole, Echinargus isola, Euptoieta hegesia meridiania, Agraulis vanillae incarnata, Dione moneta poeyii, Chlosyne ehrenbergii, Nymphalis antiopa antiopa, Vanesa virginiensis, Eunica monima y Heliopetes laviana laviana representan el 21.7% de las especies totales. Las especies poco abundantes que representan el 36.7% de las especies totales y entre 5 y 2 individuos, fueron Papilo multicaudatus multicaudatus, Papilio polyxenes asterius, Papilo garamas garamas, Pontia protodice, Anteos clorinde, Phoebis sennae marcellina, Phoebis philea philea, Pyrisitia lisa centralis, Pyrisitia nise nelphe,

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Ene Feb Mar Abr May Jun Jul

Indi

vidu

os o

bser

vado

s

A

B

72

Eurema salome jamapa, Eurema mexicana mexicana, Pyrisitia proterpia, Leptotes cassius cassidula, Libytheana carinenta streckeri, Heliconius charthonia vazquezae, Anthanassa texana texana, Vanesa annabella, Mestra amymone, Limenitis arthemis astyanax, Megisto rubricata anabelae, Chiomara Georgina georgina y Erynnis funeralis. Las especies raras, que representan 1 individuo, fueron Parides photinus, Papilo thoas autocles, Ascia monuste monuste, Glutophrissa drusilla tenuis, Pieris rapae rapae, Kricogonia lyside, Colias eurytheme, Phoebis agarithe agarithe, Pyrisitia dina westwoodii, Eurema daira eugenia, Abaeis nicippe, Ministrymon leda, Apodemia palmerii australis, Phyciodes graphica, Siproeta stelenes biplagiata, Danaus plexippus plexippus, Chioides albofasciatus, Pellicia dimidiata dimidiata y Hylephila phyleus phyleus representan el 31.7% de las especies totales (Figura 4).

Figura 4. Abundancia de lepidópteros diurnos en la cañada del Ejido Arroyos.

Se realizaron distintas corridas para cotejar la diversidad y se encontró que en esta localidad la diversidad de lepidópteros diurnos es de 3.58. Este índice es mayor al registrado por Pérez, (2008) en seis zonas de muestreo en Costa Rica; comparando la metodología se descubrió que la inversión de muestreo en cada punto fue menor a la registrada en este trabajo por lo que el índice de diversidad esperado para nuestro estudio es más alto. En una ciudad guatemalteca Jump, (2015) registro índices de Shannon entre 1.01 y 2.10, el resultado es atribuido a la fragmentación de los ecosistemas provocados por la urbanización.

La cañada del Ejido de Arroyos tiene ventajas ambientales que favorecen el resguardo de una mayor diversidad de lepidópteros diurnos, una de las ventajas que podemos mencionar es el clima, este permanece constante, sin embargo se observó que al ocultarse el sol lo hacían también las mariposas, por lo que asociamos al sol con su actividad metabólica (Jaimez, 2006).

Este sitio también es considerado como una ruta de migración de algunas especies, como el ya mencionado ejemplo de la mariposa monarca (Danaus plexippus plexippus), algunos moradores del sitio expresaron haber visto varios tipos de monarca y esto se cotejó con mapas de migración cuyos puntos de observación están muy cerca del sitio (Naturalista, 2017).

De las 113 especies de lepidópteros diurnos documentados para San Luis Potosí, S.L.P. encontramos 52 dentro de la cañada del Ejido Arroyos, por lo tanto contamos con un total de ocho nuevos registros para la capital del estado (Parides photinus, Papilio thoas autocles, Papilio garamas garamas, Siproeta stelenes biplagiata, Mestra amymone, Eunica monima y Pellicia dimidiata dimidiata), uno de los ocho nuevos registros no se encuentra

10%

21.7%

36.7%

31.7%

0

5

10

15

20

25

Abundantes Medianamenteabundantes

Poco abundantes Raras

Núm

ero

de e

spec

ies

73

documentado a nivel estado, es decir, de las 60 especies encontradas en la cañada del Ejido Arroyos 59 se encuentran documentadas para el Estado de San Luis Potosí, por lo tanto se tiene un nuevo registro para el estado (Papilio garamas garamas), (Tabla 2).

Tabla 2. Nuevos registros de lepidópteros diurnos y número de individuos registrados para el estado y la capital de San Luis Potosí.

Nuevos registros (Especies) Individuos recolectados Parides photinus 1 Papilio thoas autocles 1 Papilio garamas garamas 2 Siproeta stelenes biplagiata 1 Mestra amymone 4 Eunica monima 10 Pellicia dimidiata dimidiata 1 Heliopetes laviana laviana 6

Conclusiones Se amplió el conocimiento de lepidópteros diurnos en la zona centro del Estado de San Luis Potosí, al registrar ocho nuevas especies para la capital y una para el estado.

Los estudios de diversidad son de vital importancia para entender y conservar los ecosistemas. La información obtenida en este trabajo puede llegar a ser una fuente útil de información para futuros estudios dentro de la Sierra de San Miguelito referentes al plan de manejo del área.

Los lepidópteros diurnos son indicadores de la salud de los ecosistemas pues tienen una relación estrecha con los cambios de humedad y temperatura.

El tener un constante abastecimiento de agua puede contribuir al aumento de la riqueza y diversidad de las especies de lepidópteros y otras especies animales y vegetales.

Recomendaciones Hacer un análisis comparando la riqueza por sitio de muestreo.

Realizar un estudio de riqueza florística.

Agradecimientos Quiero agradecer por todo el tiempo y esfuerzo dedicado al Ing. Fernando Carlín Castelán y la M.C. Jéssica Grétel Loza León, a Fernando Carlín Loza y Jéssica Fernanda Carlín Loza por el apoyo durante las salidas a campo, gracias por hacer de este trabajo algo tan ameno.

A mis compañeros Dalila García, Cristina Carrillo, Lourdes Avalos, Mariana Torralva, Karina Vargas, Carolina Meraz, Guillermo De La Torre, Michelle Duque, María José Martínez, Mayela Sandoval y a los alumnos de movilidad Yareli Salas, José Mercado y Estefanía Giraldo.

74

Bibliografía Álvarez, M., S. Córdoba, F. Escobar, G. Fagua, F. Gast, H. Mendoza, M. Ospina., A.M. Umaña y H. Villareal. 2004. Manual de métodos para el desarrollo de inventarios de biodiversidad. Programa de Inventarios de Biodiversidad. Instituto de Investigación de Recursos Biológicos Alexander von Humboldt. Bogotá Colombia. 263p. Andrade C., M.G., E.R. Henao B., P. Triviño. 2013. Técnicas y procesamiento para la recolección, preservación y montaje de Mariposas en estudios de biodiversidad y conservación (Lepidóptera: Hesperioidea-Papilionoidea). Revista Académica Colombia. Colombia. 37(144):311-325. Carlín C., F. 1998. Sistemas hortícolas en minifundios irrigados del altiplano potosino. Tesis de licenciatura. Facultad de agronomía, UASLP. 131 p. Carmona, R., G. Brabata, A. Cuellar B., A. González P. 2003. Observaciones recientes de aves en el oasis de La Purísima. Baja California Sur, México. Instituto de Biología, Universidad Nacional Autónoma de México. 10 p. CONABIO. Sin fecha. Mariposas y polillas. http://www.biodiversidad.gob.mx/especies/gran_familia/animales/insectos/lepidopteros/mariposas.html. 10 de noviembre de 2017. Fortanelli M., J., J. G. Loza L., F. Carlín C., J. R. Aguirre R. 2007. Jardines en el desierto: agricultura de riego, tradicional y moderna, en el altiplano potosino. Instituto de Investigación de Zonas Desérticas, Universidad Autónoma de San Luis Potosí y Consejo Potosino de Ciencia y Tecnología, Gobierno del Estado de San Luis Potosí. San Luis Potosí, S.L.P. 191 p. ISBN 970-705-047-0. Fortanelli M., J., J. R. Aguirre R. 2000. Pequeños regadíos en el altiplano potosino. Editorial Universitaria Potosina. San Luis Potosí, México. 206 p. ISBN-968-7674-76-80668-00022-A0199. Jaimez R., I. A. 2006. Diversidad y actividad de lepidópteros diurnos, relacionadas con variables ambientales en La Mucuy, Estado Mérida, Venezuela. Tesis de licenciatura. Facultad de Ciencias, Instituto de Ciencias Ambientales y Ecológicas. 64 p. Jump M., A. M. 2015. Diversidad de Lepidópteros Diurnos en la Ciudad de Quetzaltenango, Guatemala. Tesis de licenciatura. Facultad de Ciencias Químicas y Farmacia, Universidad de San Carlos de Guatemala. 83 p. Llorente B., J. E., L. Oñate O., A. Luis M., I. Vargas F. 1997. Papilionidae y Pieridae de México: Distribución Geográfica e Ilustración. CONABIO y Universidad Nacional Autónoma de México. México. 226 p. López F., F. O. 2010. Diversidad alfa y beta de diamoteas epilíticas en oasis de Baja California Sur. Tesis de doctorado. Centro interdisciplinario de ciencias marinas, IPN. 146 p. Loza L., J. G. 1998. Etnobotánica en huertos de oasis del altiplano potosino. Tesis de licenciatura. Facultad de agronomía, UASLP. 181 p. Luis M., A., J. E. Llorente B., I. Vargas F. 2003. Nymphalidae de México I (Danainae, Apaturinae, Biblidinae y Heliconiinae): Distribución Geográfica e Ilustración. CONABIO y Universidad Nacional Autónoma de México. México. 225 p. Pérez G., O. 2008. Evaluación de la biodiversidad de mariposas diurnas presentes en sistemas agroforestales modernos con café en el Corredor Biológico Volcánico Central-Talamanca, Costa Rica. Tesis de maestría. Centro Agronómico de Investigación y Enseñanza. 80 p. Rodríguez R., F., M. Villalobos S. y M.C. Pozo de la T. Sin fecha posterior al 2007. Lepidópteros diurnos. Biodiversidad y Desarrollo Humano en Yucatán/ Especies. http://www.cicy.mx/Documentos/CICY/Sitios/Biodiversidad/pdfs/Cap4/42%20Lepidopteros.pdf. 09 de noviembre de 2017.

75

Smith, R.L., T.M Smith. 2001. Ecología. 4° Edición. Pearson educación, S.A. Madrid, España. 642 p. Vargas F., I., J. E. Llorente B., A. Luis M., C. Pozo. 2008. Nymphalidae de México II (Libytheinae, Ithomiinae, Morphinae y Charaxinae): Distribución Geográfica e Ilustración. CONABIO y Universidad Nacional Autónoma de México. México. 225 p.

76

GESTIÓN AMBIENTAL

77

PERCEPCIÓN DE FENÓMENOS METEOROLÓGICOS EN COMUNIDADES INDÍGENAS TEENEK, EN UN GRADIENTE ALTITUDINAL EN AQUISMÓN,

SLP

Carrizales-Lara, E.1, Reyes-Agüero, J.A2, Heindorf, C.3

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona

Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. tsu.eduardolara@hotmail.com. 2 Instituto de Investigación de Zonas Desérticas, UASLP. Altair 200, Del Llano, San Luis Potosí,

S.L.P. reyesaguero@uaslp.mx. 3 Instituto de Investigación de Zonas Desérticas, UASLP. Altair 200, Del Llano, San Luis Potosí, S.L.P. Claudia_csrz@hotmail.com

Resumen

Se realizó una encuesta entre campesinos indígenas Teenek, en tres comunidades de la Huasteca Potosina que se diferencian entre ellas por su altitud, con el objetivo de identificar y analizar los fenómenos meteorológicos (FM) que inciden en su sistema de milpas. Con base en la percepción de los campesinos, se identificaron las estaciones funcionales y con ello, las temporadas de granizadas, secas, heladas y vientos. Además, fueron registradas diferentes técnicas de adaptación a los comportamientos actuales de los FM identificados. Palabras clave: Percepción, fenómenos meteorológicos, adaptación Introducción El estudio de los fenómenos meteorológicos en la Huasteca Potosina ha sido desarrollado mediante metodologías que involucran cálculos numéricos y estadística, con base en datos sobre precipitación y temperatura, principalmente. El estudio sobre cómo los humanos perciben los cambios en el clima también ha sido utilizado como fuente de información para hacer la caracterización de la valoración ambiental y pérdida de los recursos forestales dentro de la misma Huasteca Potosina (Peralta, 2016). Desde la perspectiva de las ciencias sociales, el clima es ante todo el resultado de la forma en que los individuos perciben e interpretan los eventos meteorológicos y climáticos que ocurren a su alrededor. Por lo tanto, el concepto de clima es también una construcción cultural que se elabora a partir de procesos materiales y simbólicos, y que denota aspectos culturales, espaciales e históricos como se cita en Herrera (2012). Las diferentes formas de entender, percibir y actuar frente al tiempo atmosférico y a los fenómenos climáticos han permitido transformar y mantener las prácticas sociales de manejo ambiental y de producción a lo largo del tiempo. Las creencias y las prácticas que tienen las comunidades con respecto a las dinámicas climáticas, contribuyen no solo a llenar vacíos en la información científica y su disponibilidad, sino que preparan el camino para el diseño de medidas de mitigación y adaptación al clima cambiante; medidas que sean viables desde el punto de vista cultural como se cita en Herrera (2012). El cambio climático es un fenómeno que se desarrolla en nivel global, en el que elementos climáticos tienden a variar con respecto al promedio. A una escala local, la falta de datos de estaciones meteorológicas, o cuando las hay, normalmente la información no está disponible para los campesinos, entonces la percepción es un medio que permite analizar, las variaciones climáticas y proponer medidas de adaptación local.

78

Metodología Se diseñó una encuesta (Figura 1) para obtener la información de tres comunidades indígenas: Poytzen (60 m de altitud), Xol’mom (695 m de altitud) y Unión de Guadalupe (1020 m de altitud) en el municipio de Aquismón, SLP. Se utilizó el método de bola de nieve. Se inició con un informante clave (el experto milpero, reconocido como tal en su comunidad), continuando con un muestreo entre el resto de los campesinos Teenek que cultivan maíz. Se hicieron preguntas para identificar las estaciones funcionales, así como las temporadas de los FM, identificando además las temporadas con comportamientos extremos. También se hicieron indagaciones para identificar las medidas de adaptación, como cambio en el tiempo de siembra, tomando ésta respuesta como medida de adaptación.

Figura 1. Datos de la estación meteorológica más cercana a la región de estudio

(Fuente: INIFAP,2017)

79

Figura 2. Encuesta

Figura 3. Perfil de elevación entre las comunidades de estudio

(Fuente: Google Earth 2017)

Muestreo Debido a que el número de milperos fue de 30 en Poytzen, 60 en Xol’mom y 30 en Unión de Guadalupe. El número de entrevistas a aplicar fue de 15 en Poytzen, 12 en Xol’mom y 12 en Unión de Guadalupe. Resultados En base a la percepción, se logró identificar las estaciones funcionales, las temporadas de mayor intensidad y en la que los FM se presentan recurrentemente.

80

Las medidas de adaptación que se aplican en la milpa fueron:

Siembra de maíz de ciclo corto Siembra de diferentes variedades de maíces para en caso de que una variante no

logre desarrollarse, alguna mas sí tenga la oportunidad Siembra oportuna para que la temporada seca o fría no reduzca o evita la

producción de maíz Acuerdo de restricción de uso de productos agroquímicos en la comunidad de

Poytzen Siembra de maíz en diferentes temporadas, con aproximadamente un mes de

desplazamiento, para que en caso de que la temporada seca se prolongue o llegue de manera anticipada, parte de lo sembrado logre desarrollarse

Levantar los tallos derribados por el viento, para que logren reincorporarse en su desarrollo

Maíces que no lograrán desarrollarse, utilizarlos como alimento en diferente forma de cocinar

Evitar la deforestación en los alrededores de las milpas para que los vientos no incidan con intensidad sobre los cultivos

Chapoleo de terreno sin eliminar los restos vegetales sobre los terrenos de cultivo, para que el sol no incida de manera directa sobre el suelo

Selección de mejores semillas para la siembra siguiente

Tabla 1. Estaciones funcionales identificadas por campesinos Tének de Aquismón, SLP.

Estación funcional

Fría intenso

Frío

Cálida-seca intensa

Cálida-seca

Húmeda intensa

Húmeda

Transición Fría a Cálida

Transición Calida-Seca a húmeda

Transición Húmeda a Fría

81

Figura 4. Estaciones funcionales con base a la percepción de los campesinos Tének de Aquismón, SLP.

Discusión Siendo la Huasteca Potosina, una región húmeda, en las estaciones funcionales se puede observar que la temporada seca es una estación que también hace presencia y que además, limita la siembra de maíz. Y de manera parecida, la estación fría, principalmente en Unión de Guadalupe, que está a mayor altitud, que impide el desarrollo de los cultivos de maíz. La siembra de maíz en conjunto con frijol de guía, es una técnica que permite aprovechar el tallo del maíz para que el frijol logre desarrollarse con una efectividad mejor que sembrarlo sobre y entre piedras y rocas, pero ésta combinación de cultivos provoca que en Poytzen, las milpas que se encuentran entre valles, sean derribadas por los vientos. Por lo que la eficiencia con éste tipo de sistema de producción y en términos de la milpa, es crítica. Dentro de las respuestas de los encuestados, se pueden registrar cambios en los comportamiento de los FM y ello en los procesos de cultivo. La comparación entre las fechas de cultivo de hace 15 años y las actuales, muestran que en Poytzen anteriormente se lograba cosechar maíz dos veces al año en comparación con las cosechas actuales que sólo se pueden obtener una vez al año. Pero también, la predicción de los comportamientos de los FM descrita por los campesinos indígenas, muestra que se existe un cambio en las estaciones funcionales. También, se logran identificar los comportamientos de los FM que limitan la conservación de las variedades de maíz, ya que las temporadas sólo permiten sembrar maíz de corto plazo, desplazando así el uso de diferentes variantes y en el caso de las que necesitan mayor tiempo para su desarrollo. Las temporadas se perciben en:

Unión de Guadalupe: Mes de febrero los vientos dominantes y granizada Xol’mom: Mes de mayo granizada y junio los vientos dominantes Poytzen: Mes de Julio granizada y agosto los vientos dominantes

Conclusiones La percepción de los campesinos indígenas Teenek sobre los FM, logró exponer las temporadas de los FM en una escala regional es decir, por cada comunidad de estudio. En las dos comunidades en menor altitud (Poytzen y Xol’mon), se identifica un parecido entre sus estaciones funcionales; pero en la de mayor altitud, en Unión de Guadalupe, se

82

tiene la percepción de mayor tiempo de estación fría. Paradójicamente, la ocurrencia de granizada tiene capacidad de eliminación de plagas, así como también permite el desarrollo del maíz en sus primeros días de haber sido sembrado y percepción según los encuestados, es un indicador de provechosas cosechas. Al inicio de la aplicación de las encuestas, todas las comunidades mostraban un rechazo, pero en mayoría los encuestados campesinos de Xol’mom mostraban un descontento solamente al inicio, y esto puede ser debido a que el contacto con trabajos de estudio en la comunidad han sido de dos veces de recurrencia, por lo que también, la exposición de la intención del trabajo no era tan clara para los campesinos. Con el seguimiento de las encuestas y presentación de la intención del presente proyecto, los campesinos encuestados mostraban un mayor entendimiento y disponibilidad de responder la encuesta. Por lo que ésta clase de acercamientos a las comunidades indígenas permiten el desarrollo de programas, proyectos e investigaciones, con una mayor fluidez; y logrando así un vínculo entre la eficacia en la implementación de proyectos sin que el factor social sea un impedimento que limite el desarrollo de la población indígena. Bibliografía Herrara, M. C. P., Sánchez, J., Rueda, A., & Pinzón, C. Variabilidad climática y cambio climático: Percepciones y procesos de adaptación espontánea entre campesinos del centro de Santander. [http://fundacion.usal.es/conaec/pendrive/ficheros/ponencias/ponencias3/23-Impactos.pdf Peralta-Rivero, C., Galindo-Mendoza, M. G., Contreras-Servín, C., Algara-Siller, M., & Mas-Caussel, J. F. (2016). Percepción local respecto a la valoración ambiental y pérdida de los recursos forestales en la región Huasteca de San Luis Potosí, México. Madera y bosques, 22(1), 71-93. [http://www.scielo.org.mx/scielo.php?pid=S1405-4712016000100071&script=sci_arttext&tlng=pt]

83

ESTUDIO DE PERCEPCIÓN DE LA POBLACIÓN DE LA ESCUELA PRIMARIA PÚBLICA “FRANCISCO GONZÁLEZ BOCANEGRA” SOBRE EL

CONCEPTO DE DESARROLLO SUSTENTABLE Y SU PRÁCTICA EN LA ESCUELA.

Jaime Felipe Preciado Vazquez1 M.C. Mariana Buendía Oliva1

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. mitopreciado@gmail.com,

Mariana3007@gmail.com

Resumen

El concepto de desarrollo sustentable en el modelo educativo de México es visto desde un enfoque conservacionista a los recursos naturales, por lo tanto no se cuenta con la amplitud del

mismo. En esta investigación se brindará claves para proponer estrategias que contribuyan a entender la percepción sobre el concepto de desarrollo sustentable de los miembros de la escuela

y con ello generen sensibilidad, toma de conciencia y, en el largo plazo, hábitos y comportamientos que los conduzcan hacia la sustenibilidad. Finalmente se proponen a través de

los resultados propuestas que involucren a todos los miembros de la comunidad, donde los maestros cuenten con capacitación y material didáctico y con ello permita a los miembros de la escuela hacia un desarrollo sustentable. En donde se consideró la brecha que existe del conocer y

actuar de manera pro-ambiental.

Palabras clave: estrategias, percepción, pro-ambiental.

Introducción

El desarrollo sustentable es un concepto que comenzó a utilizarse a finales de la década de los años sesenta, cuando el Club de Roma, un grupo de expertos originarios de 30 países empezó a debatir sobre el tema. El objetivo de esa reunión fue atraer la mirada de los políticos hacia los problemas ambientales y mostrar la magnitud de la crisis ambiental global.

Años después se celebró la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente Humano en Estocolmo, Suecia. En ella se aceptó una visión más ecológica del mundo y se reconoció entre otras cosas, que “... el hombre es a la vez obra y artífice del medio que rodea...”(ONU,1972).

El concepto de desarrollo sostenible fue impulsado en la década de los 80´s por políticas liberadoras impuestas por las organizaciones financieras del mundo como resultado de la crisis económica sufrida por algunos países en desarrollo. Más tarde, en 1988 se publicó en México la Ley General del Equilibrio Ecológico y Protección al Ambiente (LGEEPA).

En la siguiente década, en 1992 se llevó a cabo la “La Cumbre de la Tierra” en Río de Janeiro, Brasil. Esta Cumbre ha sido considerada como la más importante en el desarrollo

84

histórico del concepto de desarrollo sostenible, pues fue en ella cuando se formalizó y a partir de entonces esta ha sido la definición oficial: “El desarrollo sostenible, es el desarrollo que satisface las necesidades del presente, sin comprometer la capacidad para que las futuras generaciones puedan satisfacer sus propias necesidades”.(Brutland,1987)

En septiembre del año 2000, se realizó la Cumbre del Milenio de las Naciones Unidas. Se reunieron los líderes del mundo y decidieron establecer objetivos y metas factibles de ser medidos y alcanzadas. Como resultado de esta cumbre se propusieron los objetivos del milenio que trataban de dar sustento a las acciones y compromisos retomados por los países. En el año 2005 se definieron estrategias y plazos para alcanzar los objetivos que dirigirían a las naciones del mundo hacia la sostenibilidad (ONU, 2005).

La escuela a evaluar se encuentra en la Delegación la Pila se ubica al sureste del Municipio de San Luis Potosí, S.L.P, México y cuenta con una superficie de 89.51. Se encuentra en una zona periurbana, catalogada con un alto grado de marginación, según la CONAPO (Consejo Nacional de Porblación), esta integrada por 9 comunidades y cerca de 12,000 habitantes, la escuela cuenta con una población de 262 personas.

Dentro del figura 1 se observa como en la delegación de la pila tiene niveles de marginación, y la escuela se encuentra ubicada en la mas alta.

Figura 1. Grado de marginación en la zona perirubana de la cuidad de San Luis Potosí, mostrando la ubicación de la escuela de estudio. (fuente: INEGI)

85

Metodología

Se utilizará un método de investigación mixto que permitirá evaluar la percepción de los niños mediante técnicas como elaboración de dibujos, cuestionarios y observación directa. De esta forma se podrá triangular la información para validarla y generar una visión lo más real posible del contexto y con ello buscar información con respecto al objetivo propuesto.

Para el cuestionario se diseño el instrumento con base en los temas de los objetivos del milenio de la ONU en el que se plantearon cinco preguntas de opción múltiple y cuatro abiertas relacionadas con la problemática ambiental del contexto y la percepción del concepto. Con respecto a los dibujos se propuso una pregunta detonadora para que los niños dibujaran como les gustaría que fuera su comunidad. Para la observación directa se realizaron 5 visitas a la escuela donde se llevo un diario de campo y se observaron situaciones del entorno cotidiano y se caracterizo el lugar.

En la figura 2 se observa lo siguiente:

En el análisis documental se reviso los libros de texto en educación primaria para conocer el enfoque por el cual se enseña. La bibliografia y los documentos nos dieron una visión

Figura 2. Métodología centrada en las técnicas e instrumentos de investigación

86

formal para poder generar instrumentos que nos ayudaron a triangular la información para obtener la percepción de los alumnos.

Resultados y discusión

El análisis e interpretación de los datos se vaciaron en hojas de Excel, para obtener la frecuencia de sus respuestas.

En el cuestionario se encontraron los siguientes respuestas: Dentro de la grafica 1 y 2 se revisó el conocimiento del concepto. Observando que aun poco contestaron que lo conocian, estaban encaminados, cuando observamos la grafica 2 notamos que el enfoque que se tiene es cuidar al medio ambiente.

Figura 3.Pregunta 1 del cuestionario

N=63 N=63

N=63 N=63

Figura 4. Pregunta 2 del cuestionario

Figura 5 .Pregunta 3 del cuestionario Figura 6. Pregunta 4 del cuestionario

87

En el figura 7 se incluyó una pregunta de género por que esta considerada como un objetivo del milenio la equidad de género. En la respuestas de las figuras 8 y 9 se observa que el principal problema de su comunidad es tirar basura pero en la imagen 1 el alumno tira la basura fuera de su lugar.

N=63 N=63

N=63 N=63

Figura 7. Pregunta 5 del cuestionario

Figura 9. Pregunta 7 del cuestionario

Figura 11. Observación directa

Figura 8. Pregunta 6 del cuestionario

Figura 10. Pregunta 8 del cuestionario

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Dibujo tiene una pregunta detonadora la cual fue ¿Cómo te gustaria que fuera tu comunidad?

Observamos que los mayores porcentajes son del 29% y estan dirigidos a los supermercados y juegos y recreación, un dato interesante fue la consideración que el 5% de los niños dibujaron gráficas.

El concepto de desarrollo sustentable tiene un enfoque centrado en la conservación de los recursos naturales. Se considera a la naturaleza como un repositorio de recursos, se percibe como un concepto aislado y se desconocen las dimensiones de la sustentabilidad.

Propuesta

La propuesta es llevar acabo actividades que involucren a todos los miembros de la comunidad, que los maestros cuenten con capacitación y material y que los alumnos puedan realizar actividades prácticas relacionadas con los principales (agua, energía y

alimentos).

Figura 12. Interpretación de los dibujos

15%

29%

22%

29%

5%

Dibujos Aréas verdes Juegos y recreación Agua Supermercados Fábricas

n=32

Herramientas educativas

Herramientas fisicas

Figura 13. Herramientas educativas

Figura 14. Ecotecnias a aplicar

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Conclusión

La percepción del concepto de desarrollo sustentable en la escuela “Francisco González Bocanegra” , aunque conocido desde el punto de vista conservacionista, no se conoce en su amplitud, por lo tanto se propone llevar a cabo estrategias promuevan en los miembros de la comunidad la comprensión de un concepto más amplio y la puesta en marcha de actividades relacionadas con él, no solo en la escuela sino también en la casa.

Esta investigación deja abierta la puerta para que en un futuro se lleven a cabo las propuestas de intervención y se evalúen los resultados de la misma, de tal forma que se pueda cuantificar el impacto.

Agradecimientos

A el Dr. Marcos Algara por encaminarme en este proyecto.

A la M.C Mariana Buendía Oliva por sus consejos y asesoría

A los maestros de la escuela “Francisco González Bocanegra” por permitirme realizar la investigación.

A mis compañeras de la Carrera que en conjunto conmigo ayudaron a la aplicación de pruebas: Brenda Núñez, Madigan Parga, Ivonne Colunga, Yolanda y Claudia López.

Bibliografía

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Brutland Harlem . (1987) Desarrollo y cooperación económica internacional: Medio ambiente. Cuadragésimo segundo periodo de sesiones, ONU. Disponible en: http://www.unesco.org/new/es/education/themes/leading-the-international-agenda/education-for-sustainable-development/sustainable-development/.

García Colin Leopoldo y Bauer Ephrussi Mariano. (1996)Energía, Ambiente y Desarrollo Sustentable (el caso de México). UNAM Programa Universitario de Energía El Colegio Nacional de México, México . Pág. 25.

Huberman, A. & Miles, M. (2000). Métodos para el manejo y el análisis de datos. En: Denman, C., Haro, J. (Comp.). Por los rincones. Antología de métodos cualitativos en la investigación social. Hermosillo: El Colegio de Sonora. pp. 253-300.

Jardon U. Juan J. (1995). Energía y Medio Ambiente una perspectiva económica y social. Edit. UNAM, México. Pág. 100.

Cervera Covos Nelly del Pilar. (2014) Ciencias Naturales de tercer grado. Secretaria de educación pública. México.Págs 45-68.

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DIAGNÓSTICO Y PROPUESTA DE MEJORA AMBIENTAL DEL PARQUE INDUSTRIAL DE GRIMSBY EN INGLATERRA

Soto-Pérez J. A1, Benis A.2, Liger M., Mercat M.4, Dr. Mehu J.5 y Dr. Ávila-Galarza A.6.

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P., Jantons231@gmail.com.

Département Génie Energétique et Environnement, Institut Nacional Des Sciences Appliquées Lyon, Bâtiment Sadi Carnot – 7 Rue de la Physique, 69621 Villeurbanne

cedex, Tel +33(0)4 72 43 88 01, France, 2antoine-denis-leon.benis@insa-lyon.fr, 3marielle.liger@insa-lyon.fr, 4maylis.mercat@insa-lyon.fr., 5Jacques.Mehu@insa-

lyon.fr. 6CIEP-Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San

Luis Potosí, S.L.P., Jantons231@gmail.com.

Resumen Para Grimsby en Inglaterra, se realizó una propuesta de mejora ambiental del parque industrial de la ciudad, el equipo respondió al llamado por parte de las autoridades locales para la elaboración de un

proyecto de reanimación industrial, en este se propone la implantación de empresas de giro agroindustrial tales como: empresa de quesos, de cerveza y de conservación de pescados. Además, se incluyen diversas

opciones de manejo de los residuos (con posibilidad de valorización como subproductos de alto valor nutritivo), así como para la gestión de las aguas residuales. Esto se estableció mediante el seguimiento de las normas respectivas y de los documentos de Mejores Técnicas Disponibles de La Comisión Europea.

El proyecto muestra que es posible mantener una buena calidad ambiental en el sitio mediante el seguimiento de las propuestas hechas.

Palabras clave: Mejores Técnicas Disponibles (MTD), residuos, aguas residuales, subproductos.

Introducción La ciudad de Grimsby está situada sobre el estuario del rio Humber, esta cuenta con una población de 88 243 habitantes (Según el censo del año 2011). Este pueblo se ha dedicado preponderadamente desde sus inicios a las actividades pesqueras, así como a diversas actividades agroindustriales (fabricación de quesos, ganadería, fabricación de cerveza, etc.), estas trajeron resultados fructíferos por un buen tiempo, sin embargo, desde hace ya un tiempo existe un rezago económico que ha venido afectado a la comunidad, esto fue generado principalmente por la reestructuración fallida en el sector pesquero, la cual tuvo lugar después de la segunda mitad del siglo XX. Además de esto, debido a la falta de gestión de aguas residuales y residuos, el puerto de la ciudad presenta un grave deterioro causado por la acumulación de sedimentos, lo que genera diversos problemas ambientales. En el año 2016, Grimsby fue elegida como la peor ciudad para vivir en el Reino Unido.

Las autoridades locales hicieron un llamado al Institut Nacional des Sciences Appliquées de Lyon, esto con el objetivo de realizar un proyecto innovador orientado a la reanimación del sector industrial, el proyecto debía contar con un enfoque ambiental, para, así obtener propuestas de manejo de los residuos, gestión de las aguas residuales, así como opciones

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de valorización de subproductos, etc. Para de esta manera, ayudar a la diminución de la degradación ambiental.

En el pueblo existe un gran potencial del sector agroalimentario, el cual ha sido una parte fundamental de la historia, identidad y tradiciones del pueblo. Las autoridades cuentan con el interés de mantener este tipo de actividades propias de los ciudadanos, debido a esto, se incluyeron dentro de sus peticiones y sugerencias la consideración de la implantación de empresas de giro agroindustrial, tales como: una empresa cervecera, una empresa de producción de quesos y una empresa de alimentos pesqueros enlatados. Se incluyeron, además, sugerencias para las siguientes empresas: empresa de bicicletas, empresa de ensamble de automóviles y una empresa constructora. Por otro lado, el parque industrial cuenta con diversas industrias instaladas con anterioridad, las cuales generan subproductos, residuos y aguas residuales que no obtienen ningún tipo de aprovechamiento, una segunda parte del proyecto presentó propuestas para el manejo de residuos y aguas residuales de estas empresas, orientadas a la valorización térmica, estas no se incluyen en este reporte. De esta manera, se presentan en este reporte las propuestas de implantación de empresas nuevas, así como para la gestión de sus residuos y aguas residuales. Metodología Etapa 1.- Análisis de información general de la ciudad de Grimsby:

Se llevó a cabo la compilación y análisis de la información obtenida acerca de la ciudad en relación a su población, economía, problemas ambientales, historia, cultura, actividades económicas, etc.

Etapa 2.- Propuesta de implantación de nuevas empresas. Se elaboró la propuesta para la implantación de empresas con potencial de

desarrollo en el parque industrial. Etapa 3.- Búsqueda y análisis de la normativa ambiental europea correspondiente.

Figura 1: Localización geográfica de Grimsby

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Se realizó una investigación de las normativas europeas ambientales aplicables al proyecto.

Se determinaron los valores máximos permisibles en las descargas de efluentes líquidos.

Se determinaron Las Mejores Técnicas Disponibles para el manejo de los residuos.

Etapa 4.- Propuesta para el tratamiento de los efluentes líquidos. Se definieron las características de los efluentes líquidos de las nuevas empresas. Se elaboraron las propuestas para los tratamientos que aseguren el cumplimiento

de la normativa europea. Etapa 5.- Propuesta para el manejo de los residuos sólidos de las empresas.

Se definieron las características de los residuos sólidos generados en el parque industrial.

Se elaboraron las propuestas de manejo que aseguren el cumplimiento de la normatividad europea correspondiente.

Resultados y discusión En base a los resultados obtenidos de la investigación, se determinó que la construcción y operación de las siguientes empresas: industria cervecera, una industria de quesos y una industria de conservación de pescado, serían totalmente compatibles con los objetivos del proyecto. Para lograr esto, es necesario seguir las propuestas enunciadas a continuación: Gestión de los residuos: Esta parte del proyecto toma en cuenta los residuos provenientes de las empresas propuestas. Reglamentación: La normativa aplicable a esta parte del proyecto es la siguiente:

1. La Directiva 2008/98/CE sobre los residuos de la CE: que establece un marco jurídico para el tratamiento de los residuos en la UE. Su objetivo es proteger el ambiente y la salud humana, enfatizando la importancia de utilizar técnicas adecuadas de gestión, recuperación y reciclado de residuos para reducir la presión sobre los recursos y mejorar su uso (Directiva 2008/98/CE sobre los residuos, 2008).

Valorización material: La matanza de los animales domésticos, el procesamiento de los productos pesqueros y la alimentación humana cotidiana, generan una serie de residuos con valor nutritivo potencial alto. Su utilización como alimento animal representa una de las mejores opciones desde los puntos de vista económico y de eficiencia biológica (Estudio FAO producción y sanidad animal, 1994). Se encontró que la mejor opción para los residuos sólidos y subproductos provenientes de las empresas propuestas, es la valorización como alimento animal. Las propuestas fueron las siguientes:

Quesería: El subproducto principal de la fabricación de quesos es el suero de queso (lactosuero), el cual es definido como la sustancia obtenida por separación del coágulo de leche en la

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elaboración de queso (Foegending y Luck, 2002). Según los datos obtenidos en base a información proveniente de empresas similares, diez litros de leche son utilizados para el procedimiento, de lo cual 1kg de queso es fabricado y 9 litros de suero son generados, contiendo aproximadamente el 55% de sus nutrientes. Del total de lactosuero producido mundialmente, aproximadamente el 45% se desecha en ríos, lagos y otros centros de aguas residuales, o en el suelo, lo que representa una pérdida significativa de nutrientes ocasionando serios problemas de contaminación (Londoño, 2006), esto debido principalmente a la gran cantidad de materia orgánica presente en el subproducto.

Tabla 1: Composición de lactosuero (Panesar et al. 2007).

Componente Contenido (g/L) Sólidos totales 63.0 – 70.0

Lactosa 46.0 – 52.0 Proteína 6,0 – 10.0 Calcio 0.4 – 0.6

Fosfatos 1.0 – 3.0 Lactato 2.0 Cloruros 1.1

En este punto, se propone la utilización del lactosuero como subproducto, con el objetivo de minimizar la contaminación ambiental, generar materias primas para la generación de nuevos productos y minimizar los costos en el tratamiento de aguas residuales. Dentro las posibilidades de utilización más comunes se encontraron:

- Uso en la fabricación de fórmulas infantiles. - Uso en la fabricación de alimentos animales. - Uso en la fabricación de concentrados de proteína.

Es importante mencionar que para la generación de nuevos productos a partir del lactosuero, este debe de recibir una serie de pretratamientos y tratamientos que modifiquen su composición, los cuales normalmente están encaminados al aumento de la concentración de proteína en el producto final. Las autoridades locales en base a sus intereses deberán de seleccionar la opción que mejor les convenga. Empresa cervecera: Los subproductos solidos con mayor presencia en la fabricación de cerveza son las cáscaras provenientes de los cereales utilizados, esto corresponde a los elementos no solubles existentes después de la fermentación. Según la investigación realizada, estas cáscaras contienen una gran cantidad de energía, al igual que una gran cantidad de proteínas y minerales, teniendo así, un importante potencial de valorización de alimentación animal. Estos normalmente son utilizados como complemento alimenticio para bovinos y cerdos. Es importante recalcar que, para este subproducto, es necesario realizar una etapa de secado antes de ser valorizado. Conservación de pescados:

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En la conservación de pescados, los principales residuos están conformados por aquellas partes del pez que no poseen un valor comercial, estos son: cabeza, vísceras, aletas, agallas, etc. Además de los pescados que comienzan su descomposición debido a la mala preservación. Para esta empresa se propone la utilización de estos residuos como subproducto de alto valor nutritivo, encaminado a la generación de alimentos animales (ensilado) por vía biológica. Basándose en un estudio de la FAO (experiencias con Ensilado de Pescado en Venezuela, 1994), en el cual se realizó un análisis usando diferentes sustratos (mezcla de 11 tipos de pescados) y microorganismos (Lactobacillus plantarum, Lactobacillus plantarum, Streptococcus), se determinó que el producto final es altamente nutritivo (porcentajes en la tabla número 2) y representa la mejor opción a seguir.

El procedimiento para la generación de estos productos es la siguiente: 1.- Recuperación de los subproductos de interés: En este punto es importante que se realice una preselección antes de iniciar el proceso de ensilaje, inspeccionando el material para descartar huesos grandes y sin carne, así como los residuos que se encuentran descompuestos. 2.- Lavado y molienda muy fina. 3.- Inoculación: Una vez seleccionados los productos de interés, es necesario realizar la inoculación con la especie más apropiada (Lactobacillus plantarum). Además de la adición de melaza al 15% y ácido sórbico al 0.25% como antimicótico. 4.- Envasado: después d la inoculación del producto, este se lleva a envases contenedores plásticos cerrados para obtener condiciones anaerobias y almacenamiento. El proceso toma alrededor de 150 días para ser terminado. Gracias a este proceso, se pueden obtener valores nutrimentales del ensilado altos, a costos accesibles. Finalmente, este producto nuevo puede destinarse a la alimentación de cerdos, siendo posible su almacenamiento hasta por 6 meses.

Tabla 2: Porcentajes de los componentes presentes en el ensilado biológico Componente Porcentaje

Humedad 65% Proteína 16% Grasa 2%

Cenizas 7% Carbohidratos 10%

Tratamiento de las Aguas Residuales: Actualmente, los efluentes líquidos urbanos de Grimsby son enviados hacía una planta de tratamiento de aguas residuales ubicada dentro de la ciudad; sin embargo, al no ser diseñada para recibir los efluentes de las empresas propuestas, la implementación de un tratamiento in situ es necesario. Estos tratamientos están enfocados hacia las nuevas empresas, ya que se da por hecho que las empresas ya existentes respetan la reglamentación correspondiente. Reglamentación: Se reconoce la siguiente normativa de la Comisión Europea como la aplicable al proyecto:

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2. DIRECTIVA 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 23 de octubre de 2000 por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas

Por simplicidad, las características de descargas en medios naturales tomadas en cuenta en este proyecto serán definidas por la ley sobre el Agua francesa del 3 de enero de 1992 y “l’arrêté du 2 février 1998”, que establecen los límites máximos permisibles de descarga, presentes en las siguientes tablas:

Tabla 3: Características generales y concentraciones límites de descargas (Arrêté du 2 février, 1998)

Criterios de contaminación Flujo de contaminante (kg/día)

Valor límite (medio en 24 horas) (mg/L)

Materia en suspensión total ≤ 15 ≥ 15

100 35

Demanda bioquímica en oxígeno (DBO5)

≤ 30 ≥ 30

100 30

Demanda química en oxígeno (DCO)

≤ 100 ≥ 100

300 125

Características generales de descargas: pH entre 5.5 y 8.5 temperatura de 30ºC

color: ≤ 100mg platino-cobalto/L

Tabla 4: Normas de descarga para los contaminantes fosforados y nitrogenados (l’arrêté du 2 février, 1998)

Criterios de contaminación

Flujo diario autorizado (kg/día)

Valor límite (medio mensual)

(mg/L) Zona normal de

descarga Nitrógeno global

Fosforo total ≥ 50 ≥ 15

30 10

Zona sensible a la eutrofización

Nitrógeno total Fósforo total

≥ 150 ≥ 40

15 2

Es importante hacer notar aquí, que el estuario del Humber está clasificado como una zona no sensible a la eutrofización. Tratamiento para la conservería de pescados: Según el Documento de Mejores Técnicas Disponibles de la CE, el cual se tomó como base para establecer las cantidades de producción y composición de AR, el gasto generado será de entre 30 y 45 m3/tonelada de producto final. Se considera que, gracias a las instalaciones nuevas de la empresa, será posible la obtención de las cantidades más bajas posibles, tomándose entonces, un flujo de 30 m3/tonelada de producto final. Se tomaron los valores de producción de la conservería “La Belle Iloise”, la cual cuenta con una producción diaria de 19 toneladas de producto final. Los valores de emisión y características principales para una conservería de pescados según el documento MTD, se resumen en la siguiente tabla:

96

Tabla 5: Niveles de emisión de efluentes líquidos dentro de las diferentes etapas del proceso y sus características correspondientes (MTD de la CE)

Etapa del proceso

Efluente Volumen (m3/tonelada)

DQO (mg/L)

MES (mg/L)

Aceites (mg/L)

Limpieza general

Agua de lavado

0.2 350 - 1700

Corte, descabezado y eviscerado

Agua de lavado

cargada en sangre

10 – 20 2500 – 5000

300 – 2300

Precocción Agua de cocción

0.5 – 1 12 000 – 50 000

600 – 2500

200 – 2500

Lavado Agua de lavado

17 3000 – 5000

Empaque Agua de lavado

0.1 -0.3 15 000 – 50 000

Lavado de latas

Agua de lavado

0.04

Esterilización Agua de esterilización

3 – 7 30 – 100

Tres tipos de contaminación principal pueden identificarse en la fabricación de pescados enlatados: -Materia en suspensión -Grasas -Contaminación Orgánica Tratamientos propuestos: Tamizado: Para el agua de pre-cocción, agua de corte solamente Decantación: Para el agua de pre-cocción y agua de corte. Teniendo como objetivo la separación de la MES. Los cálculos realizados aquí, demostraron que es necesario un decantador de 1m de ancho y 1 metro de altura y 5.72 metros de largo, para la decantación de partículas de 0.5µm. Flotación asistida: Para el agua de pre-cocción, con el objetivo de separar las grasas. Los cálculos mostraron que, para esta etapa del tratamiento, es necesario un flotador de 1m3, con una cantidad de 4E-3m3 de aire. Tratamiento biológico: Para el agua de empaque, agua de lavado y de pre-cocción, con el objetivo de disminuir la DQO. Para esto, es necesario la realización de un tratamiento por lodos activados. Quesería: La industria de quesos presenta una exigencia reglamentaría muy estricta en términos de higiene y de limpieza, las aguas usadas de este tipo de industria son generadas principalmente por las actividades de limpieza y de mantenimiento de los equipos, teniendo un gasto de AR de 4L/kg de quesos producido (Documento MTD). Las queserías tienen como principal subproducto el suero de queso (lactosuero), para el cual puede realizarse la recuperación o descarga en conjunto con las AR. Las características de estos efluentes se resumen en la siguiente tabla:

97

Tabla 6: Características de los efluentes líquidos de la industria de los quesos (en gris, los valores a

considerar para la quesería del proyecto).

Parámetros Instalación con recuperación de Suero

(mg/L).

Instalación sin recuperación de suero

(mg/L). DBO5 2397 5312 DQO 5312 20559

Grasas 96 463 Nitrógeno total 90 159 Fosforo total 26 21

Tomando como ejemplo la producción de una empresa francesa se establecieron las siguientes cantidades de producción:

- 200 toneladas de queso por día. - 800,000 litros de agua de lavado por día

Se realizará la recuperación del suero de queso. Tratamientos propuestos: Flotación asistida: esta etapa del proceso, tienen por objetivo realizar la separación de las grasas dentro del efluente. Tratamiento biológico: Debido a que las cantidades de producción de DBO5 y de DQO serán de 80kg/día y 240 kg/día respectivamente, será necesario respetar una concentración máxima de 30 mg/l de DBO5 y 100 mg/l de DQO (establecidas por la ley sobre el Agua francesa del 3 de enero de 1992). Estos valores corresponden a un rendimiento de tratamiento biológico de 97% en ambos casos. Para satisfacer estos rendimientos, es necesario trabajar a baja carga (ver tabla 7).

Tabla 7: Rendimiento del tratamiento en función de la carga (D. Blanc, 2016).

Rendimiento (%) Fuerte carga Mediana carga Baja carga DBO5 65 a 85 90 a 93 93 a 97 DQO 60 a 83 85 a 88 88 a 95 MES 70 a 92 88 a 96 88 a 97

N ≤ 10 30 a 40 40 a 90 P ≤ 20 ≤ 20 ≤ 30

Desfosforación: Según los cálculos realizados, se demostró que se necesita una cantidad de una solución de FeClSO4 al 43% de 35 l/día. Cervecería: Las aguas residuales de esta industria son iguales a la cantidad de agua aportada en un inicio, menos la cantidad de cerveza producida, el agua evaporada y el agua retenida por los residuos sólidos (documentos MTD). Para esta industria, una cantidad de cerveza producida de 300 000 l/día será considerada. Las características de los efluentes líquidos se resumen en la siguiente tabla:

98

Tabla 8: Las diferentes etapas de la generación de cerveza y los volúmenes de agua utilizados en cada etapa. (MTD, 2006)

Etapa del proceso Cantidad (m3 de agua/m3 de cerveza)

Sala de brassage 0.24 Fermentación 0.05

Almacenamiento 0.05 Filtración 0.19

Embotellado 0.36 Cave à barils 0.08

Diversos 0.2 Total 1.17

Se considera para esta empresa, un gasto de AR de 360m3/día. Para una cervecería, las características de AR, son principalmente, un contenido elevado de DBO y DQO. Los valores medios de cada parámetro considerado se enlistan en la siguiente tabla.

Tabla 9: Características de las aguas residuales provenientes de la cervecería, en negritas, los valores que serán considerados para la cervecería de Grimsby (MTD, 2006). (En negritas, los valores considerados para la empresa del

proyecto).

Parámetro Valor en mg/l DBO5 1000 – 1500 DQO 1800 – 3000 MES 10 – 60

Nitrógeno total 30 – 100 Fosforo total 30 – 100

pH 3 – 13

Tratamiento propuesto: Tratamiento biológico (Lodos activados): De la misma manera que para la quesería, un reactor de lodos activos será implementado con el objetivo de reducir el contenido en materia orgánica de las aguas residuales, los cálculos mostraron que se esperaría obtener un valor de DBO5 de 100mg/L y en DQO de 300 mg/L. Para la contaminación correspondiente a la MES, Nitrógeno total y Fósforo total, no es necesario ningún tipo de tratamiento, incluso contemplando los valores más altos, debido a que estos valores, se encuentran por debajo de los establecidos por la norma. Para la MES, con un flujo de 360m3/día, se obtiene una cantidad de 3.6 kg/día, siendo menor a 15kg/día (Valor límite de la norma), por otro lado, la producción diaria de 3.6 kg kg/día para el nitrógeno y fósforo, es inferior al valor de 50 kg/día (Valor límite de la norma). Conclusiones En base a las características ambientales y socioeconómicas de Grimsby, se determinó que la implantación de las empresas de quesos, de cerveza y de conservación de pescados, es compatible con las necesidades de la ciudad. Los resultados muestran que, de realizarse la construcción y operación de dichas empresas, se haría un uso eficiente del recurso agua

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y un manejo correcto de los residuos, respetando así, las normativas europeas correspondientes. Las autoridades en base a sus preferencias podrán seleccionar las opciones que mejor les convenga. Agradecimientos Me es grato agradecer a la SEP y la institución INSA de Lyon, quienes me permitieron realizar mi intercambio estudiantil de un año en Francia, al igual que a mis compañeros con quienes realicé el presente trabajo. Por otro lado, quiero agradecer al Dr. Alfredo Ávila, quien me apoyó durante el proceso de obtención de la beca MEXFITEC y por ser mi asesor en la UASLP durante mi desarrollo de proyectos. Bibliografía ARRÊTÉ DU 02/02/98 relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation. Disponible en: https://www.legifrance.gouv.fr/affichTexte.do?cidTexte=LEGITEXT000005625281 COMISIÓN EUROPEA (2006), Documento de referencia sobre las Mejores Técnicas Disponibles (MTD), Industrias agro-alimentarias: 74-76, 87-97, 116-117. D. Blanc (2016), Traitement des effluents liquides, Cours 5 GEN, Option 2EIT. Directiva 2008/98/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 19 de noviembre de 2008 Sobre Los Residuos Y Por La Que Se Derogan Determinadas Directivas. Disponible en: http://eur-lex.europa.eu/homepage.html Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, Por la que se Establece un Marco Comunitario de Actuación en el Ámbito de la Política de Aguas. Disponible en: http://eur-lex.europa.eu/homepage.html. Estudio FAO Producción y Sanidad Animal, (1994). Tratamiento y utilización de residuos de origen animal, pesquero y alimenticio en la alimentación animal: 9 – 15 Foegeding, E. and P. Luck. (2002). Whey protein products. Encyclopedia of Foods Sciences and Nutrition. Academic Press, New York. 119. Londoño, M., J. Sepúlveda, A. Hernández y J. Parra. (2008). Bebida fermentada de suero de queso fresco inoculada con lactobacillus casei. Revista Facultad Nacional Agronomía Medellín 61(1): 4409-4421. R.A. Bello (1994), Experiencias con ensilado de pescado, Instituto de Ciencia y Tecnología de Alimentos Universidad Central de Venezuela, Caracas, Venezuela: 9 -15.

100

PREVENCIÓN Y CONTROL

101

COMPONENTES DE UN SISTEMA BIOELECTROQUÍMICO CON MICRORGANISMOS FOTOSINTÉTICOS

Zaragoza-Vera, J.S.1, Astello M. G.2, García-Meza, JV1,2,

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona

Universitaria, San Luis Potosí, SLP. chava1995_2009@live.com.mx 2Instituto de Metalurgia, UASLP. Sierra Leona 550, Lomas 2ª Sección, San Luis Potosí,

SLP. jvgm@uaslp.mx; asgar23@hotmail.com

Resumen Un sistema bioelectroquímico (BES) representa una atractiva alternativa para la recuperación catódica de metales mientras ocurre una oxidación anódica de materia orgánica, siendo una tecnología potencial para el tratamiento de agua residual con diferentes metales. Una novedosa tecnología se propone empleando

microorganismos fotosintéticos y oxigénicos en el cátodo, que capten el dióxido de carbono producido en el ánodo y generen el oxígeno, necesario en la mayoría de los BES se usa como aceptor final de

electrones. Este proceso genera una alcalinización del catolito. El objetivo del presente fue evaluar un biocátodo de microalgas, con la finalidad de que liberen oxígeno en esta cámara, se reduzca en el

electrodo y alcalinice el medio, provocando la precipitación de metales pesados en solución. Previamente, se analizó, por separado, la toxicidad de Cu, Zn y Pb presentes en agua residual sintética, encontrando un efecto de los metales en la disminución de las microalgas con fotosistema activo, pero no en su eficiencia

fotosintética. Mediante pruebas electroquímicas se encontró que, después de 5 días, las microalgas alcalinizan el agua residual sintética sin necesidad de aplicar corriente y la presencia inicial del metal

soluble ya no se detecta por métodos electroquímicos, lo que sugiere su precipitación. Palabras clave: Fotobiocátodo, fluorescencia, metales, microalgas, toxicidad

Introducción La bioelectrogénesis es el proceso bioelectroquímico de conversión de energía química en eléctrica catalizada por el metabolismo microbiano presentes en uno o ambos electrodos (“bioánodo” y “biocátodo”), para lo cual se emplea un BES. El proceso se asume como una transferencia de carga directa (sin mediadores exógenos) al colector de corriente (ánodo) durante la respiración (oxidación) de compuestos orgánicos o inorgánicos, carga que es transportada por un circuito eléctrico hasta el cátodo, bajo diversas condiciones de pH y potencial (Eh). El BES representa una alternativa atractiva para la recuperación catódica de metales (p.e. Cu, Zn, Pb) a partir de flujos residuales, ya que el metal se reduce a su forma metálica o como sal insoluble en el cátodo, gracias a la corriente generada durante la oxidación anódica de compuestos orgánicos y/o inorgánicos, con posible producción adicional de corriente eléctrica. El diseño de BES varía entre los basados en el uso de bioánodos con microorganismos anaerobios oxidantes de compuestos orgánicos o quimioheterótrofos (Fig. 1a), hasta los que empelan a fotoautótrofos aerobios y oxigénicos (Fig. 1b). Los BES actualmente usados, son dispositivos que convierten materia orgánica residual en electricidad mediante microorganismos como biocatalizadores. Representa un proceso amigable con el ambiente, aunque aún debe trabajarse en él para volverlo un sistema más eficiente. Los BES comunes requieren de aireación en el cátodo, lo cual implica el uso de energía eléctrica y un consecuente aumento en los costos. El emplear organismos fotoautótrofos en el cátodo del BES, representa una atractiva alternativa para la aireación,

102

lo cual significa una reducción importante de los costos de operación, ya que implica el uso de energía solar para la fijación de dióxido de carbono y la subsecuente liberación de oxígeno necesario en la semicelda. Además, el dióxido de carbono necesario para la fotosíntesis de los fotoautótrofos puede ser proporcionado por el consorcio bacteriano presente en él ánodo, que emiten el dióxido de carbono como residuo, lo cual reduce considerablemente la generación de residuos por el sistema.

Un BES con estas características es un sistema autosustentable, sin emisiones de dióxido de carbono que aprovecha la energía química de compuestos orgánicos residuales y la energía solar para la producción de bioelectricidad que puede ser, además, potencialmente aprovechada para la precipitación de metales presentes en efluentes residuales industriales. Por lo cual, en el presente trabajo, se realizó una primera caracterización de un fotobiócatodo constituido por microalgas y un electrodo de grafito industrial; biocátodo y electrodo se caracterizaron mediante técnicas electroquímicas y se evaluó el efecto de Cu, Zn y Pb en agua residual sintética, sobre las microalgas, haciendo pruebas de toxicidad. Se eligieron como metales de prueba Zn+2, Cu+2 y Pb+2, siendo los dos primeros conocidos por sus efectos alguicidas. Los ensayos descritos fueron de cinco días y se realizaron con la finalidad de evaluar la viabilidad de la construcción de un fotobiocátodo para el tratamiento de efluentes con presencia de metales pesados en solución.

Metodología Colecta de muestras de microalgas Las muestras de matas microalgales se colectaron de escorrentías ubicadas en el Instituto de Metalurgia, UASLP, en agosto 2017. Se raspó con espátula en 3 diferentes puntos de la escorrentía seleccionada y las matas. obtenidas se resuspendieron en agua destilada, se homogenizó y se observaron al microscopio (Leica Galen III 1420SP) para su identificación. Las poblaciones más abundantes de Chlorophytas pertenecen a la familia Microcystaceae (Scedesmus spp. y Oocysis sp.); también se identificaron diatomeas (pricipalmente Nitzschia spp.) y cianobacterias filamentosas y cocoides.

(a)

(b)

Figura 5. BES para la recuperación catódica de Cu2+ disuelto en flujos residuales empleando (a) quimiorganoheterótofos anaerobios (ter Heijne et al., 2010) o (b) fotoautótrofos aerobios (Rijstenbil y Gerringa, 2002).

103

Cultivo de microalgas Previo a su inoculación, la muestra fue expuesta a 2 mg L−1 de ampicilina (Sigma-Aldrich), en cajas de cultivo celular de 24 pozos durante 48 h a T ambiente. Se preparó medio de cultivo basal Bold (MBB; Bold 1942, en García-Meza 2003); 20 mL de muestra de microalgas, homogeneizada, se vertieron en matraces con 100 mL de MBB, y se colocaron en la cámara de cultivo a 28°C, con fotoperiodo de 12:12 h luz:oscuridad, sin agitación. Posteriormente, los cultivos se transfirieron a frascos de 1 L en condiciones de agitación por burbujeo. Caracterización del electrodo de grafito industrial Barras de grafito industrial de 14 x 1 x 1 cm, fueron pretratadas para eliminar posibles impurezas superficiales y, posteriormente, analizadas por microscopía electrónica de barrido y difracción de rayos X, con la finalidad de determinar su pureza y porosidad. Efecto de Cu, Zn y Pb en microalgas Se realizaron ensayos cortos, de cinco días, para evaluar el efecto de Cu, Zn y Pb adicionados al MBB, por separado, en concentración final nominal de100 μM Cu, 1000 μM Zn y 100 y 10 μM Pb. Como inóculo, se empleó una biomasa fija, equivalente a una densidad óptica (OD; espectrofotómetro de UV-Vis a λ 680 nm) de 3.66 a 3.69 U.A., en alícuotas de 1.5 mL. Así, 3 mL de cultivo se adicionaron a matraces con 97 mL de medio MBB sin metal (control biótico) y MBB con el metal correspondiente. Los cultivos se mantuvieron en agitación orbital a 160 rpm, con ciclos de luz:oscuridad de 12:12 h a 28°C. Todos los ensayos se realizaron por triplicados (n=3). Se usó la técnica de PAM (pulso de amplitud modulada; OS5p Opti-Sciences) para medir la fluorescencia en vivo de las microalgas empeladas en los ensayos. El método provee información cualitativa sobre el estado del fotosistema II (PSII) y pseudocuantitiva de la biomasa con fotosistema activo. Las mediciones se hicieron cada 24 h durante 5 días. Los parámetros de fluorescencia medidos fueron: fluorescencia basal de las microalgas adaptadas a 20 min. de oscuridad (F0), máxima fluorescencia inmediata al pulso de luz de saturación (Fm), fluorescencia basal en microalgas adaptadas 30 min a la luz en fotosíntesis en estado estacionario (Fs) y la máxima intensidad de fluorescencia obtenida mediante el pulso de saturación durante el estado estacionario de fotosíntesis (Fms). Con tales parámetros se puede calcular el rendimiento del PSII en estado estacionario de fotosíntesis (ФPSII) (Ec.1) y el máximo rendimiento de fotosistema II (Ф0) (Ec. 2). = ( − )/ Ecuación 1 = ( − )/ Ecuación 2

Los parámetros establecidos para las mediciones fueron: Fuente de luz de 450 nm, intensidad de pulso de saturación de 8000 µE (García et al. 2005). Después de la medición en oscuridad, se colocó la muestra durante 30 min en luz actínica, para proceder a realizar las pruebas de adaptación a la luz Fs. Además, cada 12 h, se determinaron pH y ORP de los lotes, empelando un potenciómetro y electrodos de Ag/AgCl (Thermo Fisher Scientific) para pH y serie 35 para ORP (Analytical Sensors & Instruments).

104

Determinación del potencial de circuito abierto (OCP) Las lecturas de los OCP se realizaron en celdas de 100 mL con 80 mL de agua residual sintética con y sin metal a las concentraciones señaladas, empleando un potenciostato/gaslvanostato (EC Epsilon). Se usó como electrodo de trabajo el electrodo de grafito previamente caracterizado (pureza 98%), y como electrodo de referencia, un electrodo de mercurio/sulfato de mercurio (Hg/Hg2SO4; SSE; E vs. SHE 0.65 V) con solución saturada de sulfato de potasio (K2SO4). El electrodo de trabajo se colocó en la solución correspondiente 24 h previas a la determinación del OCP; antes de la lectura, se bombeó nitrógeno gaseoso durante 30 minutos. Los parámetros de la lectura fueron: rango de potencial +/- 1 V, intervalo de lecturas de 1 segundo, filtro de 100 Hz, con tiempos de lectura de 3600 segundos, por duplicado (n=2). Los valores reportados son el promedio de los datos de ambas lecturas. La determinación del OCP del agua residual sintética con microalgas se realizó, cada 24 h hasta encontrar su estabilización, empleando un inóculo de 3 mL de biomasa de D.O. entre 3.66 a 3.69 UA, en MBB con metal en concentración final de 0 (sin metal), 100 μM Cu, 1000 μM Zn y 100 y 10 μM Pb. El OCP de determinó por 30 minutos, bajo las mismas condiciones de lectura de las pruebas abióticas. Los cultivos se mantuvieron en periodos de luz:oscuridad 12:12 h y agitación de 160 rpm, durante el experimento (5 días).

Voltametría de barrido lineal (LSV) El LSV de cada solución sintética con metal, se obtuvo usando el potenciostato, fijando una ventana de potencial catódico (reductivo) que inició en el OCP (potencial inicial, E0)

específico, previamente determinado a cada solución y, como potencial final, -800 mV, con velocidad de barrido de 5 mV/s a intervalos de 1 mV, empleando un filtro de 1.0 Hz. El electrodo de referencia utilizado fue el SSE (E vs. SHE 0.65 V). El contraelectrodo o auxiliar usado fue de grafito ultrapuro (99.99%; Alfa-Aeser). Además, se obtuvieron las LSV de los fotobiocátodos empleando como electrolito agua residual sintética con o sin metal (Cu, Zn o Pb), previamente inoculada; éstas se obtuvieron después de cinco días de inoculación, una vez alcanzada la estabilización OCP y tomando el último valor de OCP registrado como valor del E0.

Resultados Caracterización de agua residual sintética Los parámetros de cada agua residual se indican que se trata de soluciones de pH circumneutro, bajo ORP (reductivo), OCP y conductividad (Tabla 1). Mientras que los análisis de LSV (Fig. 2) indican que en todas las soluciones residuales sintéticas se favorecieron reacciones de reducciones de sulfatos (SO4

-2) aplicando diferencias de potencial de 200 mV. Las diferencias entre LSVs, se deben a las reducciones de los metales añadidos (Cu+2, Zn+2, Pb+2). En términos absolutos, la mayor densidad de corriente, J a menor E aplicado se generó durante la reducción del agua residual con 100 µM Pb.

105

Tabla 6. Parámetros fisicoquímicos de las aguas residuales sintéticas (MBB) sin microalgas

Figura 6. Voltamperogramas lineales, sin inóculo de microalgas, con sus respectivas reacciones de reducción identificadas en los picos de corriente de MBB con (a) 100

µM Cu+2, (b) 1000 µM Zn+2, (c) 10 µM Pb+2 y (d) 100 µM Pb2+ Caracterización electroquímica del fotobiocátodo en las aguas residuales sintéticas La estabilización del OCP del fotobiocátodo en diferentes soluciones residuales sintéticas, se consiguió hasta el día 5 de inoculación (Fig. 3). Durante los primeros dos días, se registran procesos de oxidación en el fotobiocátodo, que implican que se redujeron algunos cationes en solución, pudiendo ser los metales adicionados, registrándose un elevado valor de OCP para cada agua residual: Control abiótico < 100 µM Cu < 100 µM Pb= 1000 µM Zn <10 µM Pb. Lo anterior puede estar relacionado con el estado fisiológico (biomasa y eficiencia fotosintética) de las microalgas del fotobiocátodo (ver siguiente sección).

pH ORP (V) Conductividad (µS) OCP (V vs. SHE)

MBB 6.50 0.380 813 0.524

MBB 100 µM Cu 6.51 0.575 858 0.580

MBB 1000 µM Zn 6.52 0.398 1094 0.519

MBB 100 µM Pb 6.51 0.362 870 0.635

MBB 10 µM Pb 6.50 0.357 847 0.786

106

Figura 7. Variación de OCP de los fotobiocátodos respecto al tiempo (días) empleando diferentes soluciones sintéticas con Cu, Zn y Pb o sin metal (control

biótico)

Por su parte, el pH de los lotes experimentales con los fotobiocátodos incrementó ligeramente, de un valor inicial, fijado en 6.5. hasta valores de 7.5 y 8.2 (Fig. 4), lo que indica una ligera alcalinización de la solución, atribuida a la actividad fotosintética del fotobiocátodo o las microalgas en el medio.

Figura 8. Variación de pH los fotobiocátodos respecto al tiempo (días) en diferentes soluciones sintéticas con Cu, Zn y Pb o sin

metal (control biótico) Finalmente, los resultados de LSV (Fig. 5) mostraron menos picos de reacciones de reducción: las reacciones de reducción de los metales pesados añadidos (Cu2+, Zn2+ y Pb2+) detectadas en los voltamperogramas lineales sin microalgas, ya no se observaron en las LSV realizadas al día 5. Lo anterior sugiere que los metales pudieron reducirse antes del día 5 (ca. el día 2, Fig. 3) o quedar adsorbidos en las biopelículas y los flóculos microalgales.

107

Figura 9. Voltamperogramas lineales con inóculo de microalgas a 5 días de estabilización con sus respectivas reacciones de reducción identificadas MBB con

(a) 100 µM Cu+2, (b) 1000 µM Zn+2, (c) 10 µM Pb+2 y (d) 100 µM Pb+2

Determinación de fluorescencia (PAM) Mediante los ensayos de toxicidad en adaptación a la oscuridad, empleando el principio de fluorescencia y un fluorómetro se determinó que, después de 5 días no se presentó un efecto estadísticamente significativo sobre la biomasa con un fotosistema activo, ni en la eficiencia máxima fotosintética (Fig. 6).

(a)

días

(b)

días Figura 10. Parámetros medidos en adaptación a la oscuridad. (a) Fluorescencia basal en adaptación a la oscuridad y (b) rendimiento fotosintético máximo de

microalgas en diferentes soluciones sintéticas con Cu, Zn y Pb o sin metal (blanco

108

Adicionalmente, los resultados de los ensayos de adaptación a la luz o en estado estacionario de fotosíntesis, mostraron que tampoco hubo un efecto del metal sobre la eficiencia fotosintética del fotosistema II (Fig. 7), conocida también como rendimiento fotosintético efectivo o real, en estado estacionario de fotosíntesis.

Figura 11. Rendimiento fotosintético en estado estacionario de fotosíntesis de microalgas en diferentes soluciones sintéticas con Cu, Zn y Pb o sin metal (blanco)

Conclusiones La estabilización del fotobiocátodo ocurrió al día 5 posterior a la inoculación para las 4 aguas residuales sintéticas y para el control abiótico o blanco (MBB sin metal ni EDTA). La diferencia de potencial más elevada se registró al día 2, momento al que el fotobiocátodo, de ser conectado a un ánodo en un circuito cerrado, generaría mayor corriente.

Los picos de corriente propios a las reducciones de los metales pesados añadidos para el agua residual sintética observados al día 0 (sin inóculo de microalgas) no fueron observados al día 5, después de la estabilización del OCP de cada sistema. Considerando el pH final de cada solución a la que fue expuesta el fotobiocátodo correspondiente, se sugiere que los metales precipitaron por el aumento del pH, efecto intrínseco a la fotosíntesis realizada por las microalgas, que, además, no se ven significativamente aferctadas ´por la presencia de Cu, Zn o Pb: No fue apreciable un efecto de toxicidad estadísticamente significativo debida a cada metal evaluado en Ф0, ФPSII ni F0, durante los 5 días de los ensayos o pruebas de toxicidad.

El comportamiento de los primeros 3 días de estabilización del fotobiocátodo puede deber a fenómenos de bioadsorción o bien, a precipitación y bioadsorción de las microalgas y una posterior desorción. También puede explicarse como un fenómeno electroquímico de oxidación del electrodo y reducción las especies presentes en la capa interfacial de la solución. El fenómeno observado en la desaparición de la actividad electroquímica de las especies metálicas añadidas (Cu, Zn y Pb), debe estudiarse a profundidad, ya que puede ser la combinación de precipitación de estas por pH y bioacumulación del metal por las microalgas. Debido a la relevancia ecológica de estas como productores primarios y base

109

de diversas cadenas tróficas, es un fenómeno que debe estudiarse para prevenir procesos de bioacumulación y biomagnificación de metales pesados.

El presente trabajo, fue la primera caracterización de una tecnología prometedora para el tratamiento de efluentes residuales con presencia de metales pesados. Pruebas de digestión para el análisis de bioacumulación y de toxicidad a pH más ácidos y concentraciones biodisponibles más elevadas, son pasos siguientes para la evaluación de esta tecnología.

a) Agradecimientos A la Dra. Aurora Robledo Cobrare del Laboratorio de Química de Superficies (Metalurgia, UASLP) y al I.A. Alberto Sepúlveda y al Pas. I.A. Manuel Sánchez-Olvera del laboratorio de Geomicrobiología (Metalurgia, UASLP) por su apoyo en los análisis químicos y electroquímicos realizados.

b) Bibliografía

Bold H. 1942. The Cultivation of Algae. Botanical Review, 8(2), 69-138

García-Meza JV. 2003. Caracterización fisicoquímica del desecho minero (jal) La Valenciana, Guanajuato, previa y posterior a bioensayos diagnósticos. Tesis de Doctorado, UNAM

García-Meza JV. W, Barrangue C. 2005. Biofilm formation by algae as a mechanism for surviving on mine tailings, Environmental Toxicology and Chemistry, 24(3): 573-581

Kumar KS, et al. 2014 Microalgae: Promising tool for heavy metal remediation. Ecotoxicology and Environmental Safety, 113:329-352

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Ter Heijne A, Fei L, van der Weijden R, Weijma J, Buisman CJN, Hamelers HVM. 2010. Cooper recovery combined with electricity production in a microbial fuel cell, Environmental Science Technology, 44:4376-4381

110

SÍNTESIS, CARACTERIZACIÓN Y EVALUACIÓN DE OXICLORUROS EN LA ABSORCIÓN DE CO2 Y POTENCIAL USO PARA FOTORREDUCCIÓN.

Aceves Malacara S.E1, Sánchez Rodríguez, D.V.2 y Escobar Barrios, V.A.3.

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. saraa.malacara@gmail.com.2,3Instituto Potosino de Investigación Científica y Tecnológica, Camino a la Presa San José 2055, Lomas 4ª

Sección, San Luis Potosí, S.L.P. 1vladimir.escobar@ipicyt.edu.mx, 2dalia.sanchez@ipicyt.edu.mx.

Resumen

El Oxicloruro de Bismuto (BiOCl) tiene especial interés de ser utilizado como fotocatalizador debido a sus características anisotrópicas y las fuerzas no enlazantes que existen entre el Cl y los óxidos de

bismuto que le dan la propiedad de separar efectivamente los pares hueco-electrón con ayuda de fotones. Los objetivos del trabajo fueron 1) sintetizar el BiOCl con modificaciones del método solvotermal

convencional, 2) caracterizarlo, y 3) medir su capacidad de absorción de CO2. Como resultado se obtuvo que la morfología 3D del BiOCl fue obtenida gracias al solvente que se utilizó (PEG200). Se caracterizó dicho material y se obtuvo un área superficial mayor comparada con otras investigaciones, por lo que se prevé mayor área de absorción y posiblemente mejor actividad fotocatalítica. En relación a la capacidad

de absorción, debido a la inestabilidad en el sistema de detección, no fue posible su determinación de forma confiable y sistemática.

Palabras clave: Fotocatálisis, oxicloruro de bismuto, semiconductores.

Introducción

El dióxido de carbono (CO2) es un gas incoloro, denso (50% más denso que el aire seco) y poco reactivo. Consiste en un átomo de carbono parcialmente negativo, unido covalentemente a dos átomos de oxígeno parcialmente positivo. Actualmente se considera que la concentración en la atmósfera es aproximadamente de 400 ppm en la atmósfera. (Raynaud, 1993)

Aunque se produce naturalmente la creciente industrialización ha incrementado su cantidad, debido principalmente a procesos de combustión. Al ser uno de los principales Gases de efecto invernadero (GEI) incide en el calentamiento global. El Panel Internacional sobre Cambio Climático (IPCC por sus siglas en inglés) predijo en 2007 que el nivel de CO2 atmosférico podría alcanzar hasta 590 ppm para 2100 y que la temperatura media mundial aumentaría en 1.9ºC provocando serias alteraciones globalmente, como el derretimiento del hielo en los polos terrestres, el aumento rápido del nivel del mar y el aumento de la precipitación en todo el mundo. Una de las rutas que existen para reducir su concentración es la transformación, específicamente la conversión fotocatalítica del CO2 con energía solar, que parece ser una de las alternativas más atractivas. (Kimfung Li, 2014)

111

Los fotocatalizadores más comunes son los semiconductores. Un semiconductor tiene una estructura de banda en la que la banda de conducción (CB) está separada de la banda de valencia (VB), dejando un band gap (banda prohibida) sin configuración de electrones. La estructura de la banda, incluida la band gap y las CB/VB, determina su capacidad de absorción luz y fotorreacción termodinámica. (Kan Li, 2016).

En particular, la fotoactividad de los semiconductores depende de: (a) composición del medio de reacción, (b) adsorción de reactivos en la superficie del semiconductor, (c) tipo de semiconductor y sus características cristalográficas y morfológicas, y ( d) capacidad del semiconductor para absorber la luz UV o luz visible. (Amin., 2013).

Los semiconductores más utilizados son: el óxido de zinc (ZnO), dióxido de Titanio (TiO2), dióxido de estaño (SnO2) y dióxido de circonio (ZrO2) por el alto valor energético de su banda gap. (Valencia, 2013).

Así, la fotocatálisis es el proceso en el cual la energía de los fotones es igual o mayor a la de la banda gap (banda prohibida) de un semiconductor. Los electrones de éste se excitan y se transfieren desde la banda de valencia (VB, que es la banda de energía más alta ocupada por electrones) hacia la banda de conducción (CB, con la energía más baja sin electrones en su estado fundamental). Provocando la aparición de pares hueco-electrón. Dichos pares pueden trasladarse a la superficie del semiconductor, y reaccionar con las especies absorbidas en la superficie (CO2 en este caso), sin embargo, no todos los electrones que alcanzan la superficie pueden reducir el CO2, dada su estabilidad; o por el contrario se puede sufrir un proceso de recombinación que es cuando los electrones vuelven a sus huecos (Fig. 1). (Kimfung Li, 2014). Las reacciones químicas dadas en la superficie del catalizador se muestran en la Tabla 1.

BV

BC

Banda

h

reducció

oxidaci

CO2

Inters

O2,

H2

h

e

Figura 1. Esquema del proceso de fotocatálisis.

112

Tabla 1. Posibles reacciones presentes en la fotorreducción.

Posibles reacciones de Reducción. CO2 + 2e- •CO2

-

CO2 + 2H+ + 2e- HCOOH CO2 + 2H+ + 2e- CO + H2O CO2 + 4H+ + 4e- HCHO + H2O CO2 + 6H+ + 6e- CH3OH + H2O CO2 + 8H+ + 8e- CH4 + 2H2O Posibles reacciones de Oxidación. 2H2O + 4H+ O2 + 4H+

2H+ + 2e- H2 Fuente: (Kimfung Li, 2014).

El Oxicloruro de Bismuto (BiOCl) pertenece a la familia de los Oxihaluros de Bismuto (BiOX: X= Br, I, Cl), que debido a sus propiedades anisotrópicas: eléctricas, magnéticas, ópticas y fotocatalíticas lo postulan como buen fotocatalizador en presencia de luz UV.

Es un polvo blanco e inodoro, sus características son atribuidas a su estructura cristalina y tetragonal. Consiste en capas de [Cl-Bi-O-Bi-Cl] apiladas y unidas entre sí por la interacción no enlazante entre los átomos de Cloro (Fig. 2). Los campos eléctricos internos generados entre la capa de Cl y los Óxidos de Bismuto permiten la separación efectiva de los pares hueco-electrón fotoinducidos, y como resultado una mejora del desempeño fotocatalítico. Razón por la cual se realiza su estudio en el presente trabajo. (Valencia, 2013).

Los objetivos del Proyecto son:

1) Los Sintetizar un fotocatalizador con base en BiOCl para la absorción y fototransformación de CO2.

2) Caracterización del catalizador sintetizado, en términos de porosidad, cristalinidad y área superficial.

3) Evaluar su capacidad de absorción de CO2.

Figura 2. Estructura del BiOCl.

Intermediarios (Inters.)

113

Metodología

Síntesis de BiOCl.

Los reactivos utilizados fueron nitrato de bismuto pentahidratado (Bi(NO3)3•5H2O), cloruro de sodio (NaCl) y Polietilenglicol (PEG-200), todos ellos provistos por Sigma Aldrich y Pureza de 98%.

Se utilizó el método solvotermal para la formación de BiOCl el cual consistió en agregar 2 moles de Bi(NO3)3•5H2O en 50 mL de PEG-200, la mezcla se mantuvo en agitación, una vez obtenida su completa disolución, la solución fue transferida al sistema de reacción, posteriormente se agregaron 0.5 mL de una solución de NaCl (4 M) y se inició el aumento de temperatura hasta llegar a 130ºC, manteniendo dicha temperatura durante 60 min. El precipitado blanco obtenido fue lavado con agua y centrifugado varias veces para eliminar el solvente de reacción. Finalmente fue secado en un horno a 80ºC.

Caracterización.

La isoterma de adsorción de N2 fue obtenida a 77K mediante un analizador ASAP 2020 (MI Micrometrics), el área superficial Brunauer-Emmett-Teller (BET) fue calculada a partir de los datos de adsorción en la presión relativa (p/p°) de 0.05-0.25.

La morfología superficial y microestrucuta de las muestras de BiOCl fueron analizadas por microscopia electrónica de barrido (SEM) utilizando un equipo Quanta 250 (Bruker) con análisis elemental.

Se realizó análisis termogravimetrico utilizando un TGA (TGA Q500) con nitrógeno como gas en un intervalo de 30°C a 700°C con una velocidad de calentamiento de 10°Cmin-1 y un flujo de nitrógeno de 50 mLmin-1.

El patrón cristalino fue obtenido por difracción de rayos X (XRD, por sus siglas en inglés X-ray diffraction) usando un difractometro DX8 (Bruker) con una irradiación de CuKα 45 kV, 40 mA, λ = 0.15418 nm. El intervalo de análisis fue de 2 θ de 10° a 80° con un paso de 0.02°s-1.

La energía de la banda gap fue calculada mediante espectrometría de reflectancia difusa UV-Vis uilizando un espectrometro Shimadzu spectrometer model V-2401 PC. La línea base se obtuvo mediante Spectralon.

Absorción

El proceso de adsorción se realizó colocando 0.5 g de BiOCl en el interior del reactor, posteriormente se realizó vacio del mismo y finalmente se continuo con la adición de CO2 (99.8% pureza Praxair). Todo el sistema se mantuvo en ausencia de luz, para evitar la activación del fotocatalizador. Se tomaron muestras de gas a determinados tiempos

114

durante 3 horas. La absorción de CO2 fue cuantificada por un cromatógrafo de gases (Agilent7890B).

Resultados y discusión

El área superficial, el tamaño de las partículas y la porosidad son factores importantes relacionados con la absorción y fotoreducción del BiOCl, razón por la que fueron calculadas por medio de Fisisorción de N2. En la Tabla 3 se muestran los resultados de área superficial, volumen del poro y tamaño del poro, obtenidos en el estudio y en otros estudios donde también se sintetizo BiOCl con la finalidad de ser usado como fotocatalizador.

Tabla 2. Datos obtenidos con la fisisorción de N2, comparados con valores obtenidos en otras

investigaciones.

Estudio

Resultados Propio Jing He et. al [9] Jing Xie et. al [6]

Área superficial (m2/gr) 32.7475 10.6335 38.6

Volumen del poro (cm3/gr) 0.115495 0.0244 -

Tamaño del poro (Å) 131.3786 46.32 -

(Fuente: Propia). Se aprecia que los valores obtenidos en este trabajo son mayores comparados a los de Jing He at. al (Jing He, 2015) que sintetizo BiOCl mediante el método solvotermal; y muy parecidos a los valores resultantes del trabajo de Jing Xie et al. (Jing Xie, 2015), donde el método utilizado fue el Químico de estado sólido a temperatura ambiente.Una mayor área superficial podría indicar una mayor adsorción del CO2 aunado a una posible mejor fototransformación; el método solvotermal y la morfología en forma de hojuelas que se obtiene por este método parecen ser los más atractivos para lograr este propósito. En la Fig. 3 se muestran las isotermas de adsorción-desorción. Resultando ser una isoterma tipo IV, que corresponde a adsorción en multicapas sobre materiales porosos, con presencia de saturación y un ciclo de histéresis, es decir, las curvas de adsorción y desorción difieren e indican la forma irregular de los capilares, traduciéndose lo anterior en que el BiOCl sintetizado puede absorber CO2. (Valencia.)

115

En la Fig. 4 se observa la magnificación de la morfología del BiOCl. Se aprecian primeramente las microesferas con tamaños próximos a 1.5µm, y conforme se incrementó la magnificación se pueden apreciar las hojuelas que conforman la microesfera con tamaños de entre 190 nm hasta 435 nm.

Al utilizar un poliol como solvente (Polietilenglicol, trietilenglicol) ayuda a la formación microesferas debido al efecto de plantilla suave (soft template effect en inglés) que generan el cual genera una pre-organización proporcionada por esferas de coordinación y de esta manera se promueve la formación de morfología esférica en 3D. Otros investigadores han trabajado con polioles en la síntesis de BiOCl obteniendo mrfologias 3D de alta área superficial (Jing Xie, 2015), (Guisheng Li, 2014) y (Hong-Ying Hao, 2014).

Figura 3. Isoterma tipo IV. Presentando un ciclo de

0102030405060708090

0 0.5 1 1.5

Qua

ntit

y A

dsor

bed

(cm

3/gS

TP

)P/Po

Adsorción Desorción

Figura 4. Morfología obtenida en el estudio SEM. En la figura 6a) y 6 d) de observan los diferentes tipos de microesferas. En las figuras 6c) y 6f)

se aprecian las hojuelas que forman la microesfera.

d)

c)b)a)

1 µm

1µm

200 nm

200 nm

500 nm

500 nm

e)f)

116

En la Fig. 5 se presenta el análisis BSE 014 EDS obtenido de la microscopía electrónica de barrido, que muestra la cantidad y porcentaje de elementos que componen la muestra de BiOCl. En el análisis EDS se observa una realción estequiométrica 1: entre el bismuto y el cloro, sin embargo existe un porcentaje mayor en el oxígeno, cual puede estar relacionado con el solvente aun en las muestras, para ello se realizó el análisis temogravimétrico (Fig. 6) en el cual se observa claramente la disminución de peso en el intervalo de temperatura 200-350°C que está relacionado con el solvente por el punto de ebullición del PEG200.

Fig. 5. Resultados del EDS realizado, que muestran la cantidad y el % atómico de elementos que contiene la

muestra de BiOCl.

0 5 10 15 20

Inte

nsda

d (u

.a).

eV

BSE 014 EDS

O

C Cl

Bi

Cl

Cl

117

100 200 300 400 500 600 700

85

90

95

100

Pe

so %

Temperatura (grados)

Figura 6. Termograma de la muestra de BiOCl con PEG200.

La cristalinidad del BiOCl fue determinada mediante el análisis por XRD, en el cual se demuestra que los principales picos obtenidos se identifican con aquellos encontrados en la fase tetragonal del BiOCl (JCPD no. 06-0249); (001), (101) y (102), a 2θ de 11.99, 25.87 y 33.45 respectivamente (Fig. 7) traduciéndose en una alta cristalinidad y estructura tetragonal.

10 20 30 40 50 60 70 80

Inte

ns

ida

d (

u.a

.)

2 theta (grados)

00

1

00

2

10

1 11

0

10

2

11

2

20

01

13

21

1 21

2

Se representa al plano de mayor intensidad (110) lo que implica que la superficie expuesta del BiOCl es la 001; en la cual se logra observar que puede existir la presencia en la superficie del BiOCl cargas positivas por parte del bismuto y negativas por parte del oxígeno y cloro; los cuales pueden interactuar con el dióxido de carbono durante la fotorreducción y generar posibles enlaces como se ha estudiado en la literatura con el TiO2 (Li et al., 2016; Wu and Huang, 2010). El tamaño del cristal es determinado mediante la ecuación de Debye Scherrer tomando el plano (001). = ( )

Figura 7. Patrón de XRD de muestra de BiOCl.

Degradación de PEG-200

118

Siendo β el tamaño del cristal, K es el factor de forma adimensional (0.9), λ es la longitud de onda de radiación de Cu Ka (0.15418 nm), FWHM es el ancho a la altura media del pico de difracción (plano 001) y θ es el ángulo correspondiente al pico. (Ma. Luisa Ramón García, 2007) Resultando un tamaño de cristal de 7.8 nm.

La Fig. 8 muestra la gráfica resultado del análisis UV-Vis que indica en qué intervalo de longitudes de onda el BiOCl puede activarse. Presentando rangos de absorción de fotones entre los 250 y 350 nm, siendo su rango de activación dentro del espectro de luz UV.

Sabiendo esto se utiliza la ecuación de Planck para determinar la energía que necesita un fotón para atravesar la banda gap del BiOCl, y posteriormente determinar las bandas de Conducción y Valencia (Tabla 3.) = ℎ

= − + 0.5 = −

Tabla 3. Energía calculada para las bandas Gap, de conducción y Valencia.

BiOCl Banda

Prohibida (eV)

Banda de Conducción

(eV)

Banda de Valencia

(eV) PEG200 3,4 3,8 0,4

(Fuente: Propia)

Se confirma que la energía necesaria para que los electrones puedan pasar de la banda de valencia a la banda de conducción es de 3.4 eV y por tanto puede ser llevado a cabo la actividad fotocatalítica para la degradación del CO2. En la Fig. 9 se muestra la prueba de absorción de CO2. Primeramente se puede apreciar que decrece la concentración, sin embargo, llegados los 60 min aproximadamente parece ser que comienza a ascender nuevamente la concentración lo que puede indicar una inestabilidad en el sistema de detección, debido a que una vez concluida la absorción debería mantenerse una asíntota.

0

0.5

1

1.5

2

250 350 450 550 650 750

AB

S

λ (nm)

Bi…

Figura 8. Grafica resultante de la Espectrometría de reflectancia difusa UV-Vis. Indicando que el BiOCl deja de ser activado en λ =

350 nm.

119

Fig. 9. Prueba de absorción de BiOCl.

Conclusiones

El estudio reveló que el BiOCl sintetizado presentaba una morfología 3D, debido al solvente utilizado (PEG200), dicha morfología presenta una mayor área superficial, lo que refleja una mayor absorción y probablemente, una mejor actividad fotocatalítica.

En el análisis elemental se observa un mayor porcentaje de oxígeno, el cual se asocia a la presencia del solvente en la muestra, lo que fue constatado también por el análisis termogravimétrico

El plano predominante (110), obtenido por XRD, sería a través del cual podrían ocurrir las interacciones durante la absorción de CO2 con BiOCl.

Agradecimientos

Trabajo realizado en el Instituto Potosino de Investigación Científica y Tecnología, respaldado por la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Facultad de Ingeniería.

A mis asesores: M. en C. Dalia Verónica Sánchez Rodríguez y el Dr. Vladimir Escobar Barrios.

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Hong-Ying Hao, Y.-Y. X.-Y. (2014). BiOCl nanostructures with different morphologies: Tunable synthesis and visible-light-driven photocatalytic properties. ScienceDirect, 1-2.

0

2000

4000

6000

0 50 100 150

Área

μV/S

Adsorption time (min)

CO2

120

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121

IMPLEMENTACIÓN DE LA NOM-18-STPS-2015 EN LA REFINERÍA ELECTROLÍTICA DE ZINC, IMMSA.

Blanco-Sandate, O.E.1, Montes-Ávila, I.2 y Vázquez-Vázquez, S.E.3.

1,2 Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava #8, Zona Universitaria Poniente C.P. 78290, San Luis Potosí, S.L.P.,

México.obedsandate@gmail.com, isidro.montes@uaslp.mx. 3Jefe de Departamento de Ecología, Refinería Electrolítica de Zinc, IMMSA.

Resumen

El Sistema Globalmente Armonizado es un sistema para estandarizar y alinear la clasificación y etiquetado de productos químicos que va dirigido a los consumidores, trabajadores, grupos de emergencia

y al público. El objetivo de este trabajo fue implementar la NOM-018-STPS-2015 del tanque de almacenamiento de Gas L.P. a partir de un modelo con el cual se sistematiza la implementación y

despliegue de la Norma ya que a partir de octubre del 2018 será obligatorio implementar el Sistema Globalmente Armonizado en todos los centros de trabajo donde se manejen sustancias químicas

peligrosas. La armonización de los sistemas de clasificación y etiquetado es un proceso que se compone de varias etapas y que, según la complejidad de los procesos industriales puede ser realmente difícil,

aunque contribuirá a mejorar la coherencia y la comprensión de la información sobre los peligros con el fin de reducir los accidentes de trabajo.

Palabras clave: Sistema Globalmente Armonizado, inventario, Hoja de Datos de Seguridad, señalética.

Introducción

La exposición a ciertos químicos peligrosos es una amenaza que enfrentan día con día los trabajadores en la actualidad ya que constantemente se producen cientos químicos y son transportados por autopistas y ferrocarriles, debido a esto, cada país creaba sus propios programas y metodologías para poder comunicar estos peligros por medio de Hojas de Datos de Seguridad (HDS) y/o pictogramas, complicando el manejo, identificación, transporte y comercialización de los productos químicos. Para solucionar estos problemas en 1980-1990, la Organización Internacional del Trabajo (OIT), adoptó:

Convenio sobre la seguridad en la utilización de productos químicos en el trabajo (C.170).

Recomendación sobre la seguridad en la utilización de los productos químicos en el trabajo (R.177).

Según estos textos, cada país debe disponer de un sistema de clasificación de los peligros y de etiquetado, con el propósito de facilitar la identificación de las propiedades de cada sustancia en cualquier centro de trabajo del mundo aplicando las normas nacionales e internacionales.

Por lo anterior, durante la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (CNUMAD) que se celebró en 1992 se dio impulso a lo que se conoce actualmente como el Sistema Globalmente Armonizado (SGA)

El acceso a la información por parte del usuario y consumidor es un derecho fundamental, y que la información facilitada mediante hojas de datos de seguridad y/o etiquetas permite a los usuarios de estos productos la identificación de los mismos, de sus peligros, así como la adopción de las medidas de seguridad apropiadas para su utilización. Por ello, la ONU creó el SGA para la Clasificación y Comunicación de peligros de Sustancias Químicas

122

cuya aplicación mejorará la protección de la salud humana y del medio ambiente a través de la facilitación de la información al usuario mediante un sistema de comunicación de peligros en el que los países miembros de la ONU tendrán un código universal para la clasificación y etiquetado de productos químicos.

En México a partir de la publicación en el Diario Oficial de la Federación (DOF) de la NOM-018-STPS-2015 será obligatorio implementar en todos los centros de trabajo donde se manejen sustancias químicas peligrosas a partir de octubre del 2018. Además, la empresa está comprometida con el bienestar y la salud de los trabajadores es por ello por lo que la implementación de dicha norma sea efectuada.

En base a la Norma Oficial Mexicana se facilitará la comprensión de los peligros que implica el manejo de sustancias peligrosas ya que se tendrá un sistema completo de comunicación de peligros a nivel mundial.

El objetivo principal de este proyecto es implementar el Sistema Globalmente Armonizado en la Refinería Electrolítica de Zinc, IMMSA del tanque de almacenamiento de Gas L.P.

Metodología Para la realización del presente proyecto fue dividido por etapas de la siguiente manera: Planeación Se consultó la bibliografía del Sistema Globalmente Armonizado de clasificación y etiquetado de productos químico denominado “Libro Morado” de las Naciones Unidas y de la NMX-R-019-SCFI-2011 para después identificar los criterios de la NOM-018-STPS-2015 con el objetivo de llevar a cabo la obtención de datos e información relevante para el cumplimiento del objetivo. Diagnóstico Se realizó el reconocimiento en la Refinería Electrolítica de Zinc, IMMSA con un formato de campo para identificar las condiciones del sitio y el levantamiento de datos. Campo A partir de la etapa 1 se creó un modelo sistematizado en Excel en el cual la implementación y el despliegue de la Norma será más sencillo. (Figura 1) Análisis de datos En base al modelo sistematizado se pudo dar inicio con la implementación de la NOM-018-STPS-2015 para el Gas L.P. actualizando:

Inventario de las sustancias químicas Hoja de Datos de Seguridad (HDS), Etiquetado Capacitación

Resultados y discusión A partir de la publicación en el Diario Oficial de la Federación (DOF) de la NOM-018-STPS-2015 las autoridades dieron un plazo de 3 años para la implementación de la Norma y será obligatorio para todos los centros de trabajo donde se manejen sustancias químicas peligrosas a partir de octubre de 2018.

123

Para el cumplimiento de la NOM-018-STPS-2015 se establecen 4 criterios:

1. Inventario Nombre de la sustancia química peligrosa No. CAS Clasificación de peligros físicos y para la salud, relacionados con sus correspondientes categorías

2. Hoja de Datos de Seguridad (HDS) Hoja de Datos de Seguridad actualizada con 16 secciones.

3. Señalética Señalización o etiquetado

4. Capacitación Capacitación y adiestramiento proporcionado a los trabajadores sobre el contenido de las HDS y de la señalización. A partir de estos 4 criterios se creó un modelo sistematizado en Excel que se representa en la Figura 1.

Figura 1. Modelo sistematizado. .

La norma clasifica sus peligros como: peligros físicos, peligros a la salud y peligros al medio ambiente como se muestran en la figura 2.

124

Figura 2. Clasificación de peligros. Cada clasificación de peligro contiene información relativa a la Norma ejemplificando la información, por ejemplo: En cuanto a señalética se tienen simplificado en tablas:

Clase de peligro Categoría de peligro Pictograma Palabra de advertencia Indicación de peligro Código de indicación de peligro

Que se muestran en la figura 3.

Figura 3. Clasificación de peligros.

A partir del modelo en Excel se actualizaron todos los puntos de la etapa 4 para el Gas L.P., dando como resultado una etiqueta que contenía: nombre de la sustancia, No. CAS, categoría de peligro, palabra de advertencia, pictograma, código H e indicación de riesgo,

125

código P y sus consejos de prudencia Figura 4. La capacitación fue proporcionada al gerente de la planta y a los superintendentes Figura 3.

Figura 4. Etiqueta de Gas L.P.

Figura 5. Capacitación proporcionada al gerente de planta y superintendentes.

Conclusiones El Sistema Globalmente Armonizado es una iniciativa mundial para promover criterios uniformes para la clasificación y etiquetado de los productos químicos que servirá para definir y comunicar los peligros físicos, para la salud y para el medio ambiente de una manera lógica y comprensiva. Otro alcance es facilitar el comercio internacional de los productos químicos cuyos peligros se hayan evaluado e identificado debidamente a nivel internacional. La armonización de los sistemas de clasificación y etiquetado es un proceso que se compone de varias etapas y que, la complejidad de la aplicación de la Norma dependerá del número de sustancias que cuente cada centro de trabajo. Uno de los problemas que enfrentarán las industrias será principalmente con los trabajadores, ya que la “costumbre” que ya se tenía con el anterior sistema de clasificación será complicada al principio. Agradecimientos Agradezco a Santa Elena Vázquez Vázquez y a Isidro Montes Ávila por el tiempo, paciencia y dedicación del mismo.

126

Bibliografía Norma Oficial Mexicana NOM-018-STPS-2015. Diario Oficial de la Federación, 9 de octubre de 2015, México. Norma Mexicana NMX-R-019-SCFI-2011. Diario Oficial de la Federación, 2011, México. Organización de las Naciones Unidas, “Sistema Globalmente Armonizado de Clasificación y Etiquetado de Productos Químicos (SGA)”, Quinta Edición revisada 2015 "Recomendaciones relativas al transporte de mercancías peligrosas" y "Manual de Pruebas y Criterios" del Consejo Económico y Social de la Organización de las Naciones Unidas (ONU) (Libro Naranja), 13a. edición, 2003.

127

PROGRAMA DE SEPARACIÓN DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS EN UNA INSTITUCIÓN EDUCATIVA

Aguilar Campillo Edna Dafne, M.C. Loza León Jéssica Grétel.

Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava #8, Zona Universitaria Poniente C.P. 78290, San Luis Potosí, S.L.P., México.

edna.aguilar3095@gmail.com , jgretelloza@yahoo.com

Resumen El presente trabajo tuvo la finalidad de conocer los residuos sólidos urbanos generados a mayor volumen en una Institución Educativa, es este caso, el papel, para implementar un programa de separación, acopio y venta de este material. Se realizó la separación adecuada durante un mes para así cuantificar el peso del papel desechado para valorizarlo como una oportunidad para su reciclaje. Se obtuvieron 279.8 kilogramos de papel con un promedio de 917 gramos por estudiante. Se designó un área dentro de la escuela en donde

se separó por tamaños para facilitar su manipulación. Se vendió a 2.20 pesos el kilogramo. Las autoridades de la escuela pretenden que sea un programa permanente, ya que el beneficio no solo es económico sino que coadyuva a la preservación de los recursos naturales: bosques, energía y agua.

Palabras clave: Residuos Sólidos Urbanos, Educación Ambiental, reciclaje Introducción Uno de los problemas ambientales que se han identificado es el manejo inadecuado de los residuos sólidos urbanos ya que tienen en común la disposición final: el relleno sanitario. Por ello es necesario la reducción y reciclaje de estos residuos. México genera al año poco más de 39 millones de toneladas de residuos sólidos, de las cuales se reciclan cerca del 14 por ciento, es decir, arriba de cinco millones de toneladas; mientras que el 70 por ciento de los residuos son dispuestos en los más de 203 rellenos sanitarios con que cuenta actualmente el país (SEMARNAT, 2004). En San Luis Potosí sólo se cuenta con uno registrado; los demás son proyectos o bien son tiradores a cielo abierto que se hacen llamar rellenos. Los Residuos Sólidos Urbanos son los generados en las casas habitación, que resultan de la eliminación de los materiales que utilizan en sus actividades domésticas, de los productos que consumen y de sus envases, embalajes o empaques; “los residuos que provienen de cualquier otra actividad dentro de establecimientos o en la vía pública que genere residuos con características domiciliarias, y los resultantes de la limpieza de las vías y lugares públicos, siempre que no sean considerados por esta Ley como residuos de otra índole” (DOF, 2003). El artículo 10 de la Ley General para la Prevención y Gestión Integral de Residuos (LGPGIR) establece que los municipios tienen a su cargo las funciones de manejo integral de residuos sólidos urbanos, que consisten en la recolección, traslado, tratamiento, y su disposición final (LGPGIR, 2006).

Según datos de la Encuesta Nacional de los Hogares (ENH) del INEGI, en el año 2014 habitaban 119,729,273 personas en la República Mexicana y, de acuerdo con el Censo Nacional de Gobiernos Municipales y Delegacionales 2015 (referido a 2014), el promedio de lo que aproximadamente se está recolectando 0.97 kg de residuos por persona al día

128

en México (INEGI, 2004). De los cuales el papel representa casi el 30 por ciento de los desechos sólidos municipales generados cada año, más que cualquier otro material (EPA, 2016). El artículo 18 de la Ley General para la Prevención y Gestión Integral de Residuos (LGPGIR) establece que los residuos sólidos urbanos podrán clasificarse en orgánicos e inorgánicos con objeto de facilitar su separación primaria y secundaria para la Prevención y la Gestión Integral de los Residuos, así como con los ordenamientos legales aplicables (LGPGIR, 2006 ).

Orgánicos: Todo desecho de origen biológico que alguna vez estuvo vivo o fue parte de un ser vivo.

Inorgánicos: Todo desecho que no es de origen biológico. En este caso el papel es un residuo inorgánico, por lo tanto es un desecho que no es de origen biológico.

La separación es muy importante ya que la mayor parte de los residuos que se desechan son reutilizables y reciclables. Si se mezclan se convierten en “basura” lo cual dificulta su aprovechamiento. Al separar los residuos por sus características se promueve su reciclaje.

Con la simple acción de separar el papel, el plástico, el vidrio y la materia orgánica: se facilita la recolección de residuos, se contribuye a reducir el espacio que ocupan los residuos sólidos en los rellenos sanitarios y tiraderos, se contribuye a alargar la vida útil de estos materiales, se colabora en la disminución de la contaminación y se ahorran recursos naturales y energía, ya que para la elaboración de papel se requieren materiales directos de la naturaleza como los árboles y el agua. Muchos de los residuos que terminan en los tiraderos o rellenos sanitarios son materiales que pueden recuperarse para su reutilización y para reciclarse.

Reciclar es la transformación de los residuos a través de distintos procesos que permiten restituir su valor económico, evitando así su disposición final, siempre y cuando esta restitución favorezca un ahorro de energía y materias primas sin perjuicio para la salud, los ecosistemas o sus elementos (LGPGIR, 2006)

Reutilización es el empleo de un material o residuo previamente usado, sin que medie un proceso de transformación (LGPGIR, 2006).

Valorización es el principio y conjunto de acciones asociadas cuyo objetivo es recuperar el valor remanente o el poder calorífico de los materiales que componen los residuos, mediante su reincorporación en procesos productivos, bajo criterios de responsabilidad compartida, manejo integral y eficiencia ambiental, tecnológica y económica (LGPGIR, 2006)

Además se encontró que el reciclaje del papel (1 tonelada) tiene múltiples beneficios, de los cuales se encuentran: (EPA, 2013)

La tala de 17 árboles de tamaño medio Ahorro de energía suficiente para alimentar el hogar de una persona promedio

durante seis meses.

129

Ahorro de 26,000 litros de agua. Ahorro de 4,100 kilowatts de electricidad Ahorre 3 metros cúbicos de espacio de vertedero. Reducir las emisiones de gases de efecto invernadero en una tonelada métrica de

carbono equivalente (MTCE). Con base a lo anterior el objetivo principal fue crear un programa para la separación de los residuos sólidos urbanos generados en una Institución Educativa atendiendo en forma particular a la reducción de la generación de estos, para valorizarlo como una oportunidad para su reciclaje.

Metodología El trabajo se realizó en la Institución Educativa Colegio José Antonio Alzate y Ramírez ubicada en Boulevard Antonio Rocha Cordero #430 Fraccionamiento El Aguaje que cuenta con los siguientes niveles Educativos: Preescolar, Primaria, Secundaria y Preparatoria con una población estudiantil de 305 estudiantes. Atendiendo en forma particular a la reducción de la generación de estos residuos para que su destino final sea el reciclaje. Se realizó un diagnóstico de los residuos sólidos urbanos generados en la institución educativa, se encontró que el mayor volumen, correspondía a papel, cartón y plástico en la clasificación de residuos inorgánicos. En cuanto a residuos orgánicos se registró materia orgánica correspondiente a desechos del almuerzo de los estudiantes. Se gestionó la obtención de los contenedores para la separación de los residuos sólidos urbanos mediante instancias estatales. Se impartió orientación y capacitación de educación ambiental a la comunidad escolar sobre cómo poner en marcha acciones para la separación adecuada de residuos sólidos urbanos. Se enseñó el uso adecuado de contenedores (orgánico e inorgánico) con el objetivo de fomentar la separación adecuada y el reciclaje buscando alternativas de recolección de los residuos sólidos urbanos valorizables. En un principio se pretendía analizar los programas analíticos de cada uno de los niveles educativos para aprovechar temas asociados a la disposición de residuos sólidos urbanos y así realizar la capacitación y orientación de educación ambiental, sin embargo, esto no fue posible pues se nos indicó que se tomaría como base la clase de ciencias en la materia de inglés a nivel primaria (tercero y cuarto). Se adaptó finalmente por realizar el proyecto con esa materia y así los niños practicarían el idioma extranjero mientras colaboraban con el proyecto. Los estudiantes que colaboraron directamente se dedicaron a hacer conciencia de la importancia de reciclar y separar los residuos sólidos urbanos de acuerdo la lección del libro Science Fusion 3 (Houghton Mifflin Harcourt), que es el texto oficial para estos estudiantes.

Resultados y discusión Si bien, el objetivo original de este proyecto era la separación de residuos sólidos, no se pudo llevar a cabo, ya que los contenedores gestionados nunca llegaron, la dirección de la escuela optó por instalar cajas de cartón en cada salón en donde se depositaba el papel y cartón que se generaba en cada salón. Se intentó recolectar otros materiales como plásticos, PET y aluminio por dos semanas, sin embargo se observó que la cantidad recolectada no era suficientemente atractiva para las autoridades escolares.

130

Los estudiantes de tercer y cuarto año de primaria impartieron la información de Educación Ambiental e invitaban a los mayores a participar. Se observó que lo anterior causaba “ternura” y los estudiantes de secundaria y preparatoria se vieron impulsados a colaborar con los pequeños del colegio y se comprometieron a colaborar con el proyecto. Los estudiantes pasaron con una bolsa de plástico por el papel separado en los contenedores (cajas) dos veces por semana a cada salón de clases, dejando el papel ya en bolsas en un salón donde se separaba y acumulaba durante el mes de su recolección; cuando se trataba de libros o libretas, se acomodaban en pilas separando libretas de libros. La recolecta duro cuatro semanas, que fue el tiempo destinado por el plantel, se recolectaron 279.8 kilogramos, es decir, un promedio 917 gr por estudiante en un mes, esta cantidad es inferior al promedio que menciona la EPA (2016) del 10 al 30% del total de RSU generados por habitante, se observó que de acuerdo a cada nivel educativo el papel recolectado varia de presentación. Se localizó un comprador cerca de las instalaciones del plantel, quien lo compro a 2.20 pesos el kilogramo. Comparado con otros lugares se decidió como la mejor opción, pues el promedio de compra varía de un peso a 2.20

Tabla 1. Resultados obtenidos de la separación de papel durante 1 mes RSU Kilogramos (kg) $ Papel 279.8 615.5

Lo anterior equivale a 4.75 árboles, 7 279.8 litros de agua, 1 147.2 kilowatts de energía eléctrica, 0.839 metros cúbicos de vertedero y se redujo las emisiones de efecto invernadero. Se observó que en nivel primaria los residuos sólidos fueron recortes de los anexos utilizados en clase; en secundaria y en preparatoria se desechó: cartulinas, libros y libretas. Suponemos que la cantidad de kilogramos obtenido puede variar de acuerdo los meses del año y los programas a cumplir por los profesores de cada materia.

Figura 2. Se muestra la cantidad de papel acumulado

Figura 1. Los alumnos recolectando papel

131

A las autoridades del plantel les pareció conveniente continuar con este proyecto de forma permanente, ya que puede ser un beneficio que aunque pequeño a lo largo del ciclo escolar puede ser atractivo. Por ejemplo si se hiciera durante un ciclo escolar completo (aproximadamente 10 meses) se recolectaría alrededor de 2 toneladas de papel y el beneficio económico aproximadamente $6,000.00.

Tabla 2. Muestra la cantidad de papel recolectado en diez meses, así como el beneficio económico que se obtendría.

Mes kg $

1 279.8 615.56

2 559.6 1231.12

3 839.4 1846.68

4 1119.2 2462.24

5 1399 3077.8

6 1678.8 3693.36

7 1958.6 4308.92

8 2238.4 4924.48

9 2518.2 5540.04

10 2798 6155.6 Además de esto considerando que en el estado de San Luis Potosí existen aproximadamente alrededor de 8,000 a 9,000 escuelas desde preescolar hasta superior, la cantidad de papel y el beneficio sería mucho mayor. Tomando como base el resultado obtenido del papel recolectado en un mes. En el ciclo escolar 2011-2012 se registraron en San Luis Potosí 364, 988 estudiantes (INEGI, 2012), solo en nivel primaria proyectando esta cantidad con el promedio de papel que recolecto cada estudiante se podría reciclar 33. 46 toneladas. Conclusiones Reciclar y revalorizar los residuos implica apreciarlos ya no como una mezcla de suciedades y desperdicios inútiles, sino como materias que pueden tener otro uso o formar parte de un nuevo proceso de producción. La aplicación correcta de proyectos de este tipo podría generar hasta 300 gramos de papel- cartón por cada estudiante diarios. Esta visión se hace más que nunca necesaria para atajar algunos problemas ambientales, como el agotamiento de los sitios de disposición final o basureros, agotamiento de recursos naturales y contaminación. Al mismo tiempo, resulta una oportunidad para desarrollar actividades económicas favorables para el medio ambiente.

El implementar un programa en una institución representa retos, cadena de mando, y toma de decisiones que como Ingenieros Ambientales debemos estar preparados pues conlleva elementos sociales, económicos y ambientales.

Recomendaciones Proyectarlo a 3 o 4 meses para supervisar la variabilidad en cuestión de la cantidad de papel recolectado.

132

La motivación principal no sea beneficio económico sino una verdadera importancia por el medio ambiente.

Realizar un estudio similar en escuelas de diferente nivel socioeconómico para comparar la cantidad de papel recolectada.

Tratar de extender el proyecto hacia otras instituciones educativas, un ejemplo claro seria simplemente donde estudiamos en la Facultad de Ingeniería de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí.

Agradecimientos UASLP-Universidad Autónoma de San Luis Potosí Facultad de Ingeniería -UASLP Colegio José Antonio Alzate y Ramírez Lic. Gabriela Saldierna Valdez M.C. Loza León Jessica Gretel I.Q. Moreno Huerta Guillermo Lic. Juan Ramón Ramírez

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SEDESOL- Secretaria de Desarrollo Social. Actualizada 2016. Fecha de consulta: noviembre 2017] Disponible en: https://www.gob.mx/sedesol

SEGAM- Secretaria de Ecologia y Gestion Ambiental. Actualizada 09 mayo 2016 [Fecha de Consulta: noviembre 2017] Disponible en: http://www.segam.gob.mx/

SEGE – Secretaria de Educación de Gobierno del Estado. Actualizada noviembre 2017 [Fecha de Consulta: noviembre 2017] Disponible en: http://www.seslp.gob.mx/, http://www.cpte.gob.mx/sege/transparencia/2013/files/18/5/cifraseducativas1.pdf

SEMARNAT- Secretaria de Medio Ambiente y Recursos Naturales. Actualizada mayo 2017 [Fecha de Consulta: noviembre 2017] Disponible en: https://www.gob.mx/semarnat

SEP – Secretaria de Educación Pública. Actualizada 08 noviembre 2017 [Fecha de Consulta: noviembre 2017] Disponible en: https://www.gob.mx/sep

134

REDUCCIÓN DE CROMO (VI) A Cr (III) DE UN AGUA RESIDUAL SINTÉTICA Y SU PRECIPITACIÓN COMO HIDRÓXIDO METÁLICO A

PARTIR DE UNA BIOPELÍCULA ANAEROBIA

H. G. Cisneros-Ontiveros1, M. Gallegos-García2, D. González-Saucedo3

1Alumna Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería Autónoma de San Luis Potosí (hilda.cisneros95@gmail.com).2Profesor Investigador de tiempo completo, Centro de

Investigación y Estudios de Posgrado de Ingeniería Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Manuel #8. Zona Universitaria Poniente, San Luis Potosí, S. L. P., México

(Marisol.gallegos@uaslp.mx).3Alumno Posgrado Tecnologías y Gestión del agua, Centro de Investigación y Estudios de Posgrado de Ingeniería Universidad Autónoma

de San Luis Potosí, Av. Manuel #8. Zona Universitaria Poniente, San Luis Potosí, S. L. P., México (daniel.gonzalez.saucedo@gmail.com)

Resumen

En este trabajo se evaluó el efecto tóxico en una biopelícula metanogénica expuesta a diferentes concentraciones de Cromo y la reducción de cromo hexavalente (Cr6+) a cromo

trivalente (Cr3+). Para ello se midió la actividad metanogénica específica mediante pruebas en lote a concentraciones de 20 a 500 ppm de Cr6+. Los resultados obtenidos mostraron que la

biopelícula presentó resistencia al cromo hasta concentraciones de 500 ppm de Cr6+. Al finalizar la actividad las botellas presentaron condiciones reductoras de potencial menores al -

100mV, con lo cual es posible reducir la Cr6+ a Cr3+; la caracterización mineralógica por microscopía electrónica de barrido realizada al residuo recuperado confirmó la presencia de Hidróxido de Cromo. Se obtuvieron eficiencias de remoción de Cr6+ alrededor del 70% y la

máxima remoción de materia orgánica (DQO) fue de 95%.

Palabras clave: AME (Actividad Metanogénica Específica), Bacterias Metanogénicas, Reactor LFI, ORP (Potencial Óxido-Reducción), Microscopia Electrónica de Barrido (MEB).

Introducción

El uso del Cromo en la industria es común y de gran importancia para llevar a cabo procesos de curtimiento de pieles, recubrimiento de partes automotrices, pintura eléctrica, minero metalúrgico y la fabricación de colorantes y pigmentos entro otros que se utilizan en la vida diaria. Al intensificar el uso de este elemento es natural que existan desperdicios que llegan a entrar en contacto con efluentes de agua de la misma industria principalmente en forma de Cromo metálico, Cromo(III) y Cromo(VI) este último siendo más toxico y perjudicial para la vida debido a su alta movilidad y solubilidad (Contreras et al., 2011; Ramesh y Riyazuddin, 2010).

El cromo es un metal de transición localizado en el grupo VI-B de la Tabla Periódica. Aunque puede existir en varios estados de oxidación, las formas más comunes y estables en el ambiente son el Cr trivalente Cr(III) y el Cr hexavalente Cr(VI), las cuales poseen propiedades químicas distintas. El Cr(VI), considerado la forma más tóxica del cromo, se encuentra usualmente asociado al oxígeno en forma de cromatos (CrO4 2- ) y dicromatos (Cr2O7 2- ), que debido a su gran solubilidad son altamente móviles en el suelo y en

135

ambientes acuáticos. Por otra parte, el Cr(III) se encuentra en forma de óxidos, hidróxidos o sulfatos poco solubles, por lo cual es mucho menos móvil, y existe unido a materia orgánica en el suelo y en ambientes acuáticos (Palmer y Wittbrodt, 1991). El Cr(VI) es un fuerte agente oxidante y en presencia de materia orgánica es reducido a Cr(III); esta transformación es más rápida en ambientes ácidos (McGrath y Smith, 1990). Sin embargo, niveles elevados de Cr(VI) pueden sobrepasar la capacidad reductora del ambiente y puede así persistir como un contaminante.

Los efectos biológicos del Cromo dependen de su estado de oxidación. El Cr(VI) es considerado la forma más tóxica del metal, debido a que atraviesa fácilmente las membranas biológicas y puede ser transportado activamente al interior de las células por medio del transportador de sulfato (Borst-Pauwels, 1981). El Cr(VI) es altamente tóxico para todas las formas de vida, siendo mutagénico y carcinogénico en animales y mutagénico en bacterias (Losi et al., 1994).

El Límite Máximo Permisible (LMP) en agua para uso y consumo humano para Cr total se ha establecido por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA, por sus siglas en inglés) con valor igual a 50µg/L (Anbia y Mohammadi, 2011) al igual que en México de acuerdo con la NOM-127-SSAI-1994. De acuerdo con la USEPA, el LMP para Cr6+ en agua de uso y consumo es de 50µg/L. (Srivastava et. al., 2010).

Para el agua que será reutilizada o descargada en aguas superficiales, la EPA ha establecido un LMP establecido para Cr total de 100µg/L (Anbia y Mohammadi, 2011). En México, la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) en su norma NOM-001-SSAI-1996 establece el límite máximo permisible para Cr total en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, con valores de entre 500-1,500µg/L.

Para descargas de Cr(VI) en aguas superficiales, la USEPA ha establecido un LMP de 100µg/L (Jain et. al., 2010) y en México la NOM-071-ECOL-1994 ha determinado un rango de valores entre 100 y 200µg/L.

Las interacciones metal-microbiana son altamente estudiadas en el campo de la biotecnología debido a su eficiencia y bajo costo para la industria, esto para lograr la remoción, eliminación y recuperación de metales, esto se puede lograr mediante procesos aerobios y anaerobios lo que en este caso será un proceso anaerobio (Montalvo et. al. 2010; Speece et. al., 1996).

Los microorganismos normalmente llevan a cabo reacciones de óxido-reducción como parte de sus procesos metabólicos (Ec. 1). La mayoría de los estudios han sido enfocados en la reducción del Cromo metabólicamente en presencia de grandes cantidades de donadores de electrones. Las bacterias pueden reducir el Cr6+ enzimáticamente por ambas rutas; aeróbica y anaerobia. Bajo condiciones anaeróbicas la reducción bilógica es lenta funciona, como último receptor de electrones en la ruta de respiración a través de la membrana, transportándose al interior convirtiéndose en energía para el crecimiento y mantenimiento de la célula. En condiciones aerobias la concentración de oxígeno en el sistema es el factor principal que influye para la eficiencia de reducción, seguido del pH entre otros. Los microorganismos están siempre presentes en el ambiente. Su papel en la reducción del cromo está siendo todavía definida por los investigadores.

136

(Ec. 1)

(Ec. 2) + 3 → ( ) ↓ (Ec. 3)

En la Figura 1. muestra un diagrama de estabilidad para el sistema Cromo-agua. A pH entre 7 y 7.5, al cual se operó el reactor en lote y RLFI en este proyecto, y condiciones reductoras de ORP (<0mV) es posible reducir el Cromo es E°Cr6+ / Cr3+ =1.33V (Chang, 2002) una vez reducida puede recuperarse en su forma precipitada (Ec. 3) en el fondo de dichos reactores utilizados en este experimento.

Figura 1. Diagrama de Pourbaix de cromo en solución acuosa (Eh-pH); T= 25°C; P=1atm.

El objetivo de este trabajo es evaluar la reducción de Cromo (VI) a Cromo (III) de un agua residual sintética y su precipitación como hidróxido metálico a partir de una biopelícula de bacterias anaerobias en pruebas en lote. Con la finalidad de desarrollar un proceso económicamente viable y disminuir los niveles tóxicos al medio ambiente.

Metodología

Durante 3 meses se llevó a cabo la formación de Biopelícula anaerobia en el Reactor de Lecho Fluidificado Inverso (RLFI) a partir de un inoculo de un lodo granular de 10mL de origen metanogénico de la planta de aguas residuales Ricolino en medio de cultivo y 200mL de soporte (polietileno de baja densidad) alimentado con 1g DQO L-1d-1, ajustado a un pH de 7-7.5. Monitoreando diario el ORP y pH en el afluente y efluente del reactor LFI (ver figura 2).

Se determinó la Demanda Química de Oxígeno (APHA,1998; Boyles, 1997; NMX-030-2001) del afluente y efluente cada tercer día, y se graficó el porcentaje de remoción de

+ → ++ 3 →

137

DQO con respecto al tiempo, además se determinó la alcalinidad (APHA, 1998; D. Skoog, 2008) del efluente cada tercer día.

Figura 2. Reactor de Lecho Fluidificado Inverso (RLFI).

Se llevaron 3mL de soporte con biopelícula previamente formada en el RLFI a botellas serológicas de 60 ml por quintuplicado a diferentes concentraciones de Cromo hexavalente (20, 50, 100, 150, 200, 250, 300, 500, partes por millón), se agregó 1g de DQO (etanol como sustrato) para cada botella, medio mineral y se mantuvieron en incubación a 30°C con agitación a 120 rpm. Se siguió la cinética microbiana de cada concentración (ver figura 3).

Figura 3. Botellas serológicas de 60ml a diferentes concentraciones de Cr6+ (20-500ppm) por quintuplicado más 1 botella de control con sustrato y sin metal.

La actividad microbiana se determinó mediante el análisis cuantitativo de la Actividad Metanogénica Específica (AME) (Aquino, 2007).

138

Se siguió con una medición diaria de ORP y pH para una botella de cada concentración durante la cinética con exposición al metal.

Al inicio y diario, durante la cinética microbiana se determinó la Demanda Química de Oxigeno mediante el método de colorimétrico de flujo cerrado a cada concentración de metal.

Al inicio y al final de la cinética con exposición al metal se determinó la cantidad de Cromo (VI) mediante el método colorimétrico de la Difenilcarbazida (NMX-044-2001) y el Cromo Total mediante el método de Adsorción Atómica (IPICYT, 2017) al lote de concentraciones.

Al final se extrajo el precipitado del medio de cultivo de las botellas serológicas enumeradas 3 de todas las concentraciones y se llevaron a cabo el método de Adsorción atómica y Microscopia Electrónica de Barrido para cuantificar y caracterizar la presencia de cromo precipitado.

Al término de la cinética se llevó a cabo un análisis de Solidos Suspendidos Totales (APHA, 1998) en las botellas enumeradas 2 de todas las concentraciones.

Resultados y Discusión.

Pruebas de lote

Durante 21 días se siguió una cinética microbiana con 8 concentraciones de Cr (VI) cada una por quintuplicado (20, 50, 100, 150, 200, 250, 300, 500, parte por millón), además de una botella blanco (con sustrato sin metal).

Figura 4. Gráfico de mL producidos acumulados de metano con exposición al metal con respecto al tiempo

En la figura 4 se presentan los resultados sobre la AME de la BM expuesta a diferentes concentraciones de Cr (VI), donde se puede observar que durante las primeras horas de la actividad las botellas con mayor concentración de cromo fueron las primeras en producir metano y las botellas con menor concentración de Cr(VI) e incluyendo la botella sin metal tardaron 48 horas en producir metano. Lo que indica que lo microorganismos tomaron al metal como una nutriente aumentando su actividad metabólica (Ram et. al.), ya que al aumentando la concentración de Cr(VI) va aumentando la producción de metano

0123456789

10

0 100 200 300 400 500 600

mL

CH4

Tiempo (h)

Producción de Metano de la BM con exposición de Cr(VI)

20ppm

50ppm

100ppm

150ppm

200ppm

250ppm

300ppm

500ppm

Blanco

139

comparada con la biopelícula sin metal. La eficiencia de remoción de DQO se mantuvo por arriba de un 80% en todos los ensayos lo que confirma que el metal no causo ningún efecto adverso sobre los microorganismos (ver Tabla 1).

Los resultados al finalizar los 21 días de la cinética microbiana del medio de cultivo extraído de cada botella serológica sometido a la determinación de cromo total por el método de Espectroscopia Adsorción Atómica y la determinación de Cr(VI) por el método colorimétrico de Difenilcarbazida se obtuvieron las concentraciones de Cr(III) por diferencia de valores del precipitado y residual en la solución arrojando la siguiente tabla.

Tabla 1. Tabla de porcentaje de Cromo hexavalente reducido

Concentración de Cr(VI)

(ppm)

Concentración de Cr(VI) real inicial (ppm)

Concentración de Cr(VI)

final (ppm)

Concentración de Cr(III)

final (ppm)

Concentración de Cr(III) del precipitado recuperado

(ppm)

Cr(VI) removido

(%)

Remoción de DQO

(%)

pH final

20 2.96 0 0.44 0.16 100 79.2 7.25

50 11.93 0 1.09 1.59 100 85.32 7.22

100 91.99 33.15 25.79 2.58 63.95 80.38 7.29

150 162.39 65.30 24.72 3.99 59.78 88.68 7.44

200 190.08 70.71 52.94 4.05 62.79 83.61 7.49

250 208.84 89.01 69.20 12.49 57.37 95.07 7.48

300 245.12 156.22 104.11 32.9 36.26 83.24 7.56

500 448.17 235.56 119.30 29.09 47.43 89.04 7.64

En la Figura 5 se presenta la reducción del ORP con respecto al tiempo por la acción de la BM, donde se observan valores negativos de ORP en las concentraciones de 20, 50 y 100ppm, lo cual nos indica que es posible reducir el Cr(VI) a Cr(III) durante las primeras horas de la cinética ya que la literatura reporta que la reducción del Cr(VI) se lleva acabo a un valor de + 1.33 V [14] , lo que permitió la reducción del metal en las demás pruebas donde el ORP se mantuvo alrededor de los 100 mV. La reducción del metal fue corroborada con los resultados del análisis por absorción atómica ver Tabla1.

140

Figura 5. Comportamiento del ORP por botella con respecto al tiempo

En la figura 6 se muestra el análisis del precipitado recuperado de cada botella por MEB. En la micrografía se aprecian partículas de color blanco del precipitado metálico. El análisis por EDAX que nos confirma la presencia de Cr, O en el precipitado lo que nos confirma la formación de un Cr(OH)3 con los OH- del medio.

Figura 6. Micrografía y microanalisis del residuo recuperado de las pruebas en lote con biopelicula anaerobia mediante MEB-EDAX.

Al finalizar la AME, el medio se sustituyó por un medio fresco sin metal para evaluar la recuperación la BM. La Figura 7 muestra que las botellas de 50 a 500 ppm Cr(VI) demostraron un comportamiento de dependencia al Cr(VI), debido a que se recuperaron después de las 450 horas de la cinética comparada con la figura 4 comprueba la estimulación a la Actividad metabólica con el Cr(VI) que se obtuvo en ese mismo tiempo.

141

Figura 4. Actividad Metanogénica Especifica de la biopelícula sin metal para evaluar su recuperación.

Conclusiones

El resultado de las pruebas en lote de la Biopelícula Anaerobia demuestra la capacidad de las bacterias metanogénicas para disminuir el ORP por debajo de los 1.33V donde se reduce el Cr(VI) a Cr(III), lo que representa una reducción de Cr(VI) a Cr(III) precipitándolo como un Cr(OH)3 con los hidroxilos (OH-) presentes en el medio.

La eficiencia de reducción de Cr(VI) a Cr(III) entre 30-100%. La eficiencia de remoción de DQO fue alrededor de 85% en promedio demostrando la actividad de la Biopelícula Anaerobia en las reacciones Redox para la donación de electrones. Se confirma la presencia de Hidróxido de Cromo precipitado en el sedimento identificado con el método MEB. La recuperación de las bacterias metanogénicas fue positiva el cual se concluye que el metal no causo un efecto adverso a la biopelícula anaerobia.

Se puede concluir que la utilización de la biopelícula anaerobia es un proceso económicamente viable para la reducción de Cr(VI) en efluentes que contengan dicho metal y la reutilización del agua, al tener valores aceptables para el ambiente.

Agradecimientos

Universidad Autónoma de San Luis Potosí, UASLP

Laboratorio de Ciencias Ambientales LCA

Dra. Marisol Gallegos García

Al Técnico del LCA, Nicolás Miranda.

Al Alumno de Maestría: Daniel González Saucedo

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

12.00

14.00

0 100 200 300 400 500 600 700 800

CH4

(mL)

Tiempo (h)

Producción de Metano sin presencia de Cr(VI)

20ppm

50ppm

100ppm

150ppm

200ppm

250ppm

300ppm

500ppm

142

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143

DISEÑO E IMPLEMENTACIÓN DEL PROGRAMA DE IDENTIFICACIÓN, MUESTREO Y REPORTE DE LAS FUENTES FIJAS DE EMISIÓN EN

GOODYEAR SLP Martinez Meraz Carolina 1 Sus Hernandez Martha Cristina 2 Saldaña Ramírez Fabiola 3

1 Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Dr. Manuel Nava #8 Zona Universitaria Poniente C. P. 78290. San Luis Potosí, S.L.P., México.

caaro.meraz@gmail.com 2 Departamento de EHS, Goodyear- SLP, Avenida Principal #1100, Parque Logístico,

C.P. 78395. San Luis Potosi, S.L.P., México 78395 martha_sus@goodyear.com 3 Departamento de EHS, Goodyear- SLP, Avenida Principal #1100, Parque Logístico, C.P. 78395. San Luis Potosi, S.L.P., México 78395 fabiola_saldana@goodyear.com

Resumen

La calidad del aire es un tema de interés para todos los pobladores de una zona urbana, en la ciudad de San Luis Potosi, la calidad del aire ha ido decayendo, esto gracias al crecimiento exponencial de la zona

industrial de la ciudad, y el incremento de la población en la zona urbana, cada empresa debe cumplir con lo establecido en la normativa para poder controlar y mejorar la calidad del aire en nuestra zona urbana.

Goodyear-SLP una empresa de reciente instalación en la zona industrial de San Luis Potosi, esta empresa está dedicada a la fabricación de neumáticos, debido a su reciente instalación no contaba con ningún

inventario de fuentes fijas y debía de realizarlo para cumplir con la normativa aplicable. Dentro de este proyecto se identificaron 88 fuentes fijas las cuales son alimentadas en su totalidad de Gas Natural, de las 88 encontradas solamente 9 deberán ser sometidas a monitoreo semestral de acuerdo a lo presentado en

este proyecto.

Palabras clave: Capacidad térmica nominal, combustión de calentamiento indirecto, Gas Natural y niveles máximos permisibles. Introducción La contaminación del aire es el resultado de la suma de las aportaciones de miles de fuentes que incluyen principalmente a las industrias, vehículos automotores, entre algunos otros. Para conocer la contribución de cada categoría incluida, en términos de emisiones de diferentes contaminantes, es necesario contar con inventarios detallados de cada una de estas fuentes, para poder así hacer frente a la problemática de contaminación de aire en un área. La problemática de los niveles de contaminación del aire en la ciudad de San Luis Potosi se ha ido agravando rápidamente ya que la zona industrial de la ciudad y de municipios aledaños ha ido creciendo, el ritmo de crecimiento poblacional es el mismo para zona conurbada de SLP-SDGS. Es por esto que es necesario que la población de esta zona cuente con una calidad de aire por debajo de los valores límite, para así evitar el incremento de enfermedades respiratorias en la zona. Goodyear- SLP es una empresa de reciente instalación en la Zona Industrial de San Luis Potosi, el giro de la empresa es la fabricación de diferentes tipos de neumáticos de tipo automotriz, la planta cuenta con una gran extensión en su proceso, así como la capacidad

144

de generar emisiones a la atmosfera durante este. La empresa cuenta con políticas ambientales internas que son necesarias cumplirlas, así como su obligación de cumplir con la legislación aplicable del estado de San Luis Potosi, y la legislación federal mexicana. Dentro de la empresa solo se cuenta con puntos de emisión provenientes de la calefacción de edificios y la calefacción de materiales como son: agua, aceites, lubricantes y producción de vapor. De acuerdo a la NOM-085-SEMARNAT-2011Contaminación atmosférica-Niveles máximos permisibles de emisión de los equipos de combustión de calentamiento indirecto y su medición. Es necesario la verificación de algunas características propias del proceso, como son el tipo de combustible utilizado, la capacidad térmica del equipo, el tiempo de uso, y los resultados de los muestreos para: partículas, monóxido de carbono (CO), bióxido de azufre (SO2) y óxidos de nitrógeno (NOx). La norma nos indica que en los siguientes casos no aplica el monitoreo de las fuentes fijas: Equipos con capacidad térmica nominal menor a 530 Megajoules por hora. Equipos domésticos de calefacción y calentamiento de agua, turbinas de gas, equipos auxiliares y equipos de relevo. Equipo que utilicen bioenergéticos. Metodología El proyecto se llevó a cabo dentro de las instalaciones de Goodyear SLP, empresa situada en Avenida Principal #1100, Parque Logístico, San Luis Potosi, S.L.P. Dentro de la realización del proyecto se conto con la participación de personal con una alta experiencia en los procesos productivos en las diferentes áreas de la planta. La primera parte del proyecto fue la identificación de comprensión del proceso productivo de la empresa. Posteriormente se inició con la identificación de los equipos que generaban emisiones a la atmosfera y cuál era su función dentro del proceso. Donde pudimos obtener un listado de los equipos que contaban con chimeneas o equipos en techo y la descripción de su funcionamiento y sus capacidades térmicas, así como el combustible utilizado, y la frecuencia de uso.

Figura 1. Planta Goodyear-SLP, San Luis Potosí, México.

145

Posteriormente se realizaron los inventarios de equipos y chimeneas en el techo de la planta, donde se obtuvo el número de equipos encontrados en ese espacio. Teniendo los listados iniciales se realizó un estudio de las corrientes y la identificación de las fuentes de emisión.

De acuerdo a las características de cada uno de los equipos encontrados, pudimos continuar con la aplicación de la legislación correspondiente a cada equipo, para así tomar la decisión del método de muestreo que íbamos a aplicar en cada equipo que cumpliera con las especificaciones de la NOM -085-SEMARNAT 2011. Se procedió con la caracterización física de cada equipo encontrado, en esta caracterización se crearon etiquetas con claves e información necesaria para poder identificar rápidamente los equipos y la parte del proceso a la que corresponden, también se identificó el tipo de muestreo y la frecuencia con la que se lleva a cabo el monitoreo en el equipo en caso de ser necesario.

La definición de la matriz de muestreo se llevó a acabo de acuerdo a la NOM -085-SEMARNAT-2011, conforme la Tabla 3. Método y frecuencia de medición para la verificación del cumplimiento para la frecuencia de la toma de muestras en nuestras fuentes fijas. Para el método de medición tomamos como base la información encontrada en la Tabla 4. Métodos de medición. También se tomó en cuenta la NMX-AA-035-1976 DETERMINACION DE BIOXIDO DE CARBONO, MONOXIDO DE CARBONO Y OXIGENO EN LOS GASES DE COMBUSTION, para la toma de decisión del método a utilizar. Esta Norma Mexicana detalla el procedimiento de cada método que es recomendado a seguir en la NOM-085-SEMARNAT-2011.

Figura 3. Formato de etiquetas con información necesaria.

Figura 2. Realización de inventarios e identificación de equipos en techo de la planta.

146

Partículas, Bióxido de Oxidos de Monóxido de carbono,

mg/m³ azufre, ppmV nitrógeno, ppmV ppmV

NMX-AA-114-1991 NMX-AA-010-2001Factores de emision, analisis en chimenea o analisis quimico del

combustible

NOM-098-SEMARNAT, Anexo 2 o Método 7e USEPA

NMX-AA-035-1976 o Infrarrojo no dispersivo o celda electro-química

Mayor de 0.53 a

5.3 (Mayor de 15

a 150 CC) Gaseoso Anual NA NA NA Anual

Mayor de 5.3 a

42.4 (Mayor de

150 a 1 200 CC)

Gaseoso NA NA NA Anual Anual

Mayor de 42.4 a

106 (Mayor de 1

200 a 3 000 CC)

Gaseoso NA NA NA Anual Anual

Mayor de 106 a

Sólidos y Semestral o

530 (Mayor de 3

Líquidos determinación de O2

000 a 15 000 CC)

Gaseoso NA NA NA Semestral

Mayor de 530 ( mas de

15000CC)

Sólidos y Liquidos

Equipos de530 a

1,000 GJ/h,SemestralEquiposNuevos

mayores a1,000 GJ/hOpacidadSemestral

Semestral

Equipos de 530 a 1,000 GJ/h, Semestral con Factores de emisión.Equipos nuevos mayores a 1,000

GJ/h, queusen combustible con más de 1% S:

SMCE paraSO2, opacidad y O2, Semestral

con Análisis en chimenea con NMX-AA-055-

1979

Semestral Equipos mayores de 1000 GJ/h deberán medir

Con SMCE en ZVM, ZMG y ZMMSemestral

Gaseoso NA NA NA NA NA

HUMO como indicador de particulas

CAPACIDAD TERMICA NOMINAL

DEL EQUIPO

TIPO DE COMBUSTIBL

E

NA Semestral Semestral Semestral

Líquidos NA Anual Anual Anual Anual

Líquidos NA Anual Anual Anual Anual

Líquidos Anual NA Anual NA Anual

Resultados y Discusión Comprensión del proceso productivo La planta de Goodyear- SLP cuenta con 22 áreas productivas, de este número de áreas pudimos identificar que 18 de ellas cuenta con equipo que generan emisiones a la atmosfera. Pudimos concluir que 81% de la planta cuenta con estos equipos. Listado de identificación de equipos reportables De las 18 áreas que cuentan con equipos que cuentan con equipos que generan emisiones al atmosfera pudimos identificar 88 equipos que con base a la NOM-085-SEMARNAT-2011 cumplen con la característica de ser alimentados con combustibles fósiles. De los 88 equipos identificados 87 de estos equipos son alimentados por Gas Natural (Combustible Fósil) y 1 de los equipos es alimentado con Diesel (Combustible Fósil).

Tabla 1. Tabla 3. Método y frecuencia de medición para la verificación del cumplimiento

147

Capacidad Termica

Unidadh/d

horas al dia

d/s dias de

la semana

s/asemanas por año

Cantidad Tipo

1Boiler HW B90-1 4200 MJ/h 24 7 52 1 Incineración Caldera Gas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

2 Boiler 1 525 MJ/h 16 7 52 1Incineración Flama

abiertaGas Natural NO N/A N/A

3 Boiler 2 525 MJ/h 16 7 52 1Incineración Flama

abierta Gas Natural NO N/A N/A

4Caldera B31-1 hasta

Caldera B3-510552.5 MJ/h 24 7 52 5 Economizador Gas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

9

Bomba de calor HP1A- 1 hasta Bomba de calor

HP1A- 2

157.5 MJ/h 24 7 52 2 Condensación Gas Natural NO N/A N/A

12Calefacción HV1A-01 hasta HV1A-02

1136.1 MJ/h 24 7 52 2Incineración Flama

abiertaGas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

13Calefactor DHU 1ª 1150.8 MJ/h 24 7 52 1

Incineración Flama abierta

Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3 lecturas

en 1 hora de CO y O2Semestral

14HV1A-1 hasta HV1-

31136.1 MJ/h 12 7 12 3

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

17HV1B-1 hasta HV1B-

61207.5 MJ/h 12 7 12 6

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

23HV1C-1 hasta HV1C-

62186.1 MJ/h 12 7 12 6

Incineración Flama abierta

Gas Natural NO N/A N/A

29HV1D-1 hasta

HV1D-21927.8 MJ/h 12 7 12 6

Incineración Flama abierta

Gas Natural NO N/A N/A

31HV1E-1 hasta HV1E-

12835.8 MJ/h 12 7 12 12

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

43HV1F-1 hasta HV1F-

22299.5 MJ/h 12 7 12 2

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

45 HV3-1 hasta HV3-3 2453.85 MJ/h 12 7 12 3Incineración Flama

abiertaGas Natural NO N/A N/A

48 HV4-1 hasta HV4-3 139.65 MJ/h 12 7 12 3Incineración Flama

abierta Gas Natural NO N/A N/A

51Calefactor oficina

HV50-3525 MJ/h 12 7 12 1

Incineración Flama abierta

Gas Natural NO N/A N/A

52GUH3A-1 hasta

GUH3A-7131.25 MJ/h 12 7 12 7

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

59GUH4-1 hasta GUH4-

8174.6 MJ/h 12 7 12 8

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

67GUH31-1 hasta

GUH31-4157.5 MJ/h 12 7 12 4

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

71GUH40-1 hasta

GUH40-8420 MJ/h 12 7 12 8

Incineración Flama abierta Gas Natural NO N/A N/A

79 GUH60-1 63 MJ/h 12 7 12 1Incineración Flama

abierta Gas Natural NO N/A N/A

80 GUH-90-5 63 MJ/h 12 7 12 1Incineración Flama

abierta Gas Natural NO N/A N/A

81 Mixer 1 NA NA 24 7 52 1 Cartuchos Gas Natural NO N/A N/A

82 Mixer 2 NA NA 24 7 52 1 Cartuchos Gas Natural NO N/A N/A

83 Mixer 3 NA NA 24 7 52 1 Cartuchos Gas Natural NO N/A N/A

84 FW Calender 1 NA NA 24 7 52 1 Ciclones Gas Natural NO N/A N/A

85 FW Calender 2 NA NA 24 7 52 1 Ciclones Gas Natural NO N/A N/A

86 Roller Head NA NA 24 7 52 1 Ciclones Gas Natural NO N/A N/A

87 Extrusora NA NA 24 7 52 1 Ciclones Gas Natural NO N/A N/A

88Bomba de Sistema

Contra Incendio500 Litros 0.25 1 52 1 Absorción Disel NO N/A N/A

Aplica Muestro

Tipo de muestreo Frecuencia

de Muestreo

Número Nombre de

identificacion

EspecificacionesTécnicas

Frecuencia de Operación Tipo de Funcionamiento

Tipo de compustible

Tabla 2. Listado de identificación de equipos reportables. Todos los equipos cuentan con una capacidad térmica específica, aunque encontramos equipos que son exactamente iguales en distintas áreas de la planta. Estos equipos deben ser reportados como unidad en los trámites ambientales correspondientes. Identificación física de los equipos en techo. Cada equipo cuenta con su etiqueta de identificación física y están relacionados con el listado de identificación, cada etiqueta cuenta con la información necesaria de acuerdo al equipo. La imagen 4 muestra la información que cada una de las etiquetas contiene:

148

Figura 4. Información contenida en etiquetas de identificación.

Algunos de los ejemplos de la identificación de los equipos en techo son los siguientes:

Figura 5. Identificación de Calderas B31-3 y B31-5

Figura 6. Identificación de Boiler GUH90-1

149

Aplicación de la legislación De acuerdo a la NOM- 085-SEMARNAT-2011 solamente 9 de los equipos encontrados tendrán que ser sujetos a muestreo y monitoreo, ya que estos sobrepasan los 530 MJ/h y se encuentran en funcionamiento 24 horas 7 días de la semana por 52 semanas (todo el año), es por esto que esto 9 equipos requieren la implementación de los puertos de muestreo y el monitoreo semestral

Definición de la matriz de muestreo De acuerdo a la información obtenida de la tabla 3 y 4 de la NOM-085-SEMARNAT-2011 el tipo de muestreo que es necesario realizar en estos equipos corresponde a la NMX-AA-035-1976 "DETERMINACION DE BIOXIDO DE CARBONO, MONOXIDO DE CARBONO Y OXIGENO EN LOS GASES DE COMBUSTION". Esta Norma Mexicana indica los procedimientos del muestro para el CO2, O2 y CO. La matriz de muestreo propuesta para los 9 equipos que serán sometidos a monitoreo semestral es la siguiente

Tabla 3. Equipos con aplicación de monitoreo y muestreo

Capacidad Termica

Unidadh/d

horas al dia

d/s dias de la semana

s/asemanas por año

Cantidad Tipo

1 Boiler HW B90-1 4200 MJ/h 24 7 52 1Incineración

CalderaGas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO

y O2Semestral

4 Caldera B31-1 10552.5 MJ/h 24 7 52 1 Economizador Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3

lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

5 Caldera B3-2 10552.5 MJ/h 24 7 52 1 Economizador Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3

lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

6 Caldera B3-3 10552.5 MJ/h 24 7 52 1 Economizador Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3

lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

7 Caldera B3-4 10552.5 MJ/h 24 7 52 1 Economizador Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3

lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

8 Caldera B3-5 10552.5 MJ/h 24 7 52 1 Economizador Gas Natural SI Orsat: Prom. de 3

lecturas en 1 hora de CO y O2

Semestral

11 Calefacción HV1A-01 1136.1 MJ/h 24 7 52 1Incineración

Flama abiertaGas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO

y O2Semestral

12 Calefacción HV1A-02 1136.1 MJ/h 24 7 52 1Incineración

Flama abiertaGas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO

y O2Semestral

13 Calefactor DHU 1ª 1150.8 MJ/h 24 7 52 1Incineración

Flama abiertaGas Natural SI

Orsat: Prom. de 3 lecturas en 1 hora de CO

y O2Semestral

Frecuencia de Operación Tipo de

Funcionamiento Tipo de

compustible

Aplica Muestr

o Tipo de muestreo

Frecuencia de Muestreo

Número Nombre de

identificacion

EspecificacionesTécnicas

150

La matriz de muestreo se desarrolló de acuerdo a la fecha de inicio de operación de cada equipo. La planta de Goodyear-SLP se encuentra en una etapa de arranque, así que podemos encontrar equipos que aún no han sido encendidos ya que la producción un no requiere de estos equipos. El muestro deberá ser realizado semestralmente. El monitoreo se llevará a cabo por la empresa Bufete Químico SA de CV, la cual cuenta con la acreditación de EMA y sigue las metodologías requeridas por la normatividad mexicana. Conclusiones De acuerdo a la información obtenida, en la empresa de Goodyear-SLP, se identificaron 88 fuentes fijas en el techo de la planta, de estas 88 fuentes fijas es necesario monitorear 9 fuentes fijas de manera semestral, el monitoreo se llevará a cabo los meses de enero y julio, siguiendo el método establecido por la NMX-AA-035-1976. Recomendaciones Es importante mantener vigilados los equipos que están encendidos solamente por 12 horas 7 días de la semana y 12 semanas por año, ya que algunos de ellos sobrepasan el límite de 530 MJ/h que establece la NOM-085-SEMARNAT-2011, y si por alguna razón es necesario mantenerlos encendidos durante más de 6 meses, estos equipos se convertirán en una fuente fija, las cuales necesitarán monitoreo anual. En caso de alguna expansión en la planta es de vital importancia desarrollar una actualización a este trabajo, de acuerdo al número de equipos que sean instalados.

Tabla 4. Matriz de muestreo Semestral

151

Agradecimientos A la empresa Goodyear-SLP por brindarme la oportunidad de trabajar en sus instalaciones. Al M.C. Martha Cristina Sus por todo su apoyo y guía durante el desarrollo de este proyecto, a Ing. Fabiola Saldaña Ramirez por toda su guía y paciencia durante el periodo de desarrollo del proyecto, al Ing. Javier Villalobos por toda la atención brindada y ayuda con la información técnica de cada equipo. A todos mis compañeros y profesores que enriquecieron este proyecto. ¡Muchas gracias a todos por el apoyo brindado y las enseñanzas obtenidas!! Bibliografía Corbitt, R. Manual de Referencia de la Ingeniería Ambiental. Madrid: Mc Graw-Hill, 2003. 1608 págs DETERMINACIÓN DE LA EMISIÓN DE MATERIAL PARTICULADO EN

FUENTES FIJAS, Carlos Alberto Echeverri Londoño1, Ingeniero Ambiental, Medellín, 2006 Disponible en www.ingenieroambiental/4014/determinacion.pdf

Liu, D., Lipták, B. y Bouis, P. Environmental Engineers' Handbook. Florida: Lewis Publishers, 1997. 1431 pags

NORMA Oficial Mexicana NOM-085-SEMARNAT-2011, Contaminación atmosférica-Niveles máximos permisibles de emisión de los equipos de combustión de calentamiento indirecto y su medición, Diario Oficial de la Federación, 2 de febrero del 2012, Cd. De Mexico, Mexico.

NMX-AA-035-1976, Determinación de CO2, CO y O2 en los gases de combustión, Diario Oficial de la Federación el 10 de junio de 1976. Cd de Mexico, Mexico.

152

MICROORGANISMOS PARA EL CONTROL BIOLÓGICO DE LARVAS DE MOSQUITO EN AGUA RESIDUAL TRATADA DE LA CAPITAL

POTOSINA

Juárez-Briones, L.R.1, Aldama-Aguilera, C.2, Hipólito-Cruz G.3 y González-Montero R.4

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. 1lily_rjb@hotmail.com.

2aldama.aguilera@hotmail.com. 3gudhipolito@gmail.com. 4 ing.raul19863@gmail.com.

Resumen

El control biológico se basa en la introducción de organismos o microorganismos para que depreden, parasiten, compitan o reduzcan de algún otro modo a las poblaciones que se pretendan controlar. Los mosquitos son vectores de enfermedades mortales y su control es prioritario para reducirlas. Bacillus thuringiensis var. israelensis (Bti) constituyó durante las últimas décadas un tema de investigación

intensiva. El objetivo del presente fue evaluar la eficiencia biológica de Bti en diferentes calidades de agua y en los diferentes instares de la larva del mosquito. L1, L2 y L3 fueron más susceptibles que L4 y

pupa. La CL50 y CL95 fueron 0.11712 mg/L y 1.36358 mg/L respectivamente. Los parámetros fisicoquímicos de pH, turbidez, oxígeno disuelto y conductividad, no afectaron la efectividad de la Bti

sobre las larvas de mosquito.

Palabras Clave: Bacillus thuringiensis var. israelensis, Culex sp, calidades de agua.

Introducción Los mosquitos constituyen un grupo de insectos de gran importancia, debido a que muchas de sus especies, además de causar diversas molestias, son vectoras de agentes causales de enfermedades humanas con gran importancia en salud pública (Pérez-Pacheco. Et al, 2004). Hasta el momento se han descrito cerca de 3.000 especies de mosquitos y, aunque las especies vectoras constituyen una baja proporción, los problemas ocasionados por las enfermedades producidas por los agentes transmitidos por estos insectos son serio (Montoya J. et al, 1995).

Culex es un género de mosquitos hematófagos de la familia Culicidae. Su ciclo de vida consta de cuatro estadios de crecimiento sufriendo mudas, en la última muda se transforman en pupas, estadio en el que se produce la metamorfosis y del cual emerge al aire libre el adulto. Las larvas de los mosquitos son acuáticas, lo que implica que todas las especies necesitan de una masa de agua para reproducirse. Los estadios inmaduros se desarrollan preferiblemente en depósitos de agua y los criaderos son variados, constituidos por aguas con un alto grado de contaminación, abundante contenido de materia orgánica (Brewer et al., 1987).

La ciudad de San Luis Potosí cuenta con varios cuerpos de agua que representan sitios de ovoposición y cría de mosquitos, entre los cuales se encuentra “El Tanque Tenorio”. Actualmente, recibe las aguas tratadas de la planta de tratamiento del mismo nombre, las cuales son reutilizadas para uso agrícola en las parcelas cercanas a él. Entre los métodos de control y eliminación de larvas de mosquitos está el control químico, este poco sustentable debido a los daños ambientales que se generan desde su creación hasta la vida final del producto. También existen alternativas como el control biológico, el cual se basa en la introducción de organismos o microorganismos que depreden o parasiten las poblaciones de las especies que se pretende controlar, que compitan con ellas o las

153

reduzcan de algún otro modo. Algunas opciones son el uso de copépodos, insectos y peces como el pez Gambusia vittata, el cual su reproducción y cría en laboratorio resulta sencilla (Galindo-Núñez et al, 2016). Un inconveniente de estos, es que necesitan de condiciones parecidas a su hábitat para sobrevivir y continuar con la ingesta de larvas (Santamarina et al., 2000).

El uso de bacterias para el control de larvas constituyó durante las últimas décadas un tema de investigación intensiva, posee una toxicidad selectiva alta debido a su estrecho rango de especificidad y gracias a ello genera en el ambiente un impacto muy bajo (Sauka et al., 2008). La Bacillus thuringiensis var israelensis (Bti) es una bacteria de ocurrencia natural, formadora de esporas, encontrada en suelos y ambientes acuáticos en todo el mundo. En el momento de la esporulación, produce una delta-endotoxina altamente específica, que es tóxica por ingestión solamente para larvas de mosquitos.

El objetivo del presente trabajo fue evaluar la eficiencia biológica de la Bti como control de larvas de mosquito en sus diferentes instares, en diferentes calidades de agua de la capital Potosina y diferentes concentraciones aplicadas.

Metodología Recolecta de larvas de mosquitos La recolección de las larvas de mosquito se llevó a cabo en las orillas del Tanque Tenorio, con ayuda de una red entomológica se obtuvieron las larvas. Con cuidado de no matarlas, se fueron depositaron en cubetas con agua para su posterior traslado al laboratorio de Ciencias Ambientales III de la Universidad Autónomas de San Luis Potosí. Una vez en el laboratorio, se procedió a la separación de las larvas según su instar de desarrollo, desde larva 1 (L1), larva 2 (L2), larva 3 (L3), larva 4 (L4) hasta pupa. Con ayuda de una base de plástico plana y un pincel se tomaron las larvas de L1, L2, L3, L4 y pupas las cuales fueron depositadas en vasos de plástico transparentes de un litro de capacidad. La boca de los vasos en donde se depositaron las pupas fueron cubiertas por una red con la intención de evitar que el adulto se escape. Los adultos emergidos se recuperaron con ayuda de un tubo falcón adaptado para la succión de los mismos sin lastimarlos. Cabe mencionar que debido a su crecimiento rápido, en ocasiones se tuvieron que meter al refrigerador a 3.5°C durante 12 h para evitar en lo máximo posible su desarrollo.

Recolecta de agua Las muestras de agua tratada se tomaron de las dos secciones de Tanque Tenorio tal y como se puede observar en la figura 1. Se llenaron dos garrafones de 10 litros por cada sección tratando de eliminar espacios vacíos de aire para evitar alteraciones en las muestras y se trasladaron al laboratorio. El agua residual correspondió a la primera calidad de agua. Las otras dos calidades de agua correspondieron al agua de la llave que se obtuvo directamente del laboratorio y el agua de garrafón, ésta última se fue de la marca AguafielMR Naturale.

154

Figura 1. Sitios de muestreo de agua en las lagunas de estabilización y de regulación del Tanque Tenorio.

Bioensayos La evaluación de la eficiencia de Bti para el control biológico de larvas de mosquito en diferentes calidades de agua se describe a continuación:

Se establecieron cuatro dosis diferentes (8, 6, 4 y 2 mg) más un testigo. En cada dosis se evaluó a dos calidades de agua, agua residual del Tanque Tenorio de la 1° y 3° sección y agua de la llave. Cada calidad de agua estuvo compuesta por cinco vasos de plástico transparente con capacidad de 1 L, cada uno según el instar larval de mosquito correspondiente (del 1° al 4°) y el correspondiente a la pupa, por lo que se evaluó la etapa inmadura completa de los mosquitos. La cantidad de larvas y pupas en cada vaso fue de 40. A cada vaso se le aplicó una sola dosis de Bti, en este caso la de 8 mg. El mismo procedimiento se realizó para las restantes dosis de 6, 4 y 2 mg. Las dosis se tomaron como referencia a partir de la ficha técnica del producto comercial VectoBac® WDG (Bacillus thuringiensi var israelensi). Para los instares L1, L2 Y L3 se redujo la dosis a la mitad de la recomendad en la ficha técnica quedando a 0.4, 0.3, 0.2 y 0.1 mg más un testigo. En cada dosis se evaluó a dos calidades de agua, agua residual del Tanque Tenorio de la 2° sección y agua de garrafón. Cada calidad de agua estuvo compuesta por cinco vasos de plástico transparente con capacidad de 500 ml, cada uno según el instar larval de mosquito correspondiente (del 1° al 3°). La cantidad de larvas en cada vaso fue de 40. Los bioensayos se establecieron a una temperatura promedio de 23° ± 2°C.

Análisis de datos A las 24 horas de haber aplicado las distintas dosis de Bti a cada etapa inmadura a evaluar, se registró la mortalidad de las larvas, buscando aquellas que no presentaron ningún tipo de movimiento como respuesta a la luz que se les ponía para mejorar la visibilidad a través de la de la turbidez propia del agua residual; ni al ligero movimiento realizado por los dedos golpeteando ligeramente las paredes de los vasos. Las variables consideradas fueron concentración de Bti, calidad del agua usada, instar de desarrollo del mosquito, instar con calidad de agua, concentración con instar y concentración con calidad. A los datos obtenidos de la evaluación se realizó un análisis Probit (Raymond 1985), para determinar la Concentración Letal media (CL50) y 95 (CL95).

Medición de parámetros físico-químicos Los parámetros evaluados medidos ex situ fueron la temperatura, el pH y el oxígeno disuelto con potenciómetros Thermo Scientific® (ORION 5 STAR, pH•ISE•Cond•OD

Laguna de estabilización Tanque Tenorio

155

Benchtop). Para la medición del cloro total se utilizó un colorímetro Hanna® instruments (HI 83214), la turbidez se midió con el turbidímetro Hach® (2100 N).

Resultados y discusión Mortalidad de larvas de mosquito por Bacillus thurigiensis var isaelensis Dosis recomendada En el caso de las dosis recomendadas por Vectobac (8, 6, 4 y 2 mg/L), no tuvo diferencia significativa en la mortalidad de larvas de mosquito, y esto lo podemos ver con nuestra concentración control. Al igual que las diferentes calidades, agua en tratamiento y agua potable, no existió diferencia en la mortalidad y la calidad de agua utilizada (Figura 2).

Figura 2. Grupos Tukey para la mortalidad de larvas y pupas. A: Concentración. B: Calidad de agua.

En el caso del análisis con instares (L1, L2, L3, L4) y pupa, se notó una diferencia significante entre el los tres primeros instares (L1, L2 y L3) donde su mortalidad fue mayor que en L4 donde solo se presentó el 50% de mortalidad de larvas. En el caso de la pupa, la mortalidad de larvas fue casi nula (Figura 3). De acuerdo a la etapa de la larva se ha descrito mayor efectividad de Bti sobre los estadios tempranos de desarrollo. Al parecer la mayor talla y fortaleza física de las larvas de estadios tardíos le permiten tolerar las toxinas durante mayor tiempo. De acuerdo con lo descrito por otros autores L4 disminuye sensiblemente la actividad de alimentación y se hacen menos propensas a morir. En pupas la alimentación cesa del todo y dejan de ser susceptibles a Bti (Corbillón, et al. 2012).

Figura 3. Mortalidad de larvas de mosquito según su instar (grupos Tukey).

En el caso de analizar la mortalidad en combinación de instar-calidad de agua, de nuevo se notó diferencia en L4 y pupa, donde la mortalidad disminuyo notablemente (Figura 4-A). Para la concentración-calidad no existió diferencia significativa en la mortalidad de larvas de mosquitos (Figura 4-B).

=0.05

<.0001

A =0.05

=0.1311

B

=0.05

<.0001

156

Figura 4. Grupos Tukey para la mortalidad de larvas y pupas. A: Instar-calidad. B: Concentración-calidad.

Para la combinación de instar con concentración, se mostró diferencia entre las concentraciones y los tres primeros instares (L1, L2 y L3) donde su mortalidad fue del 100%, con el L4 su mortalidad fue disminuyendo conforme disminuyo la concentración. En la pupa no hubo variación dependiendo la concentración y mortalidad (Figura 5).

Figura 5. Mortalidad de larvas de mosquito según su concentración-instar (grupos Tukey).

Dosis menores Al ver que la mortalidad de L1, L2 y L3 fue de 100% a concentraciones altas, se disminuyó la concentración a 0.4, 0.3, 0.2 y 0.1 mg/L. En este caso la concentración no mostro diferencia significativa en la mortalidad de la larva del mosquito (Figura 6-A). En el caso de la calidad del agua en el que fue vertida, no se presentó variabilidad de mortalidad en AT y AG (Figura 6-B). Y para el caso de los instares, tampoco hubo diferencia en la mortalidad de L1, L2 y L3. (Figura 6-C).

=0.05

<.0001

157

Figura 6. Grupos Tukey para la mortalidad de larvas de mosquito. A: Concentración. B: Calidad de agua. C: Instar.

Las combinaciones del instar con la calidad (Figura 7-A) y la concentración con la calidad (Figura 7-B) no mostraron diferencia significativa en la mortalidad de las larvas.

Figura 7. Grupos Tukey para la mortalidad de larvas de mosquito. A: Instar-calidad. B: Concentración-

calidad.

La concentración en combinación con los instares es más efectiva para la mortalidad de L1, L2 y L3, ya que estos son más susceptibles a morir (Figura 8).

A B

158

Figura 8. Mortalidad de larvas de mosquito 1° día según su concentración e instar.

Parámetros fisicoquímicos Entre los parámetros fisicoquímicos del agua, se puede observar que el pH fue diferente para el agua AT que en el AG y AP donde no se mostró diferencia alguna entre estas dos aguas (Figura 9). Dentro de los factores ambientales que afectan la eficacia del Bt están la temperatura, (Panbangred et al. 1979, Ignoffo et al. 1981; Wraight et al. 1981) donde no hay pérdida aparente en la actividad insecticida de una suspensión acuosa de Bt mantenida entre 20 y 30 ± 1°C, los factores tóxicos se desnaturalizaron totalmente a 85 °C (Panbangred et al. 1979) y el pH del agua, aunque no es estadísticamente significativo, parece haber menos mortalidad en agua natural (pH 6.5-7.5) que en agua acidificada (pH 4.0) o alcalinizada (pH 8.5) (Ignoffo et al. 1981). En este caso, se mostró diferencia alguna de mortalidad por el pH del agua.

Figura 9. Comparación de pH obtenido sobre las diferentes calidades de agua.

En el caso del cloro, la mayor concentración se encontró en AP donde fue mayor que las demás (Figura 10). En la Norma Oficial Mexicana Nom-127-SSA1-1994, "Salud ambiental, agua para uso y consumo humano-límites permisibles de calidad y tratamientos a que debe someterse el agua para su potabilización" se establece que el cloro residual libre tiene un límite máximo permisible el cual es de 0.2-1.50 mg/l. El cloro en agua provoca la mortalidad de bacterias, previniendo enfermedades derivadas de la presencia de contaminantes bacteriológicos (Ávila, 2013).

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0.1L2 0.2L1 0.4L1 0.4L2 0.3L1 0.1L1 0.2L2 0.3L2 0.2L3 0.4L3 0.1L3 0.3L3 0L3 0L2 0L1

Comb. Concentración- Instar

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ortalid

ad

A A A

AB ABAB

ABABC

ABCD

ABCD ABCD

BCD BCD

CD

D

A A A

AB ABAB

ABABC

ABCD

ABCD ABCD

BCD BCD

CD

D

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudian

AT AG AP

Calidad

7.27

7.38

7.49

7.61

7.72

pH

A

B

B

A

B

B

=0.05, =0.0001

=0.05, =0.0001

159

Figura 10. Comparación de cloro total obtenido sobre las diferentes calidades de agua.

El efecto del contenido de materia orgánica y la turbidez, han sido señalados como factores que reducen la eficacia y persistencia del Bti (Ramoska et al. 1982, Perich et al. 1989). La turbidez registrada para una muestra de agua depende de factores tales como: tamaño, forma y propiedades refractivas del material particulado y es un factor limitante de la de la cantidad de luz disponible en aguas. Entre más turbidez se encuentre en el agua, menor cantidad de rayos UV inciden y se encuentra una menor cantidad de bacterias. Al igual que las bacterias, las esporas que se producen y son expuestas a la radiación solar son más fácil de ser eliminadas. En nuestro análisis la mayor turbidez la mostró AT, entre AG y AP no hubo diferencia alguna (Figura 11). En la Norma Oficial Mexicana Nom-127-SSA1-1994, tenemos algunos parámetros establecidos como son la turbiedad y su límite máximo permisible es de 5 unidades de turbiedad nefelométricas (UTN) o su equivalente en otro método

Figura 11. Valores promedio de turbidez obtenido sobre las diferentes calidades de agua.

La conductividad fue muy diferente entre las tres calidades analizadas (Figura 12-B). El oxígeno disuelto solo presento diferencia en AT (Figura 12-A). Estos parámetros no determinaron mortalidad en las larvas de mosquito.

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AP AT AG

Calidad

-0.01

0.16

0.33

0.50

0.67

Clo

ro to

tal (

mg

/L)

A

BB

A

BB

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudian

AT AG AP

Calidad

0.00

18.36

36.72

55.08

73.44

Tu

rbid

ez

(NT

U)

A

B B

A

B B

=0.05, <0.0001

=0.05, <0.0026

160

Figura 12. Valores promedio OD y conductividad obtenido sobre las diferentes calidades de agua.

Tabla 1. Análisis Probit para la determinación de CL50 y CL95 en larvas (L1-L4) de mosquito.

Análisis Probit

Con nuestro análisis Probit podemos observar que nuestra CL 50 y CL 95 fue de 0.11712 mg/L y de 1.3635 mg/L respectivamente. Esto quiere decir que para tener un 95% de mortalidad de larvas de mosquito, se pueden reducir nuestras concentraciones altas. En contraste para las concentraciones bajas que se debe de aumentar la Bti para tener obtener ese índice de mortalidad.

Conclusiones La bacteria Bti tuvo una efectividad biológica buena sobre larvas de mosquitos. Las L1, L2 y L3 son los instares más susceptibles. La calidad del agua no influyó en la mortalidad. El cloro total es el parámetro fisicoquímico que en altas concentraciones podría limitar la efectividad de la bacteria. Agradecimientos Al financiamiento parcial otorgado a través de investigación C17-FAI-06-50.50.

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AP AG AT

Calidad

1.27

3.10

4.93

6.76

8.59

OD

(m

g/L

)

A

A

B

A

A

B

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudianVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versiótudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudian

AT AP AG

Calidad

95.49

315.68

535.86

756.05

976.24

Co

nd

uct

ivid

ad

(µ

s/cm

)

A

B

C

A

B

C

=0.05, <0.001

B A =0.05, <0.001

161

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163

ESTIMACIÓN DE LAS EMISIONES DE FUENTES VEHICULARES EN EL ÁREA URBANA DE SAN LUIS POTOSÍ Y SUS IMPLICACIONES EN LA

CALIDAD DEL AIRE.

Ávila-Galarza, A*, Cerda-Alonso, D.G**, & Cerda-Hernández, C.N***.

Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, 78210 San Luis Potosí, S.L.P. (galarza@uaslp.mx*,

gabrielacerda1210@gmail.com**,nalleli.hernandez@uaslp.mx***)

Resumen El crecimiento en las ciudades es una nueva constante mundial, se origina a partir de la concentración

poblacional que impulsa una expansión acelerada y mal estructurada del espacio urbano, provocando la complejidad de las actividades humanas, trayendo como consecuencia una afectación al entorno natural.

La movilidad urbana es parte de la complejidad debido a que cada vez aumenta la necesidad de las personas para desplazarse de un lugar a otro, ese desplazamiento se lleva a cabo a través de un medio de transporte motorizado cuyas características generan un impacto negativo en la atmósfera ya que emiten

una gran cantidad de contaminantes afectando la salud de la población y provocando una alteración en los ecosistemas. En México, los cálculos de las emisiones generadas por fuentes móviles solo se producen en zonas metropolitanas de gran tamaño; el presente estudio tiene por objeto estimar el total de las emisiones

generadas por fuentes vehiculares que circulan en el área urbana de San Luis Potosí. Los resultados muestran el escenario actual de la participación de los diferentes vehículos automotores a las emisiones

totales producidas por fuentes móviles en SLP.

Palabras clave: Contaminación Atmosférica, Emisiones, Fuentes Móviles.

Introducción La manera en que una ciudad se desarrolla es determinada por un conjunto de fuerzas e intereses individuales, tanto del estado como de las organizaciones privadas; dentro de ellas habita un grupo de individuos que conforman una sociedad, la cual realiza una serie de actividades para satisfacer sus necesidades, algunas de estas actividades requieren de diferentes formas de desplazamiento.

Para entender qué tipo de transporte es adecuado utilizar, se necesita comprender cómo está estructurada la ciudad, cómo se distribuyen las actividades en su espacio, así como cuáles son los factores de mayor influencia en la movilidad de las personas y en la elección de los modos de transporte. Dado el servicio deficiente que ofrece el transporte público, la sociedad prefiere desplazarse a través del uso del vehículo particular, lo que propicia que exista un movimiento masivo de personas, generando impactos negativos como: accidentes; congestión vehicular; y contaminación atmosférica y acústica.

La contaminación atmosférica es la alteración o modificación de la composición original del aire por la presencia de uno o más contaminantes en una cantidad representativa, que al ser emitidos por diferentes fuentes pueden provocar un daño al ambiente (LGEEPA, 2015). Dicho fenómeno comenzó a ser un problema a mediados del siglo XVIII, durante la revolución industrial como consecuencia de la implementación de las primeras fabricas que utilizaban combustibles fósiles en sus procesos de producción en grandes cantidades (Pablos, 2006).

164

Las fuentes móviles de emisión de contaminantes al aire son aquellas que están constituidas por vehículos automotores que incluyen automóviles, camiones, motocicletas, entre otros, diseñados para circular en la vía pública. Esta fuente de emisión es la causante de aproximadamente el 80% de la contaminación del aire por emisiones de CO, NOx, SOx, Partículas en suspensión (PM10, PM2.5), Compuestos orgánicos volátiles (COV), entre otros (Pablos,2006).

Según estimaciones de la Organización Mundial de la Salud (2012), en México para el año 2008 la contaminación provocada por la combustión de gasolina generó 14 000 muertes, lo anterior, a consecuencia de la mala calidad del aire que respira la población. Al indicador anterior, habrá que agregar las cifras derivadas de los accidentes de tránsito como: 24,000 muertes, 40,000 discapacitados y 750,000 heridos, que generan costos de aproximadamente 126 mil millones de pesos anuales, equivalentes al 1.3% del Producto Interno Bruto. (Secretaría de Salud, 2010 y Cervantes, 2009).

En México, el transporte representa una de las principales fuentes de emisiones y consumo energético en el país, en 2006 generó el 20% de las emisiones totales de Gases de Efecto Invernadero (GEI), además de que consume el 95% de la gasolina del país, el parque vehicular total en 2010 se conformaba por más de 24 millones de unidades, con una proyección de casi 54 millones para 2035(INEEC, 2006). En la Zona Metropolitana de San Luis Potosí- Soledad de Graciano Sánchez las fuentes móviles contribuyen con un 97% del total de las emisiones de CO, seguido de los NOx y los COV con un 83% y 21% respectivamente (PROAIRE, 2015).

En las dos últimas décadas, la calidad del aire de la ciudad de San Luis Potosí se ha visto afectada por el aumento del establecimiento de grandes industrias y del parque vehicular, los comercios y servicios esto añadido a que además la ciudad no cuenta con un monitoreo adecuado y constante de la calidad del aire.

Problemática de la contaminación atmosférica por fuentes móviles en el área urbana de San Luis Potosí En el estado de San Luis Potosí, el parque vehicular ha aumentado de manera considerable de 1980 a 2016 (figura 1), asimismo han aumentado las emisiones a la atmósfera y disminuido la calidad del aire. Sin embargo, debido los pocos estudios que existen sobre el análisis de emisiones atmosféricas ocasionadas por fuentes móviles, no se ha generado conciencia de la problemática que se enfrenta, principalmente en áreas urbanas, como la de la capital del estado. En consecuencia, no se han implementado medidas o estrategias efectivas que promuevan un control de la contaminación atmosférica provocada por fuentes vehiculares. Actualmente, en el municipio de San Luis Potosí, existe un reglamento referente a un programa de verificación vehicular, publicado en 2009, que no se ha puesto en marcha; por ello, la verificación vehicular es una actividad voluntaria desconocida por la mayor parte de la población capitalina.

165

Figura 1 Aumento del parque vehicular en el estado de San Luis Potosí (1980-2016) (Fuente: INEGI, 2016)

La zona metropolitana de San Luis Potosí-Soledad de Graciano Sánchez, según datos del Consejo Nacional de Población (2015), es la numero 38 de las 59 zonas metropolitanas que existen en el país y se define a partir de la conurbación de dos municipios centrales. Asimismo, es el área económica más importante del Estado pues es parte de dos corredores comerciales importantes del país: la red carretera y ferroviaria que conecta el centro-norte (base del TLCAN) y la que conecta a los puertos marítimos del Golfo de México con los del Océano Pacífico, lo que la determina como una zona logística, comercial, industrial y cultural. (Ayuntamiento SLP, 2016). Los indicadores socio económicos, señalan un desarrollo acelerado para esta área urbana, determinado por el crecimiento tanto de su población como de su territorio. Asimismo, con el crecimiento de la mancha urbana, se presenta un fenómeno de expansión territorial que impacta en la movilidad de las personas, pues los centros de trabajo distan de sus hogares, por lo que la necesidad de desplazamiento en menor tiempo es mayor. Existe una variación del parque vehicular en el periodo de 1980 a 2016 en diferentes municipios del estado de San Luis Potosí (figura 2), donde se puede observar que el parque vehicular en el área urbana de San Luis Potosí, es superior al del resto del estado, su incremento desde 1980 es constante, por lo que es de esperarse que la cantidad de emisiones sea elevada, identificándose como una problemática ambiental.

Figura 2. Variación del parque vehicular en diferentes municipios de SLP (1980-2016), (Fuente: INEGI,

2016)

Sin embargo, el conocimiento de una posible problemática ambiental es poco, pues los estudios al respecto son mínimos, en ese sentido, este proyecto de investigación tiene como objetivo realizar una estimación de las emisiones generadas por las fuentes vehiculares que circulan en el área urbana de San Luis Potosí, así como determinar los factores de emisión para diferentes tipos de contaminantes; y con ello, conocer el panorama actual de la contaminación del aire del área de estudio generada por fuentes vehiculares.

80,309

1,074,426

0

500,000

1,000,000

1,500,000

1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010 2015 2020

Núm

ero

de

Veh

icul

os

Año

50,01064,230

43,168

511,35488,224

0

100,000

200,000

300,000

400,000

500,000

600,000

1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010 2015 2020Núm

ero

de v

ehic

ulos

AÑO

Matehuala

Ciudad Valles

Rioverde

San Luis Potosí

Soledad de Graciano Sánchez

166

Metodología Realizar una estimación de emisiones a partir de fuentes móviles, es un reto, debido a que las emisiones varían según diferentes factores, y a diferencia de las fuentes puntuales, no es fácil llevar acabo las mediciones de las emisiones provenientes de cada vehículo debido a la gran cantidad y variedad de vehículos en circulación que existen (INECC,2007). Las emisiones del tubo de escape de toda flota vehicular que circulan en el área urbana de San Luis Potosí pueden ser descritas en forma generalizada por medio de la ecuación 1: E = NU ∗ DA ∗ FE (Ec. 1)

Donde: E= Emisión total del contaminante de interés (Ej. CO NOx, SOx ect.) NU= Número total de vehículos de interés (Ej. Automóvil, taxi, microbús, pick up etc.) DA= Actividad vehicular expresada como la distancia total recorrida por los vehículos de interés en un tiempo determinado y bajo condiciones de circulación conocidos (Km/dia) FE= Factor de emisión para el contaminante de interés, para el tipo de vehículo en cuestión y para las condiciones de circulación de los vehículos (g de contaminante emitido/kilómetros)

La metodología propuesta para la estimación de las emisiones utiliza el Software MOVES2014a-MEXICO, debido principalmente a que este tipo de software cuenta con adaptaciones previas sobre las características de la flota vehicular mexicana. Para ello es necesario definir los elementos necesarios para alimentar el modelo por lo que para la realización de este proyecto se dividió en las siguientes cuatro etapas:

ETAPA 1 Definición de las condiciones locales del área de estudio

El área urbana de San Luis Potosí cubre aproximadamente 385Km2 de área, se sitúa a una latitud norte de 22° 09’, una longitud oeste de 100°58’ y una altitud de 1860msnm. (INEGI, 2015).

El clima dominante del área de estudio es seco con verano cálido y con canícula. Los vientos que dominan son de este a oeste, con una velocidad promedio de 2m/s. La temperatura promedio anual observada es de 20 °C, con una mínima de 8.4 °C y una máxima de 30 °C en un periodo de 1950 a 2014 La precipitación total anual promedio es de 450 mm para el mismo periodo (INEGI, 2015).

ETAPA 2 Caracterización de la Flota vehicular

La caracterización de la flota vehicular está determinada por el número de vehículos en circulación, la distribución por tipo de vehículo y por tipo de combustible, así como la estratificación de la flota por año-modelo, Sin embargo, puede existir incertidumbre debido a que la población vehicular se compone tanto de vehículos registrados como los no registrados. Asimismo, el tamaño de la flota vehicular depende de la actividad económica que se desarrolla en el territorio, además de su población y de sus ingresos; así como la infraestructura urbana, los costos de los combustibles y la infraestructura de servicio, en la cual influye la oferta y calidad de transporte público.

Los datos de la composición vehicular que circula en el área urbana de San Luis Potosí fueron proporcionados por la secretaría de finanzas del estado, vía solicitud de información, pues dicha instancia de gobierno posee un padrón completo y detallado de la flota vehicular actualmente en circulación (Tabla 1)

167

Tabla 1: Número de vehículos registrados en circulación por tipo y modelo.

Fuente: Secretaria de Finanzas (2017)

ETAPA 3 Análisis de la actividad vehicular

Las estimaciones de los kilómetros recorridos por vehículo (KRV) se combinan con los factores de emisión para calcular las emisiones totales. Para conocer las características KRV de la flota vehicular que circula en el área de San Luis Potosí, se implementaron encuestas a diferentes operadores de vehículos motorizados (particular, motocicleta, y camión de pasajeros). Con el objeto de conocer aspectos como: tipo de combustible, frecuencia de uso de aire acondicionado, cantidad de combustible utilizado, kilómetros recorridos, entre otros. La encuesta se aplicó en dos modalidades: presencial y vía correo electrónico. Para el caso de la encuesta digital, se usó la plataforma Google Drive, donde se diseñó un formulario que, al enviarse por correo electrónico, éste era llenado por usuarios de algún tipo de transporte motorizado. Referente a los operadores de camiones urbanos, fueron encuestados personalmente acudiendo a las diferentes terminales de ruta. Para conocer el tamaño de muestra a encuestar, se tomó como universo de población, la distribución de la flota vehicular actual que circula en el área urbana de San Luis Potosí, y a partir de ahí se utilizó la ecuación 2 para calcular el tamaño de muestra por proporciones (n). n = p(1 − p) ∗ zE (Ec. 2)

Donde: P: Proporción estimada Z: Valor asociado con el nivel de confianza deseado E: Error máximo permitido

Modelo Automóviles Motocicletas Camión pasajeros

1997 y ant 78520 14561 528 1998 6960 1291 47 1999 5514 1023 37 2000 6386 1184 43 2001 7074 1312 48 2002 7104 1317 48 2003 6475 1201 44 2004 7035 1305 47 2005 7870 1459 53 2006 7522 1395 51 2007 7780 1443 52 2008 7531 1396 512009 5589 1036 38 2010 5545 1028 37 2011 6775 1256 46 2012 9358 1735 63 2013 10605 1967 71 2014 11348 2104 762015 13096 2428 88 2016 15939 2956 107 2017 15869 2943 107

168

Relacionamos la cantidad de estratos que tiene la población; en este caso son las categorías vehiculares en las que se va a seleccionar los vehículos, de acuerdo con la información obtenida por la Secretaría de Finanzas del estado de San Luis Potosí en el padrón vehicular del año 2017 la proporción correspondiente se muestra en la siguiente tabla: Tabla 2: Padrón vehicular del Municipio de San Luis Potosí (2017)

No. Categoría vehicular Número de vehículos Proporción (p) 1 Autos ligeros 249,895 0.66 2 Motocicletas 46,441 0.12 3 Camionetas de carga (remolque) 4,819 0.01 4 Camiones pasajero 1,681 0.01 5 Camiones de carga 77,826 0.20

Total 380662 1.00 Fuente: Secretaria de Finanzas, 2017

Para calcular el tamaño de muestra, se sustituyeron los valores en la ecuación anterior para cada categoría vehicular, tomando en cuenta las siguientes consideraciones:

Z= 1.96 para un nivel de confianza del 95% E= 0.05

Los resultados obtenidos para el tamaño de muestra de cada categoría vehicular se muestran en la siguiente tabla.

Tabla 3. Tamaño de muestra por categoría vehicular

Categoría Vehicular N Autos ligeros 347Motocicletas 165Camiones de pasajero 7Camiones de carga 250Camionetas de carga (remolque) 19Total 787

ETAPA 4 Utilización del modelo “MOVES-MEXICO” para cálculo de emisiones.

MOVES se desarrolló en Estados Unidos para reemplazar el modelo de emisiones vehiculares MOBILE, y la primera versión oficial del modelo se publicó en 2010. MOVES produce estimados de emisiones para todas las fuentes vehiculares que circulan sobre las diferentes tipologías de vialidades, para una amplia gama de contaminantes criterio, gases de efecto invernadero y contaminantes tóxicos. Las Principales funciones de MOVES son las siguientes:

- Producir dos tipos de resultados: Inventory, que muestra el total de emisiones para áreas geográficas específicas o Rates, que produce tasas de emisión en forma de emisión/distancia.

- Opera en dos escalas geográficas: National, que estima las emisiones en el nivel del país, estado o municipio con base en los datos ya ingresados en la base de datos estándar, County, útil para el análisis regional, que requiere que el usuario ingrese los datos básicos del parque vehicular y la actividad.

Para obtener los factores necesarios para el cálculo de las emisiones se alimentó el modelo con una serie de datos, como se muestra a continuación:

169

Figura 3 “Obtención de factor de emisión en Software MOVES2014a”

Resultados y Discusión

Características de la flota vehicular

El parque vehicular que circula en el área urbana de San Luis Potosí se conforma en mayor cantidad por automóviles y motocicletas particulares (figura 4); para el caso de camión de pasajeros es menor su cantidad. Los camiones de carga representan un porcentaje importante del parque vehicular, sin embargo, por cuestiones de logística y dificultad para acceder a empresas y/u operadores, además del tiempo requerido para la aplicación de encuestas y análisis de la información, se optó por descartar su participación en este estudio, en virtud de cumplir con el cronograma planteado.

Figura 4 “Composición del parque vehicular en SLP por tipo de categoría vehicular (2016)”

En total, se aplicaron 521 encuestas: 347 corresponden a automóviles, 165 a motocicletas y nueve a camión de pasajeros, es importante mencionar que algunas características del parque vehicular fueron complementadas a partir de datos proporcionadas por la Secretaría de Finanzas del Estado.

Composición de la flota vehicular por número de cilindro

El motor de un vehículo se constituye por cilindros, dentro de los cuales se alojan los pistones que se desplazan en movimiento vertical para comprimir la mezcla, transmitir la presión de combustión y forzar la salida de los gases de combustión y producir un vacío en el cilindro. La cilindrada es el volumen geométrico ocupado por el conjunto de pistones en el motor de un vehículo; a mayor cilindrada, mayor potencia del motor, pero también significa que es más grande, más pesado y en consecuencia consume más combustible. En la figura 5 podemos observar que el 86% de automóviles que circulan en el área de estudio poseen un motor de cuatro cilindros, para el caso de las motocicletas el 88.33% corresponde a un motor con solo 1 cilindro y finalmente en la categoría de camión de pasajeros el 50% tiene un motor de seis cilindros y el 48% de cuatro.

Automoviles64.99%Motocicleta

12.05%

Camioneta de carga (remolque)

1.25%

Camión pasajeros0.44%

Camión de carga20.24%

Otros1.03%

170

Figura 5 “Composición de la flota vehicular en SLP por número de cilindros (2016)”

Actividad de la Flota vehicular

La actividad vehicular se refiere a la intensidad de uso de un vehículo, y esta principalmente relacionada a la distancia recorrida en un periodo de tiempo. Para obtener esta información se solicitó a los conductores que proporcionaran el recorrido mensual que realizan en su vehículo. Con el análisis de esta información se obtuvo el promedio de la distancia recorrida en un año por tipo de vehículo como se muestra en la figura 6

Figura 6 “Promedio de la distancia recorrida en un año por tipo de vehículo (2017)”

En la figura anterior, se visualiza que el camión de pasajeros, por ser un transporte público con uso constante, circula en un año una distancia mayor, que los automóviles y las motocicletas.

Hábitos y efectos de la conducción común Existen diferentes causas que afectan el rendimiento del combustible de un automóvil como lo son:

1. Hábitos de conducción común. Debido a que son los propios hábitos del automovilista los que generan que exista un menor rendimiento de combustible como, por ejemplo, el uso del aire acondicionado, que ocasiona que el vehículo consuma un 10% más de combustible. Para este proyecto se realizó el análisis únicamente para automóviles particulares debido a que las motocicletas y camiones de pasajeros no cuentan con esta característica, los resultados de la figura 7 muestran que el 48% de la población utiliza el aire acondicionado “En ocasiones” mientras que solo un 10% lo hace siempre.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Automovil Motocicleta Camión pasajeros

%V

ehic

ulos

8 Cilindros

6 Cilindros

5 Cilindros

4 Cilindros

3 Cilindros

2 Cilindros

13,403

7,847

63,600

0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000

Automovil

Motocicleta

Camión pasajeros

Prom. de Km Recorridos/año

171

Figura 7 “Frecuencia del uso del Aire acondicionado en automóviles (2017)

2. Estado mecánico del automóvil. Otro aspecto fundamental que afecta el rendimiento, son las condiciones mecánicas del vehículo, como el circular sin proporcionar un mantenimiento adecuado. Por lo anterior, se solicitó información para conocer cuántas veces al año los conductores realizan un mantenimiento a sus vehículos, los resultados se muestran en la figura 8, observando que para el caso de automóviles el 52% de la población afina su vehículo dos veces al año, mientras que para el caso de motocicletas y camión de pasajeros con un 67% y 60% respectivamente lo afina tres veces al año.

Figura 8 “Frecuencia de mantenimiento vehicular” (2017)

Emisiones vehiculares

Los datos anteriores, fueron los insumos para que MOVES 2014ª-México generara factores de emisión por categoría vehicular y por año modelo del vehículo. La estimación realizada en el modelo fue para vehículos motorizados como: automóviles, motocicletas y camiones de pasajeros. Se calcularon las cantidades de contaminantes que emiten en promedio los vehículos para el año-modelo 2013 de las 3 categorías vehiculares, analizadas en este estudio, obteniéndose los siguientes resultados:

Tabla 4. Factores de emisión generados en MOVES2014a Factores de emisión Automóvil Motocicleta Camión pasajeros

CO (g/km) 11.104 17.442 3.822 NOx (g/km) 2.296 0.561 8.500 SO2 (g/km) 0.043 0.039 0.246

COV (g/km) 1.449 1.884 0.620 PM10 (g/km) 0.014 0.017 1.778 PM2.5 (g/km) 0.013 0.015 1.636

Con los factores anteriores se calcularon el total de emisiones por categoría vehicular y año modelo, con base en la ecuación 1. Para ello se consideró la flota vehicular y la distancia promedio anual recorrida por tipo de vehículo. Los resultados obtenidos

Nunca20%

En Ocasiones48%

Regularmente14%

Siempre10%

No tiene8%

0%

50%

100%

Automovil Motocicleta Camion Pasajeros

% V

ehic

ulos Nunca

Una vez

Dos o más

Tres o más

172

muestran que el monóxido de carbono (CO) es el mayor contaminante emitido tanto por automóviles como por motocicletas, debido al uso de gasolina como combustible. Para el caso de los camiones de pasajeros, los óxidos de nitrógeno (NOx) y las partículas en suspensión, son emitidas en mayor cantidad, este tipo de vehículo utiliza el diésel como combustible. (Figura 9).

Figura 9 “Promedio de emisiones generadas por tipo de vehículo y año modelo 2013 (Ton/año)”

Figura 10 “Total de emisiones producidas en los años 2005,2006 y 2017” Conclusiones Actualmente la ciudad de San Luis potosí cuenta con un parque vehicular en circulación de 380,000 unidades, de la cual el 30% representa a los vehículos que tienen más de 20 años de antigüedad, lo cual quiere decir que San Luis Potosí sigue contando con una flota vehicular antigua.

Se observó que San Luis potosí podría tener serios problemas de emisiones de NOx, COV, y CO representado en conjunto el 98% del total. Los NOx y COV son grandes precursores de ozono troposférico, el cual es dañino para la salud humana y para la vegetación. Por lo tanto, con las tendencias de crecimiento vehicular y de emisiones observadas en el área urbana de San Luis Potosí, en un futuro próximo se tendrán problemas de ozono.

Por otro lado se observó que las emisiones de CO, aunque representan un 74% del total de emisiones generadas por las tres categorías vehiculares analizadas en este estudio, existe una disminución del 40% comparando los resultados calculados en los años 2005 y 2006 (figura 10), esto puede deberse a que el parque vehicular que circulaba en el área urbana de San Luis potosí en dichos años, se conformaba en un 60% de vehículos con más de 10 años de antigüedad, mientras que actualmente solo representa un 30%, esto quiere decir que en el área de estudio actualmente circulan vehículos que poseen una

0100200300400500

Ton

/año

Contaminante de interés

Automovil

Motocicleta

Camión pasajeros

0%

50%

100%

CO(Ton/año)

NOx(ton/año)

SO2(ton/año)

COV(ton/año)

PM10(ton/año)

PM2.5(ton/año)

2017

2006

2005

173

tecnología reciente, es decir, cuentan con catalizadores que reducen las emisiones producidas por este tipo de fuente.

Se observó que los vehículos que funcionan con diésel como es el caso de los camiones de pasajeros son los que contribuyen en gran medida a la emisión de partículas suspendidas y muy poco a las emisiones del resto de los contaminantes.

Los resultados obtenidos en este proyecto muestran un panorama preliminar de las emisiones generadas por fuentes vehiculares en el área urbana de San Luis Potosí, no obstante, se necesita de un análisis más detallado del manejo del modelo utilizado, así como de datos específicos a proporcionar por organismos gubernamentales, para que el cálculo tenga mayor consistencia académica.

Cabe señalar que muchos de los datos obtenidos para realizar el cálculo de las emisiones fueron estimados, debido a la poca información que existe en referencia al uso del modelo MOVES2014a-MEXICO, además de la poca información proporcionada por la Secretaría de finanzas, y a que aunque en el Municipio de San Luis Potosí existe un programa de verificación voluntario, no existe una organización que se encargue de procesar toda la información del parque vehicular que actualmente se encuentra en circulación.

Agradecimientos Este proyecto de investigación fue elaborado gracias a la colaboración de la Secretaría de Finanzas del Gobierno del Estado de San Luis Potosí, además de entidades de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí: Facultad de Ingeniería, Agenda Ambiental y del Centro de Investigación de Estudios de Posgrado de Ingeniería. Asimismo, de la colaboración de la población encuestada, cuya información fue de gran valor para el cálculo de las emisiones.

Bibliografía

Pablos A.L, 2006, Caracterización de las emisiones a la atmósfera por fuentes vehiculares en la ciudad de San Luis Potosí, S.L.P”, México. Tesis de Doctorado. Universidad Autónoma de San Luis Potosí,119 pp. Instituto nacional de estadística y geografía (INEGI) actualizada :14 septiembre 2017 [Fecha de consulta: 27 noviembre 2017] disponible en: http://www3.inegi.org.mx/sistemas/sisept/default.aspx?t=mamb137&s=est&c=21690 INECC-SEMARNAT, 2007. Guía Metodología para la estimación de emisiones vehiculares en Ciudades Mexicanas. México. 100 pp. Disponible en: http//:www.inecc.gob.mx/descargas/calaire/2007_guia_moviles.pdf INECC-USAID, 2016. Guía del usuario de MOVES-MEXICO. México. 53 pp. Disponible en: http://pdf.usaid.gov/pdf_docs/PA00MBG7.pdf

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REMOCIÓN DE FIPRONIL DE AGUAS RESIDUALES AGRÍCOLAS MEDIANTE UN HUMEDAL ARTIFICIAL

de Lira-Gómez, F. 1,Bernal-Jácome L.A. 2 y Flores-Mora, C.M. 2

1Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Manuel Nava No. 6, C.P. 78260, San Luis Potosí, S.L.P., fdelirago@gmail.com. 2,Centro de

Investigación y Posgrado de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Manuel Nava No. 6, C.P. 78260, San Luis Potosí, S.L.P.; luis.bernal@uaslp.mx;

moracarlosmf@gmail.com.

Resumen El Fipronil es un plaguicida de la familia de los pirazoles que se ha usado ampliamente como medio de control de la plaga de la langosta, y puede alcanzar cuerpos acuíferos superficiales y subterráneos por medio de escorrentía y lixiviación, donde se degrada a Fipronil amida. Se considera moderadamente tóxico en humanos, pero de alta a extremadamente tóxico en peces, aves, insectos y crustáceos. En

México es usado para combatir la plaga Schistocerca piceifrons piceifrons conocida como langosta. La Planicie Huasteca es una de las regiones afectadas por esta plaga, y el Fipronil ha tomado importancia en los últimos años en su aplicación para combatirla. El objetivo del presente proyecto fue evaluar el efecto del sustrato en la remoción de Fipronil amida del agua a través de un humedal artificial. Se utilizó la roca

zeolita clipnotilolita como sustrato y además, se inició con el análisis de un posible tratamiento secundario con carbón activado obtenido del hueso de nanche. Se encontró que la zeolita es un sustrato efectivo para la remoción del plaguicida, alcanzando un porcentaje máximo de remoción de 86% en el

humedal artificial. Palabras clave: Fipronil, remoción, sustrato, zeolita, humedal artificial. Introducción Los plaguicidas son sustancias o mezcla de sustancias que se utilizan para el control de plagas que puedan afectar la producción, elaboración, almacenamiento, transporte o elaboración de alimentos, productos agrícolas, madera y alimento para animales, así como para controlar insectos vectores de enfermedades en animales y personas. Los plaguicidas son sustancias químicamente complejas que están sujetas a una serie de transformaciones físicas, químicas y bilógicas (fenómenos de adsorción, absorción, volatilización fotólisis, hidrólisis, degradación microbiana, entre otras). Además, debido a diferentes mecanismos naturales son capaces de recorrer grandes distancias, e incluso llegar a lugares alejados debido a su paso a la atmósfera con la volatilización y regreso al suelo o agua con la lluvia. Estas transformaciones pueden generar la degradación parcial o total de las sustancias químicas, que en su diversas formas puede llegar a afectar a los ecosistemas en diferentes niveles (García-Gutiérrez y Rodríguez-Meza, 2012). Los plaguicidas, metales pesados y otras impurezas, son considerados por la Agencia de Protección al Ambiente como contaminantes de acuíferos debido a su alta toxicidad, persistencia y movilidad, además de que afectan a importantes cargas hidráulicas, como lagunas y canales de irrigación; y por sus propiedades fisicoquímicas, son resistentes a la degradación biológica (García-Gutiérrez y Rodríguez-Meza, 2012). El Fipronil es un insecticida que pertenece a la familia de los fenilpirazoles (Figura. 1). En 1997 se producían aproximadamente 480 toneladas anuales, y se registró en 63 países un uso urbano y en 51 países para el uso agrícola. El Fipronil y sus derivados se han distribuido en más de 70 países y se observó un crecimiento constante en la demanda de este insecticida en los últimos años. En gran parte de África y los países de Asia Central

175

el uso del Fipronil se da para el combate contra la plaga de la langosta (Flores, 2010). También tiene usos veterinarios en animales domésticos como perros y gatos, y también se puede usar para controlar parásitos en el ganado.

Figura 1 Estructura química del Fipronil (C12H4Cl2F6N4OS)

El Fipronil ha demostrado muchas ventajas con respecto a otros insecticidas de diferentes familias por su alta potencia, alta eficiencia, selectividad, un amplio espectro de insectos y baja resistencia dada su reciente incorporación. Fipronil es efectivo a bajas dosis de aplicación y se ha demostrado la eficacia contra insectos que han adquirido resistencia a insecticidas piretroides, organofosforados y carbamatos. En agua el Fipronil se degrada en Fipronil amida o RPA 20076, producto de la hidrólisis, donde influyen factores como el pH, siendo a pH=5 estable, y a un pH de 7 su tiempo de vida media es de más de 100 días y a pH de 12 es más rápida su degradación (Flores, 2010). Los principales productos de degradación del Fipronil presentan características muy similares a la sustancia padre (Herrera, 2009). Por esta razón, el Fipronil amida puede ser caracterizado con las mismos efectos en el ambiente que el Fipronil. De acuerdo a información de “Plaguicidas de Centroamérica” en humanos el Fipronil está clasificado por la OMS como un plaguicida II (moderadamente peligroso), y II (moderadamente tóxico) por la EPA. Tiene una toxicidad aguda oral en ratas (DL50) de 100 mg/kg peso, y una CL50 por inhalación de 0.682 mg/L. En los humanos, representa un peligro para los riñones, el hígado y la tiroides si se absorbe en grandes cantidades, según la OMS. La toxicidad aguda del Fipronil en peces se considera extrema, CL50 (96 h); en crustáceos de extrema alta a extrema, CE50 (48 h); alta en aves; y extrema en insectos. Sin embargo, la toxicidad del Fipronil sobre la fauna puede variar de acuerdo al grupo y la especie, ya que las dosis letales (DL50) son diferentes para cada especie. Por ejemplo, se ha determinado que la DL50 aguda del Fipronil en Colinus virginianus (codorniz, ave que se puede encontrar en la Huasteca) de forma oral es de 11.3 mg i.a./kg peso. Y la CL50 de Fipronil amida para Oncorhynchus mykiss (trucha arco iris, pez que se puede encontrar en la Huasteca) es de 17 mg/L (Herrera, 2009). En México es usado para la combatir la plaga Schistocerca piceifrons piceifrons conocida como langosta, esto en base a estudios de la Secretaría de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y Alimentación (SAGARPA) y del Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias (INIFAP). También determinaron que las dosis de aplicación más adecuadas serían para el Fipronil de 5 gr/ha (Herrera, 2009). La Planicie Huasteca es una de las regiones más afectadas en México por la plaga de la langosta debido a que presenta condiciones favorables para su reproducción, y el Fipronil

176

ha tomado importancia en su aplicación para combatirla (Figuras 2 y 3). La región comprende el oriente de San Luis Potosí, norte de Veracruz y sur de Tamaulipas. En ella año con año más de 200 mil hectáreas de pastizales y cultivos son afectados por la langosta. En San Luis Potosí, los municipios más afectados en San Vicente Tancuayalab, Ébano, Cd. Valles, San Martín Chalchicuautla, Tanquián y Tanlajas, sin embargo, los 20 municipios que comprenden la Huasteca potosina se ven afectados por dicha plaga, atacando cultivos como los pastizales, la caña, los cítricos, maíz, algodón, soya, sorgo, entre otros (Herrera, 2009). Cabe mencionar que el Fipronil ha sido prohibido en Europa en animales destinados a la cadena alimentaria.

Figura 2 Fipronil total anual aplicado por ejido. Municipios de Ébano, Tamuín y San Vicente

Tancuayalab en la Huasteca Potosina, 2002-2004 (Herrera, 2009)

Figura 3 Mapa de interpolación de la concentración de Fipronil aplicado por hectárea. Municipios de

Ébano, Tamuín y San Vicente Tancuayalab en la Huasteca Potosina, 2004 (Herrera, 2009)

177

El objetivo del presente proyecto fue evaluar el efecto del sustrato en la remoción de Fipronil amida del agua a través de un humedal artificial utilizando la roca zeolita clipnotilolita para ello. Además, se inició la caracterización del carbón activado obtenido del hueso de nanche como posible tratamiento secundario. Metodología Evaluación de retención de Fipronil en zeolita en laboratorio La evaluación de la retención de Fipronil en zeolita en el laboratorio se hizo mediante un método de retención-liberación. El método de remoción de Fipronil a través de la zeolita es por retención, es decir, que la zeolita actúa como un tamiz. Primero, se preparó una solución teórica de 1000 ppm de Fipronil, a la cual se le ajustó el pH por encima de 11 para degradar de manera rápida el Fipronil a Fipronil amida (producto de la degradación de Fipronil en agua por hidrólisis de manera natural). Se hizo en base a un producto de Fipronil comercial para uso agrícola llamado Dulko SC de la marca Lapiso Agrícol en una presentación de 200 mililitros y 200,000 ppm. En base a esta solución madre, se prepararon soluciones de 100, 200, 300, 400 y 500 ppm de Fipronil amida, que se colocaron en tubos que contenían 1 gramo de zeolita y se aforaron hasta 40 mL. Para la remoción se agregó ácido clorhídrico 1 M a cada una de la soluciones con ayuda de una micropipeta, y se registró el pH en cada momento, con el objetivo de llevarlo hasta un valor un poco menor a 3. Se volvió a medir el pH para verificar que siguiera menor a 3, y en caso de que no sucediera así se ajustaba de nuevo el pH, y se medía nuevamente después de 10 minutos. Una vez ajustados los pH, se dejaron reposar las soluciones por un día. Al día siguiente, se tomaron muestras de 10 mL de cada uno de los tubos, y el remanente se vació en un contenedor de residuos de Fipronil con el cuidado pertinente para mantener la zeolita en los tubos. Para la reutilización de la zeolita, se agregó agua desionizada a cada uno de los tubos con zeolita hasta 40 mL, y se ajustó el pH a un valor un poco mayor a 11, usando NaOH 0.1 M, y siguiendo la dinámica de los 10 minutos anteriormente citado. Se repitió el proceso remoción-liberación en tres ocasiones para demostrar reciclabilidad, que consiste en repetir los procesos de retención y liberación con las mismas condiciones experimentales durante varias etapas, con el objetivo de determinar su capacidad de remoción en ciclos sucesivos de descontaminación. Este experimento se repitió usando soluciones de 20, 30, 50, 70 y 100 ppm, preparadas a partir de una solución madre de 500 ppm teóricas. Evaluación de retención de Fipronil en zeolita en humedal artificial Para la experimentación en el humedal, se usó un humedal artificial de 82.5 cm de largo por 60 cm de ancho y 32.5 cm de alto (161 litros) con 85 kg de zeolita. Se hicieron dos pruebas. En la primera se preparó una solución de 4,000 ppm de Fipronil teóricas en 1 L de agua en condiciones básicas (pH > 11) para su degradación a Fipronil amida. Después de diluyó esta solución con 24 L de agua, para crear una nueva concentración de 160 ppm. Se usaron tiempos de retención de 4 y 6 días, para poder hacer el análisis de las muestras.

178

Posteriormente, se repitió el procedimiento anterior usando una concentración de 200 ppm teóricas, y tiempos de retención hidráulica de 4 y 7 días. Análisis de muestras El Fipronil amida presentó absorción en la región UV-visible, por lo tanto la espectrometría UV-visible se usó como técnica de determinación de esta sustancia. Los análisis se hicieron a través de un espectrofotómetro HACHDR/40001. La mayor absorbancia para el Fipronil amida se encontró a una longitud de onda de 239 nm. Caracterización del carbón activado Para este experimento se usó carbón activado obtenido del hueso de nanche. Se obtuvo por activación física con ácido fosfórico en relaciones 1:0.5, 1:1, y 1:1.5. Se obtuvieron los contenidos de grupos ácidos y básicos totales por el método de titulación de Boehm, para esto, se pesaron 0.5 g de carbón activado y se vertieron en 40 mL de soluciones 0.1 M de ácido clorhídrico (HCl), y por otra parte, se pesaron 0.25 g de carbón activado y se agregaron en mismo volumen que el anterior en soluciones 0.1 M de hidróxido de sodio (NaOH). Se dejaron a temperatura ambiente por 5 días, con 2 agitaciones al día, y posteriormente se titularon 20 mL de cada una de las soluciones con 20 mL de una solución estándar de NaOH en el caso de las soluciones ácidas y 20 mL de HCl en las soluciones básicas, en cantidades pequeñas (usando una micropipeta) y midiendo el pH durante la titulación con un potenciómetro de la marca Thermo Scientific, modelo Orion Dual Star. La concentración de sitios activos se obtuvo mediante la siguiente ecuación (Ec. 1) (Olvera, 2016): = Ec. 1

Donde Csa representa la concentración de sitios activos, Vo es el volumen inicial, Co es la concentración inicial, Cf la concentración final y m es la masa del carbón activado. Resultados y discusión Evaluación de remoción de Fipronil en zeolita en laboratorio La primera solución preparada de Fipronil para los experimentos de retención en laboratorio fue de 1000 ppm teóricas, y a partir de esta se elaboraron soluciones de 10, 15, 20, 25 y 30 ppm para su análisis en el espectrofotómetro y posterior construcción de una curva de calibración. En base a este análisis se realizó la medición de concentración de la solución madre (diluyéndola con un FC = 20) y su concentración real se determinó en 1668 ppm. La segunda solución preparada para estos experimentos fue de 500 ppm teóricas, y su valor real resultó en 884 ppm. Las soluciones posteriores para la realización de los experimentos se realizaron en base a los valores reales de concentración de las soluciones madre. La explicación a las diferencias entre los valores teóricos y reales es que el Fipronil en la presentación usada, es una sustancia líquida muy espesa, y por lo tanto muy difícil de

179

manejar para la preparación de soluciones. Además de la variación que pueda surgir por la técnica de medición usada. Según los experimentos, se encontraron porcentajes de remoción de hasta 72% en el mejor de los casos, y de 57% como el más bajo. El promedio de la primera prueba de remoción fue de 70%, 60.6% para la segunda, y 60.3% para la tercera (Tabla 1).

Tabla 1. Porcentajes de remoción del Fipronil amida en experimentos de laboratorio.

Ci (ppm)

Primera prueba Segunda prueba Tercera prueba

Cf (ppm) % remociónCf

(ppm) %

remoción Cf

(ppm) %

remoción 100 31.17 68.83 41.59 58.41 42.95 57.05

200 62.33 68.83 70.53 64.73 77.71 61.15

300 90.51 69.83 111.69 62.77 107.59 64.14

400 118.52 70.37 151.31 62.17 152.00 62.00

500 137.65 72.47 225.10 54.98 214.17 57.17

Promedio 70.07 60.61 60.30

La reducción en el porcentaje de remoción de la segunda y tercera prueba en comparación con la primera se debe a que en estas dos pruebas la zeolita ya está impregnada por cierta cantidad de Fipronil, por lo que se reduce el volumen de su porosidad, reteniendo una menor cantidad de Fipronil las pruebas siguientes. Posteriormente, se encontró que para la primera prueba de liberación el porcentaje fue mucho menor que para la segunda y tercera prueba. Siendo estos de 8.9, 24.8 y 20.6%, respectivamente (Tabla 2). El porcentaje de liberación se refiere a la cantidad de Fipronil que se libera de la zeolita impregnada en un medio acuoso libre del plaguicida.

Tabla 2. Porcentajes de liberación del Fipronil amida en experimentos de laboratorio.

Primera prueba Segunda prueba Tercera prueba

Cf (ppm) % liberaciónCf

(ppm)%

liberaciónCf

(ppm)%

liberación 8.38 12.17 19.80 33.89 18.09 31.71

13.59 9.87 23.64 18.26 30.48 24.92

18.59 8.87 39.30 20.87 35.88 18.65

19.22 6.83 51.83 20.84 30.18 12.17

23.59 6.51 82.61 30.05 43.86 15.34

Promedio 8.85 24.78 20.56

En este caso se dieron resultados de porcentaje de liberación mayores en la segunda y tercera prueba que en la primera, que se puede aclarar porque en estas dos pruebas la zeolita se encuentra impregnada con una mayor cantidad de Fipronil amida que en la primera. Además, en la segunda y tercera prueba es posible que se saturen las capas externas de la zeolita, a diferencia de la primera prueba, por lo que la liberación de Fipronil amida es más probable de ocurrir.

180

Las Tablas 3 y 4 muestran los resultados del experimento anterior, pero usando concentraciones iniciales de 20, 30, 50, 70 y 100 ppm. Se considera que en la primera prueba ocurrieron errores aleatorios, que arrojaron datos incongruentes, por los que se omitieron con la sigla NA (no aplica).

Tabla 3. Porcentajes de remoción del Fipronil amida en experimentos de laboratorio.

Ci (ppm)

Primera prueba Segunda prueba Tercera prueba

Cf (ppm) % remociónCf

(ppm) % remoción

Cf (ppm)

% remoción

20 NA NA 9.97 50.15 13.16 34.19

30 NA NA 13.16 56.13 14.30 52.33

50 26.57 46.86 29.28 41.45 22.72 54.56

70 35.02 49.97 37.42 46.55 37.73 46.09

100 43.97 56.03 45.68 54.32 46.63 53.37

Promedio 50.95 49.72 48.11

Tabla 4. Porcentajes de liberación del Fipronil amida en experimentos de laboratorio.

Primera prueba Segunda prueba Tercera prueba

Cf (ppm) % liberaciónCf

(ppm)%

liberaciónCf

(ppm)%

liberación NA NA 8.15 40.73 10.65 53.27

NA NA 9.63 32.10 10.31 34.37

NA NA 7.62 15.24 13.32 26.64

15.08 43.10 10.61 15.15 13.48 19.26

11.68 20.84 8.83 8.83 16.43 16.43

Promedio 31.97 22.41 29.99 Para estas concentraciones iniciales se puede observar un comportamiento ligeramente similar al anterior, en el que existe una disminución de la retención en la segunda y tercera prueba. Es destacable que a estas concentraciones hubo una menor retención de Fipronil amida, que varían en promedio entre 12 y 20 puntos porcentuales. De este dato podemos deducir que a mayor concentración de Fipronil amida hay mayor porcentaje de remoción. Evaluación de retención de Fipronil en zeolita en humedal artificial En el caso de la soluciones para los experimentos en el humedal artificial se prepararon a concentraciones teóricas de 150 y 200 ppm, y el espectrofotómetro arrojó valores reales de 214 y 229 ppm respectivamente. En la primera prueba en el humedal se dieron valores de remoción de 73% y 86% para TRH de 4 y 6 días, respectivamente (Tabla 5). Y para la segunda prueba se encontraron valores de remoción de 78% y 77% para TRH de 4 y 7 días, respectivamente. El valor del TRH de 7 días en la segunda prueba es ligeramente menor al de 4 días, y la posible explicación es que hubo una mayor evaporación durante la segunda prueba debido a las condiciones climatológicas, ya que al reducirse la cantidad de agua en el humedal, aumenta la concentración de Fipronil amida.

181

Tabla 5. Primera prueba de remoción de Fipronil amida en humedal

Prueba 1 en humedal Prueba 2 en humedal

TRH [ppm] %remoción TRH [ppm] %remoción

1 214.43 1 229.14 4 58.74 72.61 4 49.35 78.46 6 29.98 86.02 7 52.08 77.27

Caracterización del carbón activado Se encontró que el carbón activado con mayor cantidad de sitios activos ácidos según su relación masa de hueso de nanche: volumen de ácido fosfórico usado para activación es el 1:1 (Figura 4), y el de 1:1.5 para el caso de los sitios activos básicos (Figura 5).

Figura 4. Gráfica de comparación de cantidad de sitios activos ácidos en los diferentes tipos de carbón activado

Figura 5. Gráfica de comparación de cantidad de sitios activos básicos en los diferentes tipos de carbón activado

Al tener el carbón activado de relación 1:1 una mayor cantidad de sitios activos ácidos que los demás carbones, se determina que tiene un mayor potencial de remover cationes por adsorción, ya que presenta una mayor cantidad de grupos funcionales de carga negativa. Una posible explicación al funcionamiento del carbón activado como adsorbente de Fipronil amida es por la transición que existe del Fipronil a este, ya que ocurre una reacción con los hidroxilos del medio, es decir, con los sitios activos ácidos del carbón activado. Esta explicación también respalda que el Fipronil se degrade más rápido a Fipronil amida en un medio alcalino. Es importante señalar que el carbón activado, además, es un material de alta porosidad, por lo que es posible que al usarlo como un tratamiento secundario en un humedal artificial también provoque la remoción de Fipronil amida por retención. En el caso de los sitios activos básicos, se encontró que el carbón activado con mayor potencial de adsorción de aniones es el de relación 1:1.5. Los tres tipos de carbón activado contienen una mayor cantidad de sitios activos básicos que ácidos, los que representa una

5.855.9

5.956

6.056.1

6.156.2

6.256.3

1:0.5 1:1 1:1.5

Sitio

s act

ivos

(mol

/gr)

Tipo de carbón activado3

3.023.043.063.08

3.13.123.143.16

1:0.5 1:1 1:1.5

Sitio

s act

ivos

(mol

/gr)

Tipo de carbón activado

182

desventaja ya que en base a la explicación de párrafos anteriores los sitios activos ácidos representarían el mayor porcentaje de adsorción de Fipronil. Conclusiones Los resultados de los experimentos realizados durante este proyecto demostraron que la zeolita clipnotilolita es un material efectivo para la remoción de Fipronil amida del agua, con porcentajes de remoción de hasta 70% en la experimentación en laboratorio, y de 86% a nivel humedal artificial. La zeolita representa una gran ventaja frente a otros materiales con aplicación descontaminante por ser de origen natural y no necesitar de tratamientos para realizar su función de retención que pudieran encarecer su uso. Es decir, se trata de un material abundante en el ambiente y de fácil disponibilidad económica. El tratamiento secundario con carbón activado proveniente de hueso de nanche requiere de modificarse, debido a las bajas concentraciones de sitios activos que contiene. En futuras investigaciones, se podría usar el hueso de nanche modificado como tratamiento secundario para evaluar si hay una mejora en la remoción de Fipronil, ya que este material ha sido usado en proyectos anteriores dando resultados satisfactorios. Los humedales artificiales son una opción económicamente viable para la de remoción de Fipronil amida del agua usando zeolita como sustrato, debido principalmente a que no consumen energía eléctrica para su funcionamiento, por lo que la aplicación futura es factible para la huasteca potosina. Agradecimientos Agradezco al Dr. Luis Bernal Jácome por haber aceptado mi participación en el proyecto, por los conocimientos brindados y asesoría durante el desarrollo de este proyecto. Al Ing. Carlos Flores Mora por su tiempo, asesoría, instrucción y orientación en todo momento. A Oswaldo Ruvalcaba Muñoz, Raúl Ávila Olvera, Jaime Preciado Vázquez, Andrés Martínez Banda, y Lourdes Ávalos Camacho por su participación en alguna de las etapas del desarrollo del proyecto. A la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, por proporcionar las instalaciones y materiales necesarios para la realización de la fase experimental. Bibliografía Delgadillo, O.; Camacho, A.; Pérez, L.; y Andrade, M. (2010). Depuración de aguas residuales por medio de humedales artificiales. Centro AGUA. Cochabamba, Bolivia. INIFAP, SAGARPA. 2005. El chapulín Melanoplus sp., y su manejo en la planicie huasteca. FPSLP. Flores, R. (2010). Evaluación Ambiental del Fipronil. Tesis para obtener el grado de Maestría en Ciencias Ambientales, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, 61 pp. Universidad Nacional de Costa Rica, IRET. Manual de Plaguicidas de Centroamérica. [Fecha de consulta: noviembre del 2017]. Disponible en:

183

http://www.plaguicidasdecentroamerica.una.ac.cr/index.php/base-de-datos-menu/259-fipronil Olvera Izaguirre, L. (2016). Obtención de adsorbentes a partir de un residuo agroindustrial para la remoción de compuestos tóxicos presentes en las aguas residuales. Tesis para obtener el grado de Maestría en Tecnología y Gestión del Agua. Universidad Autónoma de San Luis Potosí, CIEP. 89 pp. García-Gutiérrez, Cipriano; Rodríguez-Meza, Guadalupe Durga; (2012). PROBLEMÁTICA Y RIESGO AMBIENTAL POR EL USO DE PLAGUICIDAS EN SINALOA. Ra Ximhai Vol. 8, Número 3, septiembre-diciembre 2012: 2-3. Disponible en: http://uaim.edu.mx/webraximhai/Ej-25barticulosPDF/1%20GARCIA-GUTIERREZ.pdf Herrera Godina, M. G. (2009). Utilización de los Sistemas de Información Geográfica para el estudio de la vulnerabilidad en los municipios de Ébano, Tamuín y San Vicente Tacuayalab ante la ruta de exposición del plaguicida Fipronil. Tesis de maestría, San Luis Potosí, PMPCA-UASLP, 156 pp.

184

REMOCIÓN DE ANIONES SOBRE HIDROGELES DE QUITOSANO RETÍCULADO CON FORMALDEHÍDO EN SOLUCIÓN ACUOSA

Ramírez Gaspar, A.L.1; Medellín Castillo, N. A2 1

Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, C.P. 78290, San Luis Potosí, S.L.P., México. laurarmz876@gmail.com 2

Centro de Investigación y Estudios de Posgrado, Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, C.P. 78290, San Luis Potosí,

S.L.P., México.nahum.medellin@uaslp.mx.

Resumen En este trabajo se estudió el proceso de remoción de aniones de F- y Br- en solución acuosa, empleando

hidrogeles de quitosano reticulado con formaldehido, ya que las investigaciones en torno a estos materiales en específico son pocas para la remoción de fluoruros y para el caso de bromuros no se han realizado pruebas experimentales que validen su remoción. Se evaluó el efecto de la concentración del

polímero (quitosano), disolvente (ácido acético) y agente reticulante (formaldehído) sobre la capacidad de remoción de fluoruros (F-) y los bromuros (Br-), sobre propiedades de hinchamiento y Punto de Carga

Cero, esto mediante un Diseño de Experimentos Central Compuesto de Cara Centrada. Además, se realizó la caracterización de los materiales obtenidos por medio de Espectroscopia de Infrarrojo con

técnica ATR, Microscopia Electrónica de Barrido (SEM), Análisis Termogravimétrico (TGA), y Análisis por Fisisorción de Nitrógeno. Los resultados indican que los rangos óptimos de concentraciones para la

síntesis de hidrogeles son: 1 - 2 %(m/v), 1 – 5.5(%v/v), 1 - 5. 5 %(v/v) para quitosano (polímero), formaldehído (agente reticulante) y ácido acético (disolvente) respectivamente.

Palabras clave: Adsorción, Agua, Biopolímero, Bromuros, Fluoruros, Reticulación.

Introducción La ingesta excesiva de fluoruros, presentes en agua, puede afectar el metabolismo humano, produciendo fluororsis dental y esquelética; la recomendación de la Organización Mundial de la Salud con respecto a la concentración máxima en agua para beber es 1.5 mg/L (Li et al., 2016). Además, la NOM-127-SSA1-1994, marca esa misma concentración como límite máximo permisible en agua de consumo (DOF, 2000). El ozono y/o el radical hidroxilo, (desinfectantes y oxidante) pueden oxidar los bromuros en el agua a ion hipobromito, el cual forma iones bromato, también la cloración puede formar bromatos, estos compuestos están agrupados como 2B por la International Agency for Research on Cancer debido a su potencial carcinogénico y mutagénico en organismos humanos (Ding et al., 2012). De acuerdo con la OMS, la máxima concentración permitida de bromatos en el agua potable es de 25 μg/L (Sánchez et al., 2006). Los hidrogeles de quitosano poseen propiedades fisicoquímicas que le permiten considerarse potenciales adsorbedores de aniones de soluciones acuosas. (Kashma et al., 2014). El quitosano es un polisacárido formado por monómeros de D-Glucosamina, cuya estructura molecular se muestra en la Figura 1. Su principal fuente de producción es la hidrólisis de la quitina en medio alcalino (Lárez Velásquez, 2003). La quitina es un polisacárido presente en el exoesqueleto de artrópodos y zooplancton marino (Hernández, 2004). Para la preparación de hidrogeles de quitosano pueden emplearse distintos agentes reticulantes, pero la reacción de entrecruzamiento (reticulación) más frecuentemente utilizada es la reacción con aldehídos para formar uniones químicas tipo base de Schiff (Lárez-Velásquez, 2003).

185

Figura 1: Estructura molecular del quitosano. Fuente: Sánchez et al. (2006).

En este trabajo se estudió la capacidad que tiene los hidrogeles de quitosano reticulados con formaldehido para la remoción de fluoruros y bromuros en solución acuosa, determinando las concentraciones óptimas de trabajo de quitosano (polímero), ácido acético (disolvente) y agente reticulante (formaldehído); y se evaluando sus propiedades físicas y químicas por distintas Técnicas de Caracterización.

Metodología

Materiales y reactivos El quitosano utilizado para este estudio fue producido por la empresa SIGMA ALDRICH, con un grado de desacetilación del 99.9 %. El ácido acético glacial de grado analítico fue suministrado por la empresa GOLDEN BELL. El formaldehído fue producido por la empresa CTR SCIENTIFIC con una pureza del 37%. El NaF y NaBr, para preparación de soluciones patrón, y el NaOH y HCl, para preparación de soluciones de ajuste de pH, así como todos los demás reactivos empleados fueron de grado analítico.

Diseño de Experimentos Para este trabajo se planteó un Diseño de Experimentos de superficie de respuesta Central Compuesto de Cara Centrada, (Tabla 1), por medio de Design-Expert Software 7.0.0 (StatEase Inc., Minneapolis, MN USA) con la finalidad de determinar los efectos que tienen las concentraciones de agente reticulante (formaldehído), polímero (quitosano) y disolvente (Ácido acético), sobre las capacidades de adsorción de los aniones, porcentaje de hinchamiento (%H ) y Punto de Carga Cero (PCC). Se realizaron un total de 20 experimentos para su posterior análisis.

186

Tabla 1. Diseño de experimentos Central Compuesto de Cara Centrada propuesto para el estudio.

Síntesis de los hidrogeles de quitosano La síntesis de los hidrogeles de quitosano reticulados con formalehído se realizó de acuerdo con la metodología propuesta por Sadeghi et al. (2016). Se sintetizaron 20 muestras de hidrogeles de quitosano entrecruzados con formaldehído, variando la concentración de ácido acético CH3COOH (1, 5.5 y 10 % v/v), quitosano (1, 2 y 3% m/v) y formaldehído (1, 5.5 y 10% v/v).

Determinación de las capacidades de adsorción de los aniones Las capacidades de adsorción de los aniones se obtuvieron de acuerdo con la metodología seguida por Medellín-Castillo (2006). La masa de los aniones fluoruro y bromuro adsorbidos se calculó por medio de un balance de masa representado matemáticamente como: = −m (1)

Donde: q = Masa del ion adsorbido por unidad de masa de adsorbente (mg/g); Vi = Volumen inicial de la muestra (L); Vf = Volumen final de la muestra (L); Co = Concentración inicial del ion (mg/L); Cf = Concentración final del ion (mg/L); m = Masa del material adsorbente (g).

Std Run FORMALDEHÍDO QUITOSANO ÁCIDO ACÉTICO1 18 1 1 12 12 10 1 13 5 1 3 14 6 10 3 15 14 1 1 106 8 10 1 107 7 1 3 108 17 10 3 109 4 1 2 5.510 3 10 2 5.511 15 5.5 1 5.512 1 5.5 3 5.513 20 5.5 2 114 2 5.5 2 1015 11 5.5 2 5.516 13 5.5 2 5.517 19 5.5 2 5.518 9 5.5 2 5.519 16 5.5 2 5.520 10 5.5 2 5.5

187

Análisis de fluoruros y bromuros en solución acuosa

La determinación de las concentraciones finales de fluoruros y bromuros en solución acuosa después del periodo de experimentación, se realizó por medio de un método electrométrico. Este método permite determinar la concentración del ion de estudio mediante una curva de calibración, graficando concentración de ion contra potencial medido con el electrodo afín al ion. Los datos de la curva de calibración se ajustan por medio de la ecuación 2: = ( ) + (2)

Donde: e1 y e2 = constantes de ajuste; C= concentración del ion en solución acuosa (mg/L); relmV = potencial de la solución (relmV).

Caracterización de hidrogeles. La caracterización de los hidrogeles de quitosano se hizo por pruebas de Espectroscopía de Infrarrojo con técnica ATR, Microscopia Electrónica de Barrido (SEM), Análisis Termogravimétricos (TGA), Análisis por Fisisorción de Nitrógeno, Análisis de Sitios activos, Propiedades de Hinchamiento y Determinación del Punto de Carga Cero (PCC). Espectroscopia de Infrarrojo con técnica ATR Se utilizó un espectrofotómetro de infrarrojo THERMO SCIENTIFIC, modelo Nicolet iS10 que cuenta con la técnica de Reflectancia Total Atenuada (ATR), el análisis se efectuó en un rango de longitud de onda de 4000 a 500 cm-1 y con una resolución de 4 cm-1 y 16 escaneos.

Microscopía Electrónica de Barrido (SEM) Con la finalidad de observar porosidad y características superficiales de los hidrogeles entrecruzados, así como partículas adsorbidas en la superficie de los mismos (Sánchez et al., 2007). Para estas pruebas de caracterización se utilizó un microscopio electrónico de barrido marca EDAX modelo FEI Quanta 200.

Análisis Termogravimétrico (TGA) Este análisis nos permitió evaluar la variación de la masa de un material cuando se calienta. Normalmente, un cambio de masa puede ser ocasionado por diversos cambios tales como la descomposición, sublimación, reducción o desorción. Para este estudio se midió el cambio de masa con la temperatura de los hidrogeles utilizando una balanza termogravimetrica.

Análisis por fisisorción de Nitrógeno Con la finalidad de determinar el área superficial interna de un material poroso, esto por medio de la ecuación de BET, derivada por Brunauer, Emmett y Teller. Las propiedades de textura: área específica, volumen de los poros y el diámetro promedio de los poros, se determinaron por medio de un equipo de fisisorción.

Propiedades de hinchamiento Las pruebas de hinchamiento se realizaron de acuerdo con a la metodología descrita por Nho & Park (2001); Se pesaron en una balanza analítica marca VIBRA modelo HT 224 ,

188

donde el peso de cada muestra se corroboro por triplicado. El hinchamiento de las muestras se determinó por medio de la ecuación 3: (%) = − ∗ 100 (3) Donde: H = porcentaje de líquido atrapado en la red; Wf = peso del hidrogel húmedo (g); W0 = peso del hidrogel seco (g).

Determinación del Punto de Carga Cero (PCC) Para la determinación del Punto de Carga Cero (PCC), se medió el pH del agua desionizada empleada para preparar las muestras utilizadas para la determinación de propiedades de Hinchamiento, y tras 216 h de experimentación se midió el pH final. El PCC de cada muestra corresponde al valor de pH final medido tras el tiempo de experimentación transcurrido.

Resultados y discusión

Síntesis de los hidrogeles de quitosano En la síntesis se lograron obtener 20 muestras, las cuales presentaban coloración que iba de un amarillo ligero a caramelo intenso; en ellas se presentaron principalmente dos tipos de texturas laminar y granular (Figura 2).

Figura 2. Muestras de hidrogeles de quitosano obtenidas. Se puede apreciar la morfología de las muestras

de los hidrogeles obtenidos en la síntesis. Diseño de Experimentos

Capacidades de adsorción de fluoruros Las capacidades de adsorción de fluoruros, arrojaron que el factor más determinante, es decir que afecta mayormente la capacidad de adsorción de cada hidrogel, es la concentración de ácido acético; a una concentración mayor de ácido acético se obtienen menores capacidades de adsorción. Los resultados del análisis de varianza, con todos términos significativos para el modelo se muestran en la Tabla 2. La ecuación de final del modelo en términos de factores reales es:

qF = 1.44864+0.34320F+1.30335Q-0.077881ÁA-0.20645FQ-0.031502FÁA-0.024213F2-0.28624Q2+8.37424E-003ÁA2+5.96710E-003 F2Q+2.86566E-003F2ÁA+0.036692FQ2

Dónde: qF= Capacidad de adsorción de fluoruros (mg/g); F = Concentración de formaldehido (%V/V); Q =Concentración quitosano (% m/V); ÁA= Concentración ácido acético (% V/V)

Tabla 2. Resultados Análisis de varianza del modelo para capacidades de adsorción de fluoruros.

189

Std. Dev. 0.075 R-Squared 0.9431 Mean 2.39 Adj R-Squared 0.8650 C.V. % 3.15 Pred R-Squared -1.4125 PRESS 1.92 Adeq Precision 11.747

Capacidades de adsorción de bromuros Las capacidades de adsorción de bromuros se ven afectadas inversamente por la concentración de formaldehido. La interacción que muestra una sinergia de interacción muy importante es la que se da entre el formaldehído y ácido acético. Los resultados del análisis de varianza se muestran en la Tabla 3. La ecuación final del modelo en términos de factores reales es:

q Br =24.62849+1.18634F-1.17878Q+0.29855ÁA-0.74011FQ-0.023452FÁA+0.11674QÁA-0.099071F2+0.77101Q2-0.039825ÁA2+0.061430F2Q

Dónde: qBr= Capacidad de adsorción de bromuros; F = Concentración de formaldehido; Q =Concentración quitosano; ÁA= Concentración ácido acético.

Tabla 3. Resultados Análisis de varianza del modelo para capacidades de adsorción de bromuros. Std. Dev. 0.59 R-Squared 0.9165 Mean 25.69 Adj R-Squared 0.8236 C.V. % 2.28 Pred R-Squared -0.4909 PRESS 55.17 Adeq Precision 15.206

Propiedades de Hinchamiento Las propiedades de hinchamiento de los hidrogeles se ven afectadas por las interacciones formaldehido vs quitosano; el ácido acético no es un factor determinante. Los resultados del análisis de varianza se muestran en la Tabla 4. La ecuación final del modelo en términos de factores reales es:

% H=958.08959-167.16350F+117.48134Q-72.90504ÁA+8.71568FQ+3.49057FÁA+12.42794QÁA+8.84421F2-

38.20653Q2+3.32848ÁA2-1.75350FQÁA

Donde: % H = Porcentaje de hinchamiento; F = Concentración de formaldehido; Q =Concentración quitosano; ÁA= Concentración ácido acético.

Tabla 4. Resultados Análisis de varianza del modelo para porcentaje de hinchamiento. Std. Dev. 38.07 R-Squared 0.9842 Mean 424.30 Adj R-Squared 0.9666 C.V. % 8.97 Pred R-Squared 0.6948

190

PRESS 2.516E+005 Adeq Precision 21.011

Determinación del Punto de Carga Cero (PCC) El PCC se ve afectado por las interacciones formaldehido vs quitosano; a menor concentración de formaldehido y mayor concentración de quitosano, el punto de carga cero aumenta, el ácido acético no es un factor determinante. Los resultados del análisis de varianza se muestran en la Tabla 5. La ecuación final del modelo en términos de factores reales es:

PCC=4.46326-0.085068F+0.17469Q-0.063833ÁA-0.034167FQ-(2.40741E-003) FÁA-(6.38889E-003)QÁA+(7.85634E-003)F2+0.014091Q2+(8.35017E-003)ÁA2

Donde: PCC = Punto de carga cero; F = Concentración de formaldehido; Q =Concentración quitosano; ÁA= Concentración ácido acético

Tabla 5. Resultados Análisis de varianza del modelo para punto de carga cero.

Std. Dev. 0.17 R-Squared 0.8738 Mean 4.19 Adj R-Squared 0.7601 C.V. % 4.03 Pred R-Squared -1.0264 PRESS 4.59 Adeq Precision 9.426

Caracterización de hidrogeles Espectroscopía de infrarrojo ATR En la Figura 3 se presenta el espectro infrarrojo del quitosano, en el se muestran los picos característicos del mismo, los cuales están situados a 3429 cm-1 para el grupo hidroxilo y 1592 cm-1 para el grupo amino. Así mismo se presenta el espectro infrarrojo del hidrogel Std 19, con el cual se comparó la formación del mismo por base de Shiff. Se observan picos caracterizados por el modo vibracional de la amida II en la región comprendida entre 1590 y 1605 cm-1, vibración de estiramiento del enlace CH2 alrededor de 1425 cm-

1, una banda que corresponde al doblaje del grupo -NH2 a 1580 cm-1, la tensión anti simétrica del enlace C-O-C en 1154 cm-1 y las vibraciones del esqueleto características de las estructuras piranósica en 1082 y 1032 cm-1. Se muestra un pico a 1405 cm-1 representante de los enlaces imina formados por la reacción de reticulación entre grupos amino, del quitosano, y los grupos aldehídos en el formaldehído.

191

Figura 3. Espectro infrarrojo del quitosano e hidrogel Std 19.

De acuerdo con Sadeghi et al., 2016, la base de Shiff debe mostrar un pico significativo a 1566.8 cm-1 debido a los enlaces de imina (C=N) formados por la reacción de reticulación entre los grupos amino en el quitosano y el grupo aldehído en formaldehido, dicho pico se puede apreciar en el espectro obtenido experimentalmente confirmando el mecanismo de formación del hidrogel por base Shiff. En la Figura 4 se muestran los espectros infrarrojos del hidrogel Std 19 usado en la remoción de fluoruros y bromuros, comparando se con el obtenido de la muestra sin usar.

Figura 4. Espectros infrarrojos del hidrogel Std 19.

Microscopía Electrónica de Barrido (SEM) El hidrogel Std 19 (Figura 5) la cual presenta agrietamientos no muy pronunciados y se distingue ligeramente la porosidad del hidrogel, se puede observar presencia de interferencia en la superficie, posiblemente adheridas durante el proceso de síntesis. Se presentan algunos bordes, pero en general el hidrogel se observa con una textura laminar. En la muestra de hidrogel Std 19 que fue utilizada tanto para la remoción de fluoruros

Grupo amino a 1592 cm-1

Grupo hidroxilo a 3429 cm-1

192

(Figura 6) y bromuros (Figura 7), se puede identificar presencia de partículas adheridas en la superficie.

Figura.5. Hidrogel de quitosano Std 19.

Figura. 6. Análisis SEM de hidrogel Std 19 utilizado en remoción de fluoruros.

Figura 7. Análisis SEM de hidrogel Std 19 utilizado en remoción de bromuros.

193

Análisis Termogravimétrico (TGA) El hidrogel de quitosano reticulado con formaldehído (Figura 8 y 9) presenta curvas de pérdida de masa similares, tanto para la muestra que se analizó con fluoruros y bromuros, como para la muestra original. Se observan variaciones ligeras en la temperatura, la curva presenta un escalón debido a la perdida de humedad del hidrogel. Para la muestra de hidrogel original la descomposición completa se efectuó cercana a la temperatura de los 650 °C, mientras que para las muestras utilizadas en la remoción de aniones la temperatura de descomposición fue mayor a los 750 °C.

Figura 8. Curva calorimétrica (TGA) de hidrogel Std 19 original y con aniones.

Figura 9. Curva derivada calorimétrica (DTGA) de hidrogel Std 19 original y con aniones.

Análisis por fisisorción de Nitrógeno Los datos de fisisorción se presentan en la Tabla 6, donde se muestra que el material tiene un área específica muy buena que favorece una distribución de tamaño de porosidad. El diámetro de poro es de la escala macro, por lo que es un material con muy buenas características físicas y potencial como adsorbente.

Tabla 6. Propiedades físicas de los hidrogeles

Material Área Especifica

(m²/g) Diámetro de poro

(nm) Volumen de poro

(cm³/g) Hidrogel Std 19 0.1327 353.9936 0.001192

20

40

60

80

100

0 200 400 600

Peso

(%)

Temperatura (°C)

Std 19

-0.1

6E-16

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 200 400 600Temperatura (°C)

Peso

deriv

ado

(%/°

C)

194

Conclusiones Los hidrogeles son una alternativa viable para la remoción fluoruros y bromuros de agua. De acuerdo con el Diseños de experimentos propuestos, la concentración de formaldehido afecta negativamente la capacidad de adsorción de ambos aniones (mayormente a bromuros), % H y PCC; la concentración de ácido acético solo afecta las capacidades adsorción de los aniones, pero no tiene impacto significativo sobre %H y PCC; la concentración de quitosano solo fue significativa para %H. Los rangos óptimos de concentraciones para la síntesis de hidrogeles son: 1 - 2 %(m/v), 1 - 5.5(%v/v), 1 – 5.5 %(v/v) para quitosano (polímero), formaldehído (agente reticulante) y ácido acético (disolvente) respectivamente.

Agradecimientos I.Q. Nicolás Miranda Ortiz. Responsable del laboratorio de Ciencias Ambientales. Facultad de Ingeniería. Dr. Raúl González García. Profesor Investigador CIEP/Facultad de Ciencias químicas Bibliografía Benefield L.D., Junking J. F., & Weand B. L. (1982). Process Chemistry for Water and Wastewater Treatment. Pág. 405-421. Brown, W. H. (2002). Introducción a la química orgánica. Grupo editorial Patria. Segunda edición. Capítulo 11 Aldehídos y cetonas. Pág. 293-294. Diario Oficial de la Federación, 2000. Normas Oficiales Mexicanas en Materia de Protección Ambiental. Proyecto de Modificación a la Norma Oficial Mexicana PROY-NOM-127-SSA1-1994, Salud ambiental. Agua para uso y consumo humano. Límites permisibles de calidad y tratamientos a que debe someterse el agua para su potabilización. 1ª. Secc. 22 de noviembre, México, D.F. Escobar, J.L. García, D.M., Zaldivar, D. & Katime, I. (2002). Hidrogeles. Principales características en el diseño de Sistemas de liberación controlada de fármacos. Revista Iberoamericana, Polímeros, Vol. 3, núm.3. . Hernández, I.(2004). La quitosana: un producto bioactivo de diversas aplicaciones. Instituto Nacional de Ciencias Agrícolas. Cultivos Tropicales, vol. 25, núm. 3. Hernández, I., Herver, R., Olivos, M., & Márquez, C. (2016). Elaboración de un hidrogel a partir de quitosano para la eliminación de metales pesados (Cu) en una muestra modelo de agua. Revista de Simulación y Laboratorio Vol.3, núm. 9. Kashma, B.S., Kumar V., Susheel K., & Swart H.C. (2014). Water retention and dye adsorption behavior of gg cl poly (acrylic acid aniline) based conductive hydrogels. Geoderma, 232 - 234:45 – 55. Lárez-Velásquez, Cristóbal. (2003). Algunos usos del quitosano en sistemas acuosos. Revista Iberoamericana de Polímeros Vol. 4, núm. 2. Lei, D., Huiping, D., Chao, W. & Xu, H. (2012). Affecting factors, equilibrium, kinetics and thermodynamics of bromide removal from aqueous solutions by MIEX resin. Chemical Engineering Journal 181– 182 Pág. 360– 370. Li,J., Liu, Q., Huang, R., & Wang, G. (2016). Synthesis of a novel Ce(III)-incorporated cross-linked chitosan and its effective removal of fluoride from aqueous solution. Journal of Rare Earths, Vol. 34, No. 10, Pág. 1053-1062 Medellín-Castillo, N. A. (2006). Remoción de fluoruros en solución acuosa por medio de adsorción sobre varios materiales. Tesis de Maestría, Facultad de Ciencias Químicas, UASLP. San Luis Potosí, México.

195

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196

MODELIZACIÓN GEOQUÍMICA DE LA LIXIVIACIÓN DE LODOS GENERADOS EN BIO-FILTROS DE TRATAMIENTO DE AGUAS

RESIDUALES

Martínez-López, L.A1, Toader-Lupsea M.O.2 y Ávila-Galarza A.1

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P., México, mall290296@gmail.com y

galarza@uaslp.mx 2Laboratorio LGCIE-DEEP, Instituto Nacional de Ciencias Aplicadas de Lyon, 20 Avenue Albert Einstein, Villeurbanne, Francia, maria-

octavia.lupsea@insa-lyon.fr.

Resumen Los lodos provenientes de plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas representan un problema ambiental, cuando se generan en grandes volúmenes y no se conoce con certeza su composición o su

reacción con el medio en que se dispongan. Conocer estos aspectos de los lodos resulta fundamental para definir las tareas dirigidas a su estabilización o para conocer la viabilidad de aprovecharlos

económicamente. Es así que este trabajo, realizado en Francia, presenta los resultados que demuestran la capacidad de modelizar parcialmente el proceso de lixiviación de los lodos, generados en el sistema de

tratamiento de aguas residuales urbanas denominado en francés: Filtres Plantés de Roseaux, que es muy similar a los humedales. El modelo presentado en este estudio, se construyó con el programa

computacional PhreeqC que se basa principalmente en el análisis geoquímico de los elementos que componen a los lodos. La finalidad es reproducir el proceso de lixiviación en función del pH, de los

elementos contenidos en los lodos como cobre, cadmio y fósforo, con un nivel de confianza estadística aceptable (α=0.05).

Palabras clave: gestión, impacto ambiental, metales pesados.

Introducción La gestión de las aguas residuales urbanas es una problemática común de los asentamientos humanos, que hoy en día cuenta con distintas propuestas de solución (tratamiento físico, químico o biológico), mismas se rigen por los lineamientos de la reglamentación aplicable para cada país. Entre los métodos de tratamiento biológico del agua, se encuentran los filtros basados en grandes áreas de terreno cubiertas con plantas, llamados: humedales (español), constructed wetlands (inglés) o filtres plantés de roseaux, FPR (francés). En general, la remoción de contaminantes dentro de estos sistemas de tratamiento se da por medio de interacciones complejas de carácter fisicoquímico y microbiológico, que ocurren al hacer pasar lentamente el agua residual a través de un lecho de sustrato (arena, grava o arcilla) con raíces y rizomas de vegetación emergente. Algunos de los mecanismos que intervienen en la remoción en estos sistemas son la biodegradación microbiana, la captación por las plantas, la adsorción en el lecho y la volatilización (Kadlec y Knight, 1996; Matamoros, 2008).

Hoy en día se sabe que los sistemas FPR presentan ventajas diversas de operación, como el consumo bajo de energía y la buena tolerancia a la variación de carga orgánica a tratar, y en apariencia, ya que se integran al paisaje natural y no liberan olores desagradables, significativos como en otros métodos de tratamiento (Kim, 2014). Sin embargo, una situación que pone en duda la sustentabilidad de este proceso es la generación de lodos

197

de tratamiento, cuyo manejo representa actualmente entre el 20% y el 60% del costo convencional de operación de una planta de tratamiento (Uggetti, 2010).

En el caso de Francia, la gestión de los lodos provenientes de las plantas de tratamiento FPR, figura ya como una situación preocupante, debido a que, considerando que desde 2012 se cuenta con ya más de 2500 estaciones de este tipo instaladas en el territorio francés (Molle, 2012) y que estas estaciones en promedio, al tratar principalmente aguas residuales domésticas (de carga orgánica elevada) y agrícolas (que se comenta acarrean metales como el cobre de los agroquímicos), acumulan en su superficie aproximadamente 1,8 toneladas de lodo por año (Kim, 2015); este volumen corresponde a un solo piso o célula individual de tratamiento (con una eficiencia definida, que puede transferir el efluente a otra célula en serie), y sabiendo que en general se tienen de 2 a 6 de pisos por planta FPR, el volumen resultante es inmenso. No obstante, el inconveniente no radica solamente en las cantidades grandes de lodos que se generan, sino que la gestión de estos últimos depende de los costos, para su estabilización o bien, del posible impacto sobre el ambiente y la salud de las personas, que pudieran tener las opciones dirigidas a disponer los lodos directamente en el ambiente (sin tratamiento); considerando que los lodos contienen elementos potencialmente peligrosos como metales pesados, o bien elementos fertilizantes, como el fósforo. Debido a lo anterior resulta necesario una mayor comprensión de la naturaleza de los lodos: composición, estructura y evolución con el paso del tiempo; a su vez, se requieren de estudios sobre la lixiviación de los elementos contenidos en éstos.

En este estudio, realizado en Francia, con la asesoría y colaboración de investigadores del laboratorio LGCIE-DEEP del Instituto Nacional de Ciencias Aplicadas-Universidad de Lyon, se buscó dilucidar los aspectos fundamentales que rodean el cómo interactúan los lodos con el agua del ambiente (la de riego, por ejemplo) en el proceso de lixiviación, para posteriormente definir la opción de gestión que no genere más problemas de los que resuelve. Cabe mencionar que la vía de análisis elegida fue el modelado o modelización geoquímica computacional, debido a la rapidez con que los procesadores logran asimilar la información introducida y realizar cálculos complejos; siendo así que la primera utilidad de esto es la posibilidad para introducir nuevas variables, modificar parámetros y obtener resultados que sirvan para describir a estos lodos en relativamente poco tiempo.

El objetivo general de este proyecto fue: Desarrollar un modelo geoquímico computacional, capaz de reproducir el proceso de lixiviación de lodos, provenientes de plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas tipo FPR.

Los objetivos particulares que se plantearon fueron los siguientes:

1. Identificar e incluir en el modelo, los fenómenos químicos pertinentes para la lixiviación de cada elemento.

2. Reproducir con el modelo, las curvas de la fracción lixiviable correspondientes a los distintos elementos contenidos en los lodos: Ca, P, S, Al, Cu, Ni, Cd y carbono orgánico total, en función del pH y a través del uso del software PhreeqC.

198

3. Incluir una representación simplificada de la materia orgánica que cumpla las funciones de ésta dentro de los lodos.

4. Ajustar los resultados que se obtengan en esta modelización a los resultados experimentales obtenidos en los estudios de referencia, con un nivel de confianza aceptable.

Metodología A través del uso de modelos computacionales se pretende reproducir el proceso de lixiviación de una muestra de lodos y representar de manera virtual distintos aspectos de los lodos (como su composición química), con lo que se busca el analizarlos bajo distintas condiciones de pH. Es así que la metodología se resume a la descripción del proceso de empatar la representación virtual del proceso de lixiviación, con los resultados obtenidos de los análisis químicos de los lodos.

Etapa 1. Revisión y análisis de bibliografía

La revisión bibliográfica se dirigió a la búsqueda y análisis de las investigaciones y estudios, de las muestras de lodos provenientes de 2 plantas de tipo FPR, ubicadas en los poblados de Vercia y Cormatin en Francia, que se ocupan principalmente de las aguas residuales domésticas y agrícolas. Se identificó, primeramente, una caracterización aproximada de las diversas especies minerales que forman los lodos, y de los fenómenos químicos que participan en la lixiviación del contenido de los mismos (Kim, 2014). Posteriormente, se examinó el documento clave para la modelización, que trata sobre la descripción del comportamiento de los lodos en la lixiviación para distintos valores de pH. El estudio fue realizado según el protocolo contenido en la norma CEN/TS 14429; dicho trabajo está basado en la propiedad de capacidad de neutralización de ácido o base (ANC) de los lodos. La ANC está definida como la cantidad de ácido o base necesaria para cambiar el valor de pH original de una muestra (Stumm, 1981). Este comportamiento de los lodos en la lixiviación se referirá entonces, en lo que sigue de esta investigación, a la curva generada por la cantidad o fracción de cada elemento contenida en los lodos, que se liberada mediante el proceso de lixiviación, en condiciones de pH específicas, como se muestra en la figura 1 (Merlot, 2016).

Figura 1. Comportamiento de la curva de la fracción lixiviable de cobre en función del pH, expresada en

su forma logarítmica, para una mejor apreciación visual.

Esta información se convierte entonces, en el punto de referencia base para la modelización, misma que se llevó a cabo en un software que sea capaz de describir el comportamiento en la lixiviación de los elementos principales contenidos en los lodos, los cuales son: Ca, P, Fe, Si, S, Al, Cu, Ni, Cd y carbono orgánico total. Por otra parte, se eligió PhreeqC, ya que está diseñado para representar sistemas hidrogeoquímicos, con cálculos de especiación y reacciones batch (entre otras funciones); por lo que el software

199

resulta adecuado para describir la condición fundamental de la lixiviación, que es la interacción entre los lodos y una solución determinada (Merlot, 2016).

Etapa 2. Construcción del modelo

En primer lugar, se tiene que la solución introducida el modelo (tabla 1) presenta características similares a las del agua de lluvia, ya que se considera que éstas son el agente que detona la lixiviación de los lodos en el medio natural. El volumen de solución considerado es de un litro.

Tabla 1. Características de la solución introducida al modelo

Temperatura 25°C pH 5.7 pe -4 Densidad relativa 1 Cantidad de agua 1kg

Posteriormente, se definen los fenómenos físico-químicos que fueron tomados en cuenta para la modelización del proceso de lixiviación:

Disolución-precipitación

El proceso de lixiviación se define como la extracción de los componentes solubles contenidos en un sólido determinado, por lo que resulta necesario considerar los fenómenos químicos que impliquen la puesta en disolución de los minerales contenidos en los lodos. En la tabla 2 se presentan las cantidades correspondientes a cada uno de los minerales que fueron introducidos en el modelo:

Tabla 2. Cantidad en moles que corresponde a cada componente de los lodos.

NOMBRE CANTIDAD

(MOL) NOMBRE CANTIDAD

(MOL) NOMBRE CANTIDAD

(MOL)

Al2(SO4)3 0.0015 Chalcocyanite 0.0021 Strengite 0.0016

Berlinite 0.019 Larnite 0.00012 HZ1 0.01

Calcite 0.035 Hydroxylapatite 0.005 CaZ2 0.035 Cd(OH)2 9.00E-05 NiSO4 0.0012 Docs1 0.36 Beidellite-K 0.00072 Pseudowollastonite 0.002 Docas2 0.015 Sustancias que participan en el intercambio iónico1 Componentes del modelo de la materia orgánica2

La selección de los minerales fue hecha en general, en base a análisis previos de caracterización de los lodos y a la evaluación de los posibles mecanismos de reacción que podrían dar lugar a la formación de uno u otro compuesto en el proceso de tratamiento de agua. Así, por ejemplo, el mineral calcita, fue identificado a través de un análisis de difracción de rayos X (DRX) (Kim, 2015).

200

Adsorción

Ciertos compuestos sólidos contenidos en los lodos poseen la capacidad de retener algunas especies que se encuentran en solución, disminuyendo su presencia en la solución producto de la lixiviación de los lodos. En la tabla 3 se presentan los parámetros que se tomaron en cuenta para describir este fenómeno químico en el modelo. Anteriormente, en otros estudios, se encontró la presencia de una superficie complejante, llamada oxihidróxido de hierro (FeO(OH)), la cual puede retener aniones (particularmente fosfatos y sulfatos), reduciendo la concentración de estos en el lixiviado (Kim, 2015). El nombre con que se hace referencia a ésta superficie complejante es Hfo.

Tabla 3. Características de las superficies que participan en el fenómeno de adsorción.

Ácidos fúlvicos y húmicos* Parámetro Referencia

Superficie específica 100 m2/g [1]

Densidad de grupos carboxílicos 1g / (0.025mol) [1] , [3]

Densidad de grupos fenólicos 1g / (0.06mol-

2.8mol) [1] -[3]

Oxihidróxidos de hierro Superficie específica 600m2/g E.E. Densidad de sitios Hfo_sOH (oxihidróxido de hierro, enlace fuerte) 0.08mol/g E.E Densidad de sitios Hfo_wOH (oxihidróxido de hierro, enlace débil) 0.0045mol/g E.E

REACCIÓN QUÍMICA LOG K Hfo_s/wOH + SO4

-2 + H+ = Hfo_sSO4- + H2O 7.78 [4]

FeO(OH)0 (s) + PO4-3 + 3H+ = FeH2PO4

-2(s) + H2O 32.08 [4] Fuente: E.E: Este estudio. *: Parámetros correspondientes a la materia orgánica.1 ([1] Ravat C. et al, 2000; [2] Tiruta-Barnaa L., 2011; [3] Andjelkovic T. et al, 2006; [4] Kim, 2015.

Etapa 3. Análisis de resultados preliminares

En esta etapa, se introdujeron los mecanismos antes descritos y se realizaron ajustes exhaustivos de los parámetros correspondientes a cada uno. Sin embargo, como se observa en la figura 2, si bien el ajuste visual del modelo para la curva de pH no parece distar mucho de los resultados experimentales (expresados en las gráficas como los puntos Exp), la representación del comportamiento del calcio (Ca) es completamente errónea, por lo que se supone no se considera algún componente importante de los lodos (materia orgánica).

Figura 2. Primera aproximación del modelo. a) A la izquierda se presenta el comportamiento de la curva de pH al agregarse una cantidad de ácido o de base determinada (expresada en H+ equivalente) b) A la derecha se tiene la fracción lixiviable de Calcio. “Sim” es la información obtenida por la simulación y

“Exp” son resultados experimentales.

201

Etapa 4. Inclusión de la materia orgánica

El modelo de la materia orgánica consta de una molécula virtual capaz de reproducir, mediante ciertas reacciones químicas, sujetas a diversos parámetros fisicoquímicos (tabla 5), los resultados del carbono orgánico total obtenido de manera experimental, como se observa en la figura 4, donde se muestra un ajuste visual aceptable entre el modelo y los resultados de referencia (Merlot et-al).

Figura 4. Comportamiento de la curva de materia orgánica “Sim” ajustada sobre los valores experimentales del carbono orgánico total “Exp”.

En lo que respecta a la adsorción (también llamada complejación) de los metales en la superficie de la materia orgánica, los parámetros que describen este fenómeno (tabla 5) están dirigidos a representar la capacidad de los ácidos húmicos (hum) y fúlvicos (Fulv) con sitios de carácter carboxílico (acO-) y fenólico (phO-) para retener cationes como Cu2+ (Ram, 1984). En cuanto a la complejación de la materia orgánica disuelta, los parámetros que la introducen en la tabla 5 representan el proceso por el cual dicha materia, actúa como un agente quelante que retiene ciertos cationes en solución (Quaresima et-al).

Tabla 5. Parámetros empleados para la modelización de la materia orgánica

REACCIÓN LOG K REF REACCIÓN LOG K REF

Especies de superficie activa Especies de complejación

H+ + Hum_acO- = Hum_acOH -4.9 [4] 0.33Cu+2 + Docs-0.33 = Cu0.33Docs+0.33

5 E.E [7]

H+ + Hum_phO- = Hum_phOH -1 [4] 0.33Ca+2 + Docs-0.33 = Ca0.33Docs+0.33

0.8 E.E [7]

Fulv_acO- + H+ = Fulv_acOH -4.1 [4] 0.33Cd+2 + Docs-0.33 = Cd0.33Docs+0.33

0.7 E.E [7]

Fulv_phO- + H+ = Fulv_phOH -4.1 [4] 0.33Ni+2 + Docs-0.33 = Ni0.33Docs+0.33

1.5 E.E [7]

Cu+2 + Hum_acO- = Hum_acOCu+ 6.34 [5] Especies químicas introducidas como pseudo-

minerales Ni+2 + Hum_acO- = Hum_acONi+ 2.07 [4] OHDocas2 = 2Docas+0.5 + OH- -13.7 E.E [7]

Cd+2 + Hum_acO- = Hum_acOCd+ 3.3 [6] H0.33Docs = Docs-0.33 + 0.33H+ -4 E.E [7]

Fuente: [4] S. Paul et al, 2015 [5] N. Ram, et-al, 1984, [6] H. ElBishlawi y Jaffe P. R., 2015 [7] Basado en Quaresima, 2016.

202

Intercambio iónico

La inclusión de este proceso al modelo se justifica, debido al posible intercambio de iones entre la solución y la materia orgánica contenida en los lodos. Son en particular los iones de calcio los que participan en mayor cantidad en el intercambio iónico, debido a que es el catión más abundante en los lodos y que posiblemente, al estar contenido en la superficie de la materia orgánica, este sea liberado de acuerdo a los cambios del pH. En la tabla 4 se describen los parámetros que introducen este fenómeno al modelo y las cantidades que le corresponden a cada compuesto se encuentran en la tabla 1.

Tabla 4. Parámetros correspondientes a las sustancias que participan en el intercambio iónico.

REACCIÓN LOG K REFERENCIA REACCIÓN LOG K REFERENCIA

Especies de intercambio iónico H+ + Mor- = HMor 3.37 [1] Ca+2 + 2Mor- = CaMor2 2.5 [2] Fuente: [1] C. Ravat, et al, 2000 y [2] L. Tiruta-Barnaa, et al,. 2011.

Etapa 5. Ajuste final del modelo

Una vez lograda una representación visual aceptable de la materia orgánica, se procedió a ajustar todos los parámetros y cantidades relacionados a cada elemento químico contenido en los lodos, con el fin de llevar el modelo del proceso de lixiviación de los lodos hasta un nivel aceptable, que estadísticamente se refiere a establecer pruebas F de Fischer y t de Student al 95 y 99% de confianza (α=0.05 y 0.01) y analizar el resultado de éstas (Duffau, 2010) junto con el ajuste visual del comportamiento de las curvas (figura 5 a y b). Se estableció que la relación de la materia orgánica con los minerales se limitaría a los elementos siguientes: Ca, Cu, Cd y Ni; debido a las complicaciones que muestra el software para realizar cálculos con una gran cantidad de variables.

Figura 5. Ajuste final del modelo. Se observa una mejora notoria con respecto de los resultados presentados en la figura 2. a) La curva de comportamiento de pH se ajusta bien visualmente. b) La curva

de calcio también aparenta seguir la tendencia de la referencia experimental.

Resultados y discusión La primera simulación, de la etapa 2, que toma en cuenta sólo a los minerales y que fue la sugerencia para dar inicio a la modelización (Merlot, 2015), resulta en una buena aproximación para la curva de pH (fig. 2); lo anterior basándose en las pruebas estadísticas definidas para la validación del modelo con respecto de los resultados experimentales (F de Fisher y t de Student), obteniendo un valor p de 0.49 para una significancia α=0.05 (o nivel de confianza del 95%), el cual es un resultado aceptable. Sin

203

embargo, al observar otros elementos, como el Calcio, se observó que se sobrepasa el valor crítico de ambas pruebas, por lo que no se podía concluir que el modelo se ajustaba correctamente a la realidad. Es hasta que se incluye la materia orgánica en el modelo, que el ajuste para la mayoría de los elementos mejora de manera significativa.

Para el ajuste final (figura 6), se revisa en primera instancia el caso de las curvas de calcio (figura 6, a) y Hierro (figura 6, f) que cumplen tanto de manera visual como en la prueba estadística de Student (α=0.05), por lo que el modelo resulta ser una representación confiable. Las curvas de otros elementos como Cobre, Azufre y Fósforo, si bien aparentan seguir la tendencia de los resultados experimentales, requieren de una mayor tolerancia estadística (α=0.01) para considerar que su representación en el modelo es confiable. Con esto se concluye la validez parcial de las hipótesis planteadas en la metodología para la materia orgánica y los mecanismos que se considera, participan en la lixiviación. Por otra parte se tiene que las curvas del modelo para los elementos aluminio níquel, silicio y cadmio no representan el comportamiento de éstos en los lodos.

Las razones de que no se lograra un ajuste correcto para cada uno de los elementos químicos objetivo de la modelización son diversas. Algunas propuesta para ajustar los resultados del modelo para los elementos que requieren una mayor tolerancia estadística es que, se debe realizar un ajuste aún más minucioso de los parámetros y cantidades que se plantearon a lo largo de la metodología. En lo que respecta a los metales pesados (Cd, Cu y Ni), éste ajuste debería ser aplicado a los parámetros que representan su interacción con la materia orgánica. Sin embargo, se requiere de un ajuste muy preciso para reproducir el comportamiento de cantidades traza.

En el caso del aluminio (figura 6, b), si bien existe una cierta similitud entre las curvas real y del modelo, el valor obtenido en la prueba estadística rebasa por mucho el punto crítico (incluso con α=0.001); esto se debe probablemente al compuesto mineral que se introdujo para su modelización (Al3(SO4)2, tabla 2), el cual parece no ser el indicado.

El modelizado del comportamiento del silicio (figura 6, g), tampoco responde satisfactoriamente a la realidad, siendo que incluso el ajuste visual no es el deseado. Las causas de esto pueden ser: la cantidad presente de este elemento en los lodos con respecto del total (es muy pequeña) y también el hecho de que al ser uno de los elementos más abundantes de la Tierra, requeriría de una gran cantidad de fases minerales que describieran su comportamiento a la lixiviación (de las que se consideran sólo 5 en los datos de entrada al modelo).

Se discutió también sobre la situación de imprecisión con el fósforo (figura 6, c), la cual puede deberse a que no se consideran los compuestos orgánicos que contienen éste elemento, como el ATP (caso similar para el S, figura 6, d).

204

Figura 6. Ajuste final de las curvas correspondientes a la fracción lixiviable de los elementos más importantes contenidos en los lodos: a) Ca-calcio, b) Al-aluminio, c) Cu-cobre, d) P-fósforo, e) S-azufre,

Ni-níquel, f) Fe-hierro, g) h) Si-silicio, i) Cd-cadmio.

Conclusiones Los resultados finales de la modelización representan de manera parcial el proceso de lixiviación de los lodos, siendo que el ajuste estadístico deseado (α=0.05) se alcanza sólo para las curvas pH, Ca, Fe y MO. Por otra parte, el ajuste para las curvas de los elementos Cu, S y P, si bien concuerda con la tendencia visual de los resultados, difiere ligeramente del nivel de significancia establecido (α=0.01); y en el caso de los elementos Al, Si, Ni y Cd, no se concluye que exista un ajuste estadístico aceptable (incluso con α=0.001). Por lo que se establece una representatividad aceptable cercana al 63% de los elementos químicos estudiados, mientras que del otro 37 % no se puede decir que el modelo sea un método confiable para describir su comportamiento a la lixiviación. Aun así, en este trabajo se confirma que la inclusión de la representación de la materia orgánica, al modelo geoquímico, mejora significativamente el ajuste visual y estadístico de la modelización de los resultados experimentales de referencia (como se observa en las gráficas).

Sin embargo, se establece también, que las 2 grandes limitantes de este modelización son la descripción de la materia orgánica presente en los lodos y la capacidad del software para llevar a cabo esta descripción. Siendo que en este caso, PhreeqC no parece estar diseñado para modelizar todos los aspectos que rodean a la naturaleza de la materia orgánica.

De tal manera que este estudio resulta como una herramienta, con puntos a mejorar, para el análisis de la materia orgánica y de los lodos provenientes de los FPR. Algunas sugerencias que se tienen para trabajos posteriores, así como para mejorar la calidad de la modelización son:

205

1. Incluir algún otro mecanismo de interacción que se dé entre los elementos que componen los lodos.

2. Investigar sobre la posible interacción de la materia orgánica con el azufre y el fósforo.

3. Incluir un argumento sobre la actividad bacteriana (si es o no relevante). 4. Extender el estudio del fenómeno de adsorción, considerando oxihidroxidos de

aluminio o la ferrhydrita.

5. Emplear otro software, especializado en la descripción de la materia orgánica.

Agradecimientos En primer lugar extiendo un gran agradecimiento a la Secretaria de Educación Pública de México, por haberme dado la oportunidad de realizar un intercambio en Francia a través del programa de becas MEXFITEC; siendo la M. Aida Lee Rodríguez y la Lic. Marisa López Bedoya las gestoras del programa, muchas gracias.

También agradezco el apoyo de mis tutores, que revisaron y dedicaron gran parte de su tiempo al desarrollo de este proyecto, los doctores: Denise Blanc, Maria Lupsea, Mathieu Gautier y Boram Kim, del laboratorio LGCIE-DEEP del INSA de Lyon.

Doy gracias también a la dedicación y ayuda de mi asesor en la materia de desarrollo de proyectos, para la elaboración de este reporte, el doctor Alfredo Ávila Galarza.

Bibliografía Andjelkovic, T., Perovic, J., Purenovic, M., Blagojevic, S.R., Nikolic, D., Andjelkovic T. y Bojic, A., 2006. A direct potentiometric titration study of the dissociation of humic acid with selectively blocked functional groups. Scielo-Eclet, vol.31, n.3, pp.39-46. Disponible en linea en: http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0100-46702006000300005&script=sci_abstract

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207

PRODUCCIÓN DE HIDRÓGENO A PARTIR DE SEMILLAS DE AGUACATE

Compeán-González R1, Rosales-Colunga L2

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona

Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. 2Coordinador Ingeniería Agroindustrial, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr.

Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P.

Resumen Los biocombustibles han tomado fuerza en nuestro presente y en nuestro futuro, ya que los combustibles

fósiles que usualmente utilizamos son una de las principales fuentes de contaminación del medio ambiente, por lo cual, se opta por el uso de biocombustibles como una alternativa muy viable para

suplirlos, sin arriesgar la eficiencia. Por lo tanto, se busca generar biocombustibles a través de residuos generados por la industria agroindustrial, residuos que se generan en gran cantidad y que pueden ser

utilizados con fines energéticos. Una de las mejores opciones como biocombustible es el Hidrógeno el cual cuenta con un rendimiento 2.75 veces mayor a los hidrocarburos. Este biocombustible se puede

obtener a través de la fermentación de la semilla de aguacate, con una bacteria en específico, Escherichia coli, la cual se pretende que sea capaz de consumir el alto contenido de almidón que se encuentra en la

semilla del fruto mencionado. Se utilizarán diferentes variantes de E. coli para la elaboración del proyecto y analizar sus capacidades de producción biohidrógeno.

Palabras clave: Cepas, Escherichia coli, biohidrógeno

Introducción Uno de los problemas a los que nos enfrentamos hoy en día, es la gran dependencia que

se tiene hacia los combustibles fósiles, ya que los encontramos y los usamos a lo largo de

nuestra vida diaria; surgiendo de aquí los primeros inconvenientes de su constante uso,

que es el agotamiento de ellos, esto por ser recurso no renovable. Los efectos secundarios

por la combustión de combustibles fósiles son los gases de efecto invernadero, el

calentamiento global y el cambio climático, que como ya se ha visto en ciertos estudios

[1], afectan de manera directa en la atmósfera de nuestro planeta.

Esto nos lleva a la busca de otro tipo de combustibles, que puedan reemplazar a los

combustibles fósiles, pero tomando en cuenta su eficiencia y alta densidad energética,

que los vuelva una opción viable para empezar a utilizar los famosos combustibles

alternos. Dentro de estos combustibles alternos existen una gran variedad y con diferentes

densidades energéticas, siendo uno de los más viables, el hidrógeno debido a su alto

rendimiento energético de 122 kJ / g, que es 2,75 veces mayor que los combustibles

fósiles [1].

La principal ventaja del hidrógeno es la ausencia de emisiones contaminantes, ya que al

ser utilizado por combustión o en pilas de combustible, sólo genera agua pura. La

208

producción biológica de hidrógeno o biohidrógeno es un método atractivo porque se lleva

a cabo a temperatura y presión ambiente. A pesar de que los procesos fotosintéticos y

fermentativos pueden producir biohidrógeno, la producción fermentativa de hidrógeno

utiliza una amplia gama de fuentes de carbono, no necesita luz y generalmente produce

tasas más altas que los procesos fotosintéticos. Siendo en este caso la aplicación de un

método de fermentación oscura, la cual se identifica por el uso de diferentes tipos de

microorganismos para la generación de ciertos biocombustibles [2]; utilizando en este

proyecto a la bacteria Escherichia coli, la cual es una bacteria anaerobia facultativa, lo

que le da la capacidad de poder desarrollarse en condiciones anaerobias o aerobias.

Existen ya algunos antecedentes del uso de E. coli para la producción de biohidrógeno

[2], tomando diferentes tipos de azucares como sustrato para la producción del

biocombustible mencionado, lo que nos lleva a la investigación del uso de una nueva

fuente de alimento para E. coli, tomando en cuenta que esta bacteria no es capaz de

consumir almidón de manera natural.

Dentro de los biocombustibles se buscó una opción que fuera viable, en el sentido de

utilizar materias primas que surgieran del desecho de algún proceso de la industria

agroalimentaria. Dando pie a buscar algún desecho que se encontrara en abundancia y

que actualmente no se le diera ningún tipo de uso, surgiendo como una excelente opción,

el aguacate, pero siendo más específicos, la semilla del aguacate; residuo al cual no se le

está dando ningún tipo de uso o de reutilización.

El aguacate es un fruto de suma importancia comercial para México por los beneficios

económicos que propicia para el mismo país, siendo el primer lugar en producción a nivel

mundial, con más de 700,000 toneladas anuales [1]. Las semillas de aguacate son uno de

los principales productos de desecho del procesamiento agroindustrial de los aguacates.

Estas semillas, son una fuente rica de almidón y micronutrientes y por lo tanto se pueden

utilizar como sustrato para la producción de biocombustibles. Con este dato solucionamos

nuestra búsqueda del sustrato principal y provocando una disminución en la generación

de residuos no aprovechados de la industria agroindustrial.

Por lo tanto, el objetivo de este proyecto es evaluar la habilidad de diferentes cepas de E.

coli para la producción de biohidrógeno, a partir de almidón y semilla de aguacate; ya que

E. coli no es capaz de consumir almidón de manera natural, como lo hace con otros

azucares como sustrato [3]. Con la producción de hidrógeno como biocombustible se busca

209

reducir el daño ocasionado por los combustibles fósiles, siendo de gran importancia el

estudio de la obtención de hidrógeno a partir de diferentes sustratos.

Metodología Para el desarrollo de este proyecto se utilizaron 5 diferentes cepas de la bacteria E. coli,

nombrando a cada una de ellas, así como sus características específicas en la Tabla 1. En

esa tabla, se hace una descripción de las cualidades y mutaciones genéticas que tiene cada

una de ellas.

Tabla 1. Cepas de la bacteria E. coli

Cepa Características Referencia WT Escherichia coli K-12 MG1655

(Sin Mutaciones) [4]

ΔHycA Escherichia coli K-12 MG1655 (Con la ausencia del regulador negativo

ΔHycA)

[5]

WT6 Escherichia coli mutante adaptativa para crecer en almidón

[4]

Amy0 Es una cepa de WT con un plásmido que codifica para exportar una amilasa

[4]

Amy6 Es una cepa de WT6 con un plásmido que codifica para exportar una amilasa

[4]

Estas cepas se sembraron en LB (Luria Bertani) en cajas de Petri, se resguardaron a una

temperatura de 4ºC hasta su uso para el desarrollo del proyecto.

Se realizaron pruebas para evaluar si existía la producción de hidrógeno diferentes

sustratos, almidón (Marca Bixon) y semilla de aguacate. Para esto, se realizaron

preinóculos en LB, de cada cepa; se dejaron incubando durante 24 horas, a una

temperatura de 37ºC y a 150 rpm. Posteriormente, se realizó un ajuste en la densidad

óptica de los preinóculos, en un espectrofotómetro (UNICO), a una longitud de onda de

600nm; con los valores obtenidos, se hizo un ajuste en la concentración para tener la

misma cantidad de bacterias en cada ensayo. Como biorreactores se utilizaron botellas

serológicas de 150 mililitros de capacidad, utilizando 130 mililitros de ese volumen.

Antes de hacer la preparación y llenado de las botellas serológicas, se tuvo que preparar

el medio M9. Para el preparado del medio, se utilizaron diferentes tipos de sales y a

diferentes concentraciones; como se menciona en la Tabla 2.

210

Tabla 2. Composición final del medio M9

Reactivo Concentración

Na2HPO4-7H2O 12.8 g/L KH2PO4 3 g/L

NaCl 0.5 g/L NH4Cl 1 g/L MgSO4 1 milimolar CaCl2 0.1 milimolar

Para iniciar con el proyecto, se utilizaron botellas serológicas de 150 ml, en las cuales se

introdujeron 130 ml de nuestro medio M9, el cual contenía una concentración de 5 g/l de

almidón (marca Bixon) y de 25g/l de polvo de semilla de aguacate; se agregó un promedio

de 1 ml de preinóculo de cada una, haciendo 3 repeticiones por cada cepa.

Para asegurarnos que se les agrego la concentración similar de cada cepa, se hizo una

espectrofotometría, la cual se puede observar en la Tabla 3, estos datos nos indican el

índice de biomasa por cada cepa; de esta manera al llenar las botellas serológicas, se

tendría la misma concentración de bacterias por botella Se dejaron incubando las botellas

serológicas como se puede mostrar en la Figura 1 a una temperatura de 37ºC y a 150 rpm.

Tabla 3. Análisis de la biomasa de las cepas

Cepas Densidad óptica (ƛ) (longitud de onda de 600nm)

WT 0.81

WT6 1.236

ΔHycA 1.395

Amy0 1.008

Amy6 0.762

211

Figura 1: Incubación de la muestra Medición de la producción de gas.

Se utilizó una jeringa previamente esterilizada, en la cual se introducía la aguja de la

jeringa dentro de la botella serológica; que cuando entraba la aguja de la jeringa producía

una liberación del gas que se encontraba dentro de la botella, conteniendo dentro de la

jeringa el CO2 y el H2. Para conocer nuestro porcentaje de hidrógeno se hacía reaccionar

el gas obtenido, en una botella serológica que contenía NaOH, la cual se encontraba

sellada, se mezclaba vigorosamente y lográbamos hacer que el NaOH reaccionara con el

CO2, dejando libre el hidrógeno, se introdujo nuevamente la aguja de la jeringa dentro de

la botella serológica, el hidrógeno se escapaba de la botella de NaOH, empujando el

émbolo de la jeringa, como se puede observar en la Figura 2, dándonos de esta manera el

porcentaje de hidrógeno.

Figura 2: Obtención de porcentaje de hidrógeno haciendo reaccionar el CO2 con NaOH

212

Resultados Las botellas que contenían almidón se analizaron durante 9 días, sin tener ningún

resultado favorable, no se obtuvo ninguna generación de hidrógeno durante los días

mencionados. Al finalizar los 9 días, se procedió a realizar nuevamente una medición en

el espectrofotómetro, para analizar si la biomasa había aumentado. La cepa WT6, tuvo

un crecimiento 20% más que la silvestre.

En cuanto al uso de la semilla de aguacate como sustrato, no hubo producción de

hidrógeno durante las primeras horas, si no que hasta las 168 horas comenzaron a producir

hidrógeno algunas de las cepas y otras sin ningún tipo de producción; se asumió que las

bacterias estuvieron en una fase lag durante las primeras horas, por ello no hubo

producción de hidrógeno hasta que finalmente se adaptaron y comenzaron a producir.

El resultado de generación de hidrógeno se ve representado en el Figura 3 en la cual se

muestra el promedio de generación por cada una de las cepas en un tiempo de 360 horas

para el caso de las que contenían semilla de aguacate como sustrato.

Figura 3: Producción de hidrógeno de las diferentes cepas en 360 horas

Como se puede observar en el Figura 3, Amy6 fue la cepa que menor producción tuvo.

Observando que WT a pesar de no ser capaz de consumir almidón, logro generar una

cantidad considerable de hidrógeno. De igual manera, se observa en nuestros resultados

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

WT ∧Hyca WT6 Amy0 Amy6

mL

de

Hidr

ógen

o pr

oduc

ído

Producción de Hidrógeno

Produccion de Hidrógeno

213

que Amy0, fue la cepa que mayor producción de hidrógeno, en comparación a las demás

cepas.

Conclusiones Analizando detalladamente los resultados que se obtuvieron tanto de densidad óptica

como de producción de hidrógeno, se logra concluir que a pesar de que las cepas de E.

coli lograron adaptarse y crecer ligeramente en almidón, no hubo generación de

hidrógeno, concluyendo que bajo las condiciones en las que se encontraban, solo fueron

capaces de reproducirse.

La cepa WT6, fue la cepa que mejor se adaptó a las condiciones de almidón disuelto,

gracias a la habilidad que se le generó para poder crecer en almidón, marcando diferencia

con las demás, que reportaron un bajo crecimiento; indicando que podría ser una cepa

candidata a alguna otra mutación para elevar su desempeño.

En cuanto a los resultados obtenidos al utilizar la semilla de aguacate, se concluye que la

generación de hidrógeno es baja, aunque se desconocen los factores que influyan en el

bajo rendimiento de las cepas para la producción del biocombustible. En las condiciones

evaluadas, se puede concluir que Amy0, es la cepa que más eficiencia tiene en

comparación con las demás cepas, posicionándola como una excelente candidata para

futuros experimentos. De igual manera se puede observar en los resultados, que la

expresión y secreción de la amilasa resulta efectiva a la hora de la fermentación del hueso

del aguacate y producir hidrógeno.

Concluyendo que E. coli, con ciertas modificaciones genéticas puede ser una buena

alternativa para la generación de hidrógeno, utilizando desechos agroindustriales, solo

sería cuestión de refinar ciertos métodos o condiciones a las que se le someta para

aumentar la producción y la eficiencia.

Agradecimientos A el Doctor Luis Manuel Rosales Colunga, por permitirme participar en este proyecto;

brindarme su apoyo, su paciencia y su total disposición en todo momento, así como

compartir conmigo sus conocimientos.

Este proyecto fue apoyado parcialmente por el Fondo de Apoyo a la Investigación de la

UASLP (FAI C16-FAI-09-13.13)

214

Bibliografía 1. Redondas-Monteserín, 2013: Obtención de hidrógeno mediante la fermentación oscura de residuos de comida y lactosuero. Tesis de doctorado. Universidad de León, 258pp.

2. Luis Manuel Rosales-Colunga, Antonio De León Rodríguez: Escherichia coli and its application to biohydrogen production, 2014

3. Luis Manuel Rosales-Colunga, Elías Razo-Flores, Leandro G. Ordoñez, Felipe Alatriste-Mondragón, Antonio De León-Rodríguez: Hydrogen production by Escherichia coli DhycA DlacI using cheese whey as substrate, 2009

4. Rosales-Colunga and Martínez-Antonio: Engineering Escherichia coli K12 MG1655 to use starch. Microbial Cell Factories, 2014 13:74. Biohydrogen production, 2014

5. Tomoya Baba, Takeshi Ara, Miki Hasegawa, Yuki Takai, Yoshiko Okumura, Miki Baba, Kirill A Datsenko, Masaru Tomita, Barry L Wanner and Hirotada Mori: Construction of Escherichia coli K-12 in-frame, single-gene knockout mutants: the Keio collection, 2006

215

DISOLUCIÓN OXIDATIVA DE NANOPARTÍCULAS DE PLATA EN PROCESOS DE DESINFECCIÓN DE AGUA

Dávila Salas, L. F.1, Nieto Delgado, César 2

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. fernando.9411.ds@gmail.com. 2División de Ciencias Ambientales, Instituto Potosino de Investigación Científica y Tecnológica

(IPICyT), Camino a la Presa San José 2055, Lomas 4ª Sección, San Luis Potosí, S.L.P. cesar.nieto@ipicyt.edu.mx.

Resumen

Las nanopartículas de plata (AgNPs) son materiales nanoestructurados que forman parte de productos de uso comercial. Debido a su alta área específica, se han utilizado en diversos productos para potenciar su

efecto antibacteriano, catalítico entre otros. Existen reportes de presencia de éstas nanopartículas en cuerpos de agua, introducidas en su mayoría, por la descarga de aguas residuales. En este sentido, es

necesario conocer el comportamiento y la efectividad de un tren de tratamiento de agua residual convencional frente a la remoción y oxidación de las AgNPs. En este trabajo se estudió la disolución

oxidativa de nanopartículas de plata, con énfasis en el efecto del diámetro de partícula. Se sintetizaron nanopartículas de plata por metodologías de vía húmeda, obteniendo 5 fracciones con diámetros entre 10 y 70 nm. Se evaluó su cinética de disolución en presencia de hipoclorito, a una concentración similar a la

utilizada en los procesos de desinfección. Los resultados preliminares demuestran que tiempo de oxidación de las partículas está en función de su tamaño; las partículas de 10, 20 y 30nm presentaron

tiempos de oxidación de 3, 21 y 51 minutos respectivamente.

Palabras clave: cinética, hipoclorito, síntesis, impacto ambiental de nanopartículas Introducción Las nanopartículas son materiales cuyas dimensiones están por debajo de los 100nm. Esto les confiere propiedades diferentes a partículas en la escala macroscópica, principalmente por su alta área específica y reactividad. Debido a sus características particulares de antibacterial, antifungal y antivirales, las nanopartículas de plata son una de las más prometedoras para aplicaciones como: medicina, textiles y cosméticos1. Estudios previos han demostrado que la toxicidad intrínseca de las AgNPs depende de una serie de factores como son el tamaño, la forma, el área superficial, la carga superficial, la solubilidad y el estado de algomeración2. La producción de AgNPs ha ido incrementando debido a la demanda en su consumo, como resultado de su amplio uso. Esto ha incrementado el potencial de que puedan ser liberadas al medio ambiente, ya sea durante su fabricación, su uso, o la disposición del producto. De manera particular, durante su uso, las AgNPs pueden ser desechadas en las aguas residuales municipales. Durante el tren de tratamiento convencional, las nanopartículas pueden sufrir transformaciones fisicoquímicas, las cuales tendrán influencia en su retención o liberación con el efluente generado. El incremento en el uso de materiales que contienen nanopartículas de plata, aumenta la presencia de estas partículas en aguas residuales municipales. El conocimiento del efecto que tiene operaciones unitarias convencionales como la cloración en la disolución oxidativa de las AgNPs permitirá establecer escenarios que proyecten el grado de liberación de las AgNPs al ambiente, y de ahí inferir impactos ambientales a mediano y largo plazo.

216

Existen estudios que demuestran que un gran porcentaje de AgNPs son removidas dentro de los dos primeros tratamientos (primario y secundario) de un tren de tratamiento de aguas residuales3; sin embargo, poco se conoce sobre cómo afecta el tratamiento terciario, de desinfección, al remanente de AgNPs. El hipoclorito de sodio (NaOCl) es de los desinfectantes mayormente utilizados, a nivel global, para un tratamiento de aguas residuales. El objetivo del estudio es el de evaluar cinéticas de disolución oxidativa de las AgNPs de distinto tamaño, en presencia de hipoclorito a concentraciones de relevancia ambiental. Metodología Se sintetizaron 5 tipos de nanopartículas de distintos tamaños empleando el método de Agnihotri (2014)4, el cual utiliza nitrato de plata (AgNO3) con borohidruro de sodio (NaBH4) como agente reductor primario y citrato de trisodio (TSC) como agente reductor secundario y agente estabilizante. EL procedimiento general fue el siguiente: Cada síntesis se realizó en un matraz Erlenmeyer de 125mL, previamente tratado con una solución de hidróxido de potasio (KOH) disuelto en alcohol etílico. El tratamiento consistía en dejar la solución de KOH durante no menos de 5 minutos dentro del matraz; desechar la solución y enjuagar con un poco de agua desionizada. El tratamiento, así como el agente estabilizante (TSC) ayuda a mantener las nanopartículas en suspensión, evitando así que formen aglomerados y, posteriormente, se conviertan en plata (Ag0) y precipiten. Posteriormente, las cinco síntesis pasaron por un proceso de lavado: cada síntesis se centrifugó a 12,000 RPM durante 15 minutos, se desechó el sobrenadante y se redispersaron las partículas de mayor tamaño con un volumen equivalente de agua desionizada (17.3MΩ·cm). El lavado se realizó únicamente una vez debido a que, por demasiada fuerza centrífuga, las nanopartículas pueden aglomerarse en partículas visibles de mayor tamaño, las cuales no entran en dilución. Los tamaños de partícula sintetizados fueron los que se muestran en la Tabla1.

Tabla 1. Características de las nanopartículas

Síntesis Tamaño de partícula (nm)

[AgNO3] (mol/L) [NaBH4] (mol/L) [TSC] (mol/L) Volumen (mL)

AgNP-10 10 1.17x10-03 2.00x10-03 2.00x10-03 50 AgNP-15 15 1.00x10-03 1.00x10-03 1.06x10-03 50 AgNP-20 20 1.00x10-03 1.00x10-03 3.55x10-03 50 AgNP-50 50 1.22x10-03 5.00x10-04 2.00x10-03 50 AgNP-63 63 2.00x10-03 5.00x10-04 3.54x10-03 50

NOTA:Son los datos establecidos en Agnihotri (2014)

217

Figura 1. Síntesis de nanopartículas de plata con TSC (AgNP-63, AgNP-50, AgNP-20, AgNP-15, AgNP-10)

Como se observa en la Figura 1, el tamaño de partícula tiene un efecto óptico importante, pues las partículas de menor tamaño presentan un color cada vez más claro, desde un color amarillo intenso, hasta un color amarillo opaco casi transparente. Es importante notar que, a pesar de tener un color oscuro intenso, la síntesis AgNP-63 presenta un color verde claro cuando se contrapone con la luz, además de observarse claramente que toda la plata se encuentra en solución y nunca precipita al fondo del matraz, lo cual indica que las AgNPs se encuentran estables. Los volúmenes de AgNO3, NaBH4 y de TSC suministrados durante la preparación de las AgNPs, así como sus concentraciones, son las que determinan el tamaño las nanopartículas esféricas de cada síntesis1. La concentración real de las síntesis se midió utilizando un Espectrómetro de Absorción Atómica (240FS AA). Los resultados obtenidos se muestran en la Tabla 2: Tabla 2. Concentración real de las síntesis

SíntesisConcentración de plata

(ppm) AgNP-10 2.829 AgNP-15 2.921 AgNP-20 7.35 AgNP-50 24.95 AgNP-63 37.75

Cinética oxidativa de AgNPs Se realizó una cinética de disolución indirecta, con base en el modelo de núcleo decreciente, en el cual se evalúa el cambio del diámetro de la partícula con respecto al tiempo de reacción hasta que, eventualmente, el diámetro de la partícula es 0, lo cual indica que toda la partícula se encuentra en forma disuelta .La cinética se realizó utilizando un equipo de Dispersión Dinámica de Luz (Dynamic Light Scattering, DLS), el cual analiza y registra el tamaño de partícula de la muestra introducida a diferentes intervalos de tiempo. A partir de las concentraciones reales, se realizaron, en 5 tubos eppendorf de 2mL, soluciones de 2.8ppm para cada síntesis. Asimismo, se realizó una solución estándar de 12ppm de NaOCl.

218

Figura 3. Cinética oxidativa de núcleo decreciente de AgNP frente al OCl-

0

5

10

15

20

25

30

35

0 10 20 30 40 50 60

Diám

etro

(nm

)

Tiempo (min)

AgNP-30

AgNP-20

AgNP-10

Se colocaron, dentro de la celda del DLS, 0.5mL de la solución de NaOCl de 12ppm y 1mL de la solución de AgNP. Esto resultaba en una mezcla con 4ppm de OCl (el estándar de la EPA para desinfección de agua) y aproximadamente 2ppm de AgNP, una concentración que pudiera encontrarse dentro de un tren de tratamiento de aguas residuales convencional. La lectura del tamaño de partícula se tomaba cada 3 minutos hasta observar que el equipo arrojaba diámetros de >0.9nm, lo cual se encuentra por debajo del límite de detección del equipo, además de estar acorde con pruebas que se realizaron con una solución de AgNO3, la cual contenía solamente iones de plata (Ag+). Resultados y discusión Cada mol de OCl- oxida 2 moles de AgNP. Aunque la reacción específica aun es desconocida debido a algunos subproductos oxidantes formados durante la reacción, el producto final formado de la plata es Ag+. El esquema de los mecanismos se presenta en la Figura 23: A medida que ocurre la reacción, la solución adquiere una tonalidad totalmente transparente, indicando que todas las AgNPs de plata se han oxidado a Ag+.

Figura 2. Mecanismo de reacción de las nanopartículas de plata con hipoclorito (Garg, S. 2016)

219

Tabla 3. Tiempos de oxidación de AgNPs

Como podemos observar en la Figura 3, las cinéticas no siguen un comportamiento lineal, sino que están conformadas por etapas de disolución oxidativa. Podemos observar que, a pesar de no demostrar un comportamiento preciso, existe una clara tendencia en la disolución de la partícula. El comportamiento de los datos arrojados en el DLS se debe a la técnica utilizada.

Síntesis Tamaño real (nm) Tiempo de disolución (min)

AgNP-10 10 3 AgNP-50 20 21 AgNP-63 30 51

En la Tabla 3 se muestran los tiempos de oxidación para las síntesis; las síntesis AgNP-15, AgNP-20 aún siguen en evaluación. Se puede observar que los tamaños de partícula reales no concuerdan con los reportados en Agnihotri (2014). Los tiempos de oxidación son distintos para cada síntesis de AgNPs, lo cual demuestra que el tamaño de partícula es proporcional al tiempo que se requiere para oxidarla. Esto conlleva varias implicaciones: dentro de un tren de tratamiento convencional llegan diferentes concentraciones de AgNPs, así como distintos tamaños de partícula acorde a los resultados obtenidos, las partículas de menor tamaño serían fácilmente retenidas en el tren de tratamiento; sin embargo, las de mayor tamaño, las cuales presentan tiempos de oxidación mayores a 30 minutos, podrían persistir al tratamiento de cloración, el cual tiene un tiempo de residencia de aproximadamente 10 minutos. En el supuesto caso, las AgNPs de mayor tamaño saldrían del tren de tratamiento con un diámetro reducido, lo cual les otorgaría una mayor reactividad, movilidad, toxicidad y capacidad de impacto al medio ambiente. Las cinéticas difieren de aquellas mostradas en Lingxiangyu, Li (2014), en el cual se sintetizaron dos soluciones: sin recubrimiento y con recubrimiento de polivinilpirrolidona (PVP). La figura muestra una cinética a distintas concentraciones de OCl-; la muestra con concentración de 4ppm se oxida aproximadamente a los 60 min, en el momento en el que presenta un comportamiento asintótico en la gráfica. Estos resultados, en conjunto con los obtenidos, demuestran que la química superficial de las AgNPs juega un papel importante en la degradación y retención de este contaminante en una planta de tratamiento de aguas residuales. Conclusiones Tanto la química superficial como el tamaño de partícula, afecta la cinética oxidativa de las AgNPs. Es seguro que un porcentaje de las AgNPs que entran a una planta de tratamiento, sean liberadas al ambiente a bajas concentraciones; sin embargo, las cantidades liberadas son considerables debido al enorme volumen de descarga de una PTAR. Cuando las partículas se encuentran en forma nanométrica adquieren diferentes propiedades, tales como la bioacumulación y una mayor toxicidad. Es importante oxidarlas a un estado menos tóxico, con la finalidad de minimizar su impacto ambiental.

220

Existe aún poca información documentada sobre el comportamiento, toxicología y destino de los nanomateriales. Es importante seguir realizando estudios sobre los más utilizados actualmente, ya que representan potencialmente un riesgo para el ecosistema y la salud humana. Agradecimientos Agradezco primeramente al Doctor César Nieto, quien no solo ha sido mi asesor durante el proyecto, sino que me ha demostrado su apoyo más allá del laboratorio y con quien he compartido mis perspectivas de vida. Agradezco al M. C. Juan Pablo Rodas Ortiz, quien nos apoyó en numerosas ocasiones durante los análisis dentro del laboratorio. Bibliografía 6Agnihotri, S., Mukherji, S., Mukherji, S. 2014. Size-controlled silver nanoparticles synthesized over the range 5-100 nm using the same protocol and their antibacterial efficacy. RSC Advances, 4: 3974-3983. 2Ávalos, A., Haza, Al., Mateo, D., Morales, P. 2013. Nanopartículas de plata: aplicaciones y riesgos tóxicos para la salud humana y el medio ambiente. Revista Complutense de Ciencias Veterinarias, 7 (2): 1-23. 3Clement L., Hotze, E. M., Lowry, G., Brown, G. 2012. Environmental transformations of silver nanoparticles: impact on stability and toxicity. Environmental Science & Technology, 46 (13): 6900-6914. Garg, S., Rong, H., Miller, C., Waite, T. 2016. Oxidative dissolution of silver nanoparticles by chlorine: implications to silver nanoparticle fate an toxicity. Environmental Science & Technology, 50 (7): 3890-3896. 1Kaegi, R., Voegelin, A., Sinnet, B., Zuleeg, S., Hagendorfer, H., Burkhardt, M., Siegrist, H. 2011. Bheavior of metallic silver nanoparticles in a pilot wastewater treatment plant. Environmental Science & Technology, 45 (9): 3902-3908. Lingxiangyu, Li., Hartmann, G., Döblinger, M., Schuster, M. 2013. Quantification of nanoscale silver particles removal and release from municipal wastewater treatment plants in Germany. Environmental Science & Technology, 47 (13): 7317-7323. 5Lingxiangyu, Li., Xu, Z., Wimmer, A., Tian, Q., Wang, X. 2017. New insihts into the stability of silver sulfide nanoparticles in surface water: dissolution through hypochlorite oxidation. Environmental Science & Technology, 51 (14): 7920-7927. 4Navarro, E., Piccapietra, F., Wagner, B., Marconi, F., Kaegi, R., Odzak, N., Sigg, L., Bejra, R. 2008. Toxicity of silver nanoparticles to Chlamydomonas reinhardtii. Environmental Science & Technology, 42 (23): 8959-8964.

221

EXTRACTOS VEGETALES COMO CONTROL ECOLÒGICO DE LARVAS DE MOSQUITOS EN DIFERENTES CALIDADES DE AGUA DE LA CIUDAD

DE S.L.P.

Galarza-Tristán, F.E.1, Aldama-Aguilera, C.2, Hipólito-Cruz G.3 y González-Montero R.4

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. fernanda.tristan@outlook.com.

2aldama.aguilera@hotmail.com. 3gudhipolito@gmail.com. 4 ing.raul19863@gmail.com

Resumen El objetivo del presente estudio fue evaluar la mortalidad de larvas de mosquitos (Culex sp.) mediante el uso de extractos vegetales en diferentes calidades de agua, de la ciudad de San Luis Potosí. Utilizando así

agua potable y agua en tratamiento. Se utilizaron los siguientes extractos: Pirul (Schinus molle), Gobernadora (Larrea tridentata), Neem (Azadirachta indica), y Calabacilla loca (Cucurbita foetidissima). Se evaluó la etapa inmadura completa del insecto comprendida por el instar 1 (L1), instar 2 (L2), instar 3 (L3), instar 4 (L4) y pupa. El extracto resultante con mayor potencial de actividad larvicida fue el Pirul (Schinus molle). El resto de extractos mostró una mortalidad menor al 50%. Este estudio proporciona el primer informe sobre la actividad larvicida con diferente calidad de agua, evaluando todas las etapas

inmaduras del insecto, con los diferentes extractos vegetales. La acción insecticida de los extractos probados no se vio afectada por la calidad del agua.

Palabras Clave: actividad larvicida, agua en tratamiento, agua potable, Schinus molle

Introducción Entre los métodos de control de mosquitos se encuentra el control químico, dirigido principalmente a los adultos, pero éste es poco sustentable debido a los problemas ambientales que genera y a la resistencia que crea después de un tiempo en los mosquitos. También existen alternativas como el control biológico, el cual consiste en el uso de los enemigos naturales de plagas, patógenos o vectores que se quieran controlar para reducir sus poblaciones [Jacas et al., 2005].

Hay varios tipos de control biológico que pueden ser aplicados para controlar mosquitos, como el uso de la bacteria (Bacillus thuringiensis) para el control de larvas, uso de copépodos, peces, insectos, extractos vegetales entre muchos otros [Becker et al., 2010].

Productos naturales de origen vegetal con propiedades insecticidas han sido probados en el pasado para el control de la variedad de plagas de insectos y vectores. Los mosquitos en fase larval son objetivos atractivos porque los mosquitos se reproducen en el agua, y por lo tanto, es fácil tratar con ellos en este hábitat. Muchos investigadores han informado sobre la eficacia de los extractos de plantas sobre larvas de mosquito [Rahuman et al., 2008].

Se han estudiado extractos de plantas y dentro de estos compuestos, ácidos grasos y sus ésteres metílicos han sido ensayados para determinar la actividad insecticida (Kannathasan et al., 2008, Perumalsamy et al., 2015, Silva et al., 2015). Los extractos vegetales han sido reportados en la literatura como antibacterianos, antifúngicos,

222

antivirales, citotóxicas y larvicidas, especialmente atribuido a la presencia de ácidos grasos (Desbois y Smith, 2010; Erdemoglu y Kusmenoglu, 2003).

Por lo anterior, el objetivo del presente trabajo fue evaluar extractos vegetales para el control ecológico de larvas de mosquitos en agua en tratamiento y agua potable en la Cd. SLP.

Metodología

Obtención de las etapas inmaduras de mosquitos La recolecta de las larvas de mosquito Culex sp. Se realizó mediante el uso de una red entomológica en el Tanque Tenorio para posteriormente trasladarlas al Laboratorio de Ciencias Ambientales III de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Previó al establecimiento de los bioensayos se procedió a la separación de las larvas según sus etapas inmaduras. Por cada instar (desde el 1° hasta el 4°) se usaron dos vasos transparentes con capacidad de un litro; lo mismo se hizo para las pupas, a éstas últimas, se les colocó una red en la boca del vaso en caso de que emergieran los adultos. Los adultos fueron recuperados mediante el uso de un tubo falcón acondicionado para la succión de los adultos.

Obtención de plantas y de extractos metanòlicos El material vegetal de los árboles se recolectó en los alrededores del jardín Parque Morales (N: 22° 9'4.81" y W: 101° 1'4.33") y el de las plantas en terrenos cercanos a la planta tratadora de aguas residuales Tanque Tenorio (N: 22° 8'14.44" y W: 100°51'46.92") de la ciudad de San Luis Potosí (Tabla 1).

Tabla 1. Material vegetal utilizado para la elaboración de extractos vegetales.

Clasificación según su hábito

Nombre científico Nombre común Parte usada

Árbol Schinus molle Pirúl Fruto Árbol Azadirachta indica Neem Follaje Arbusto Larrea tridentata Gobernadora Follaje Hierba rastrera Cucurbita

foetidissima Calabacilla loca Follaje y fruto

El material vegetal recolectado se limpió de impurezas como insectos y polvo, posteriormente se seleccionó sólo la parte de interés a usar y finalmente se hizo un secado utilizando una estufa a 28°C durante 32 h con la intención de no perder o alterar las características propias de cada especie.

A continuación, se llevó a cabo la molienda del material vegetal, hasta obtenerlo lo más pulverizado posible usando crisoles de porcelana de 53x46 mm / 50 mL. Una vez obtenidos 100 gr del pulverizado, éste se depositó en un frasco de vidrio obscuro de 750 ml y se le agregó 250 ml de Metanol. Posteriormente se dejó reposar durante 10 días y

223

se evaporó el solvente utilizando un rotavapor (Hac 21893m), para así finalmente obtener el extracto y realizar el envasado y almacenamiento del producto.

Actividad larvicida Para determinar la actividad larvicida de los extractos vegetales se establecieron cinco bioensayos que evaluaban dos calidades de agua, cada uno compuesto por cinco vasos de plástico transparente con una sola dosis de 1 gr de extracto vegetal y 249 ml de la primera calidad de agua (agua en tratamiento); el mismo procedimiento se realizó para evaluar la segunda calidad de agua (agua de la llave) más un testigo para cada calidad de agua al que no se le agregó extracto vegetal. Se evaluó la etapa inmadura completa del mosquito comprendida por el instar 1 (L1), instar 2 (L2), instar 3 (L3), instar 4 (L4) y pupa. La cantidad de larvas y pupas por prueba fue de 40. Los bioensayos se establecieron bajo un diseño experimental completamente aleatorio con una temperatura promedio de 19° C.

Análisis estadístico

A las 24 horas de haber aplicado los extractos con las etapas L2, L3 y L4 y pupas, se registró la mortalidad de las larvas, buscando aquellas que no presentaron ningún tipo de movimiento como respuesta a la luz que se les ponía para mejorar la visibilidad a través de la coloración a causa del extracto y de la turbidez propia del agua residual; ni al ligero movimiento realizado por los dedos golpeteando ligeramente las paredes de los vasos. Las variables respuesta fueron tres: tipo de extracto, calidad del agua usada y estadio inmaduro del insecto; así como tres de sus combinaciones, extracto – calidad, extracto – instar y finalmente instar – calidad.

El instar uno L1 se consideró como un caso particular debido a que las larvas de primer estadio (las que emergen del huevo) son muy pequeñas con aproximadamente 2 mm, pero a medida que pasan por los sucesivos estadios larvales van aumentando de tamaño, la larva del tercer estadio mide aproximadamente 23 mm de longitud y 15 mm de anchura, hasta alcanzar en el cuarto estadio aproximadamente entre 0,5 y 1,5 cm. [Rossi et al., 2010]. Por lo que la mortalidad de larvas se registró a las 72 h de haber aplicado los extractos.

Parámetros físico-químicos Los parámetros evaluados medidos in situ fueron el pH, la temperatura y el oxígeno disuelto. Se utilizó el equipo: Potenciómetro Thermo Scientific ORION 5 STAR para la medición. Otros parámetros como la turbidez y el cloro total fueron medidos ex situ [Sánchez, 2006]. Para la medición del cloro total se utilizó un colorímetro Hanna® HI 982746. La turbidez se midió con el Turbidimetro Hach® HAC 2100.

224

Resultados y discusiones Bioensayos Se registraron los resultados obtenidos a las 24 horas de la exposición, según tres variables: extracto, calidad del agua e instar. Se evaluaron tres de las combinaciones de estas variables; extracto – calidad, extracto – instar y finalmente instar – calidad.

Extractos

Las larvas evaluadas fueron: L2, L3, L4 y Pupa con calidades de agua Potable (AP) y Tanque Tenorio (AT). Se observó mayor actividad larvicida al día 1 con el extracto de Pirul, siendo así el más eficaz en contraste con los demás extractos, con un porcentaje de mortalidad de larvas del 80.3 %.

Observar Figura 1. Donde estadísticamente hay diferencias significativas. El control, en el que solo se tenían larvas sin cantidad de extracto obtuvo porcentaje del 5%.

Figura 1. Porcentaje de actividad larvicida por extracto. Las letras diferentes (grupos Tukey) sobre las columnas indican que existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0001, n=48). Las barras en las

columnas representan la desviación estándar.

Calidad de agua

Como se puede apreciar en la Figura 2. El porcentaje de mortalidad evaluado en la calidad de agua en tratamiento (AT) y en agua potable (AP), indica que no hay una diferencia significativa entre ambas.

Figura 2. Porcentaje de Actividad larvicida con AT y AP. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.2889, n= 60). Las barras en las

columnas representan la desviación estándar.

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estud

Pirul NeemGober Calh Calf Cont

Extracto

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ort

alid

ad

A

B B BCBC

C

A

B B BCBC

C

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AT AP

Calidad

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ortalid

ad

AA

AA

225

Instar Evaluando los Instar L2, L3, L4 y Pupa, se obtuvo una mortalidad no mayor al 50%, siendo los instar más susceptibles el L3, L4. Figura 3.

Figura 3. Porcentaje de actividad larvicida en los instar L2, L3, L4 y Pupa. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, < .0001, n=

48).Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

Extracto- Calidad

El mayor porcentaje de mortalidad de larvas se observa en el extracto de Pirul en agua en tratamiento (AT). Como se puede observar en la Figura 4. Hay diferencias significativas entre los grupos.

Figura 4. Porcentaje de actividad larvicida con extracto – calidad. Las letras diferentes (grupos Tukey)

sobre las columnas indican que existen diferencias significativas. ( =0.05, < .0001, n= 48) Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

Instar- Calidad

Al observar Figura 5. se puede apreciar que realmente no hay diferencias significativas entre los distintos instar (L2, L3, L4 y Pupa) y las dos calidades de agua (AP) y (AT). El

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vetudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estud

L3 L4 L2 Pupa

Instar

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ort

alid

ad

AA AB

B

AA AB

B

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PirulAT PirulAP NeemATGoberAT CalhAT CalhAP GoberAP NeemAP CalfAP CalfAT ContAT ContAP

Comb. Extracto-Calidad

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ortalid

ad

AAB

ABCABC

BCBC C C C

C

C C

AAB

ABCABC

BCBC C C C

C

C C

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mayor porcentaje de mortalidad de larvas se encuentra en el agua en tratamiento (AT), instar L3 con un 51.25%.

Figura 5. Porcentaje de actividad larvicida con instar-calidad. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las

columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0942, n= 48) Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

Los ácidos grasos son los más abundantes componentes de los extractos vegetales [Erdemoglu y Kusmenoglu, 2003; Korul'kina et al., 2004]. Los mosquitos necesitan ácidos grasos en concentraciones correctas para un ciclo de vida exitoso resultando en individuos reproductivos con capacidad de vuelo autónomo. Por lo tanto, la ingestión excesiva de ácidos resulta en el intestino medio. (Dadd, 1980).

Se observó mayor actividad larvicida a las 24 horas con el extracto de Pirul, es el más eficaz en contraste con los demás extractos, (80.3% de mortalidad de larvas).El Neem presenta un porcentaje del 32.8 %. En tercer lugar se tiene a la Gobernadora con 31.2 %. La Calabacilla hoja con un 29. 3%. El porcentaje más bajo de mortalidad lo presenta Calabacilla fruto con 24%. Figura 1.

Como nos indica la Figura 2, no existe una diferencia al realizar el experimento en la calidad de agua potable (AP) y la calidad de agua en tratamiento (AT).

En la Figura 3 L3 y L4 fueron los cambios más significativos de la mortalidad de los inmaduros. Numerosos factores influyen sobre el crecimiento, algunos inherentes a la propia especie y otros dependientes del ambiente, como temperatura, disponibilidad de elementos nutritivos, densidad larval y presencia de depredadores. Durante el estado de pupa el individuo no se alimenta, por lo que los cambios que ocurren son posibles gracias a la energía acumulada durante el estado larval. [Rossi et al., 2010]. Es por ello que la mortalidad en la fase pupa es mucho menor contrastando con L2, L3 y L4.

Al evaluar el extracto – calidad, se observó diferencias significativas entre ellos. Todos los extractos de plantas mostraron efectos moderados de larvicida después de 24 h; sin embargo, el la mayor mortalidad de larvas se encontró en extractos de semilla de acetato de etilo, acetona y metanol de A. precatorius [Rahuman et al., 2008].

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Verstudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Vers

L3AT L4AT L3AP L2AT L4AP L2AP PupaAPPupaAT

Comb. Instar-Calidad

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ort

alid

ad

AA A

A A A

AA

AA A

A A A

AA

227

Se registraron los resultados obtenidos a las 72 horas de la exposición, con las variables: Extracto, y Extracto- Calidad. Las larvas evaluadas fueron: L1.

Extractos El menor porcentaje de mortalidad de larvas L1 se encuentra en el grupo de control, con 13.7%. En contraste con el Pirul que alcanza el 97.5%. Se observa que estadísticamente hay diferencias significativas entre los grupos evaluados. Figura 7.

Figura 7. Porcentaje de actividad larvicida con extractos. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las

columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0001, n= 60) Las barras en las columnas representan la desviación estándar

Extracto-Calidad El mayor porcentaje de mortalidad se encuentra en el extracto Pirul con agua potable (AP) y con agua en tratamiento (AT), ambos con 97.5%. Se observa que por arriba del 50% esta: la Gobernadora (AT) con 62%, Neem (AT) con 60%, Calabacilla hoja (AT) 58.5%, Calabacilla hoja (AP) 55.5%, Neem y Gobernadora (AP) 52%. Figura 8.

Figura 8. Porcentaje de Actividad larvicida con Extractos. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las

columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0001, n= 60) Las barras en las columnas representan la desviación estándar

Los Extractos de plantas tienen eficacias larvicidas prometedoras biodegradables y menos tóxicas al ambiente. [Shaalan et al 2010].

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VersióVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versió

Pirul Calh Gober Neem Calf Cont

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0.00

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50.00

75.00

100.00

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B B B

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B B B

B

C

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Etudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión EstudiantilVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil Versión E

di il V ió E di il V ió E di il V ió E di il V ió E di il V ió E di il V ió E di il V ió E di il

PirulAP PirulAT GoberAT NeemAT CalhAT CalhAP NeemAP GoberAP CalfAT CalfAP ContAP ContAT

Comb. Extracto-Calidad

0.00

25.00

50.00

75.00

100.00

% M

ort

alid

ad

A A

B B BB

B BB

BC

CDD

A A

B B BB

B BB

BC

CDD

228

Parámetros físico-químicos

pH: Existe una diferencia en la calidad de agua respecto a este parámetro, el agua en tratamiento (AT) tiene un pH de 7.54 y en agua potable (AP) de 7.39. Las larvas no sobreviven a pH de 10. [Dadd et al 1980]. Figura 9.

Figura 9. Valores promedio de pH obtenido en las muestras. Las letras iguales (grupos Tukey) sobre las columnas indican que no existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0269, n= 8). Las barras en las

columnas representan la desviación estándar. Oxígeno disuelto: Se encontraron diferencias significativas entre el OD en agua potable (AP) y agua en tratamiento (AT). Para (AP) el OD es de 8.5 mg/L, en contraste con el (AT) donde es de 1.17 mg/L. Figura 10.

Figura 10. Valores promedio de oxígeno disuelto obtenido en las muestras. Las letras diferentes (grupos Tukey) sobre las columnas indican que existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0001, n= 8) Las

barras en las columnas representan la desviación estándar.

Conductividad: El agua en tratamiento presento mayor conductividad, con un promedio

de 943.25 s /cm. En contraste con el agua potable (AP) con un valor de 369.25 s /cm. Figura 11.

Figura 11. Valores promedio de Conductividad obtenido en las muestras con diferente calidad de agua. Las letras diferentes (grupos Tukey) sobre las columnas indican que existen diferencias significativas.

( =0.05, <0.0001, n= 8). Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estu

ó ó

AT AP

Calidad

7.39

7.44

7.49

7.54

7.59

pH

A

B

A

B

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estu

ó ó

AP AT

Calidad

0.79

2.89

4.98

7.07

9.16

OD

(m

g/L

)

A

B

A

B

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estu

ó ó

AT AP

Calidad

339.94

501.16

662.37

823.59

984.81

Conduct

ivid

ad (µs/

cm)

A

B

A

B

229

Turbidez: Hay diferencias significativas en la turbidez presente en las muestras de agua en tratamiento (AT) y agua potable (AP). Figura 12.

Figura 12. Valores promedio de Turbidez obtenido en las muestras con diferente calidad de agua. Las

letras diferentes (grupos Tukey) sobre las columnas indican que existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0140, n= 8) Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

Cloro: Hay diferencias significativas en la cantidad de cloro total presente en las muestras de agua en tratamiento (AT) y agua potable (AP). Figura 13.

Figura 13. Valores promedio de Cloro total obtenido en las muestras con diferente calidad de agua. Las

letras diferentes (grupos Tukey) sobre las columnas indican que existen diferencias significativas. ( =0.05, <0.0335, n= 8) Las barras en las columnas representan la desviación estándar.

La calidad del agua no interfirió con la actividad insecticida de los extractos. Las L2, L3 y L4 fueron las más sensibles (Figura 3), debido a que la pupa no ingiere los esteres metílicos (ingrediente activo) contenidos en los extractos (Tarqui et al 2007). El AT presentó los valores más altos para pH, turbidez y cloro, y la menor cantidad de oxígeno disuelto. Figura 2. Conclusiones El extracto seco de pirul es el que presenta mejor potencial para el control de larvas de Culex sp. a una concentración de 1 g/L. El neem, la calabacilla loca y la gobernadora no rebasaron el 50% de afectividad insecticida a 1 g/L, por lo que se considera conveniente probarlos a concentraciones más altas. La acción insecticida de los extractos probados no se vio afectada por la calidad del agua.

tudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estutudiantil Versión Estudiantil Versión Estudiantil VVersión Estudiantil Versión Estudiantil Versión Estu

ó ó

AT AP

Calidad

-4.78

22.71

50.20

77.69

105.18

Tu

rbid

ez

(NT

U)

A

B

A

B

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ó ó

AP AT

Calidad

0.00

0.01

0.03

0.04

0.06

Clo

ro (

mg

/L)

A

B

A

B

230

Agradecimientos

A Gudelia Hipólito y Raúl Montero por su gran ayuda y colaboración, a lo largo del desarrollo del presente, y a la doctora Selene Berber por el préstamo del equipo utilizado para la obtención de los extractos vegetales.

Bibliografía

Becker N, Petric D, Zgomba M, Boase C, Madon M, Dahl C, Kaiser A. 2010. Mosquitoes and their control. Segunda edición. Springer, New York, 577 pp.

Dadd R. 1980. Essential fatty acids for the mosquito Culex pipiens J. Disponible en: https://www.sciencedirect.com.creativaplus.uaslp.mx/science/article/pii/S0022191079800086 Desbois A, Smith V. 2010 Antibacterial free fatty acids: activities, mechanisms of action and biotechnological potential. Environmental Protection Agency, Washington DC, 88 pp. Jacas J, Caballero P, Avilla J. 2005. El control biológico de plagas y enfermedades: la sostenibilidad de la agricultura mediterránea. Publicaciones de la Universidad Jaume, España, 225 pp. Kannathasan K, Senthilkumar A, Venkatesalu V .2008 Larvicidal activity of fatty acid methyl esters of Vitex species against Culex quinquefasciatus Parasitol. ScienceDirect 999-100. Disponible en: https://www.sciencedirect.com.creativaplus.uaslp.mx/science/article/pii/S0001706X11002026 Rahuman A, Gopalakrishnan G, Venkatesan P, Geetha K, Bagavan A.2008 Mosquito larvicidal activity of isolated compounds from the rhizome of Zingiber officinale Phytother pp 1035 Rossi C. 2010. Clave ilustrada para la identificación de larvas de mosquitos de interés sanitario encontradas en criaderos artificiales en la Argentina. Universidad Nacional de Córdoba. República de Argentina, 53 pp.

231

REMOCIÓN DE METALES PESADOS EN SOLUCIONES ACUOSAS EMPLEANDO LIRIO ACUÁTICO (EICHHORNA CRASSIPES) COMO

BIOSORBENTE

1 Ruvalcaba Muñoz J.O.1, Medellín Castillo N. A.2

1 Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, C.P. 78290, San Luis Potosí, S.L.P., México. E-mail: oswaldo.ruvalcaba8@gmail.com

2 Centro de Investigación y Estudios de Posgrado, Facultad de Ingeniería, Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, C.P. 78290, San Luis Potosí, S.L.P., México. E-

mail: nahumanca@hotmail.com

Resumen En este estudio se evaluó la remoción de metales pesados (Pb(II)) empleando lirio acuático como

biosorbente, comparando los porcentajes de remoción entre el lirio acuático sin modificar y modificado químicamente (biochar) con HCl, HNO3 y NaOH a 0.1 y 1 N y térmicamente obteniendo biochar de lirio acuático a 550°C, además de comparar los porcentajes de remoción empleando la hoja, el tallo y la raíz

por separado. El experimento se llevó a cabo bajo las siguientes condiciones, una concentración inicial de 110 mg L-1, T= 25°C, pH de 4 y un volumen inicial de 40 mL. El mayor porcentaje de remoción fue

obtenido por el biochar obtenido de la raíz del lirio acuático con un 98% de remoción de Pb(II) seguido de la raíz sin modificar con un 97%. Los biosorbentes con mayor capacidad de remoción se les analizaron

sus propiedades fisicoquímicas, como resultado de estas pruebas se identificó los posibles procesos que llevaron a cabo la adsorción, los procesos fueron el intercambio iónico, precipitación y formación de

complejos. Los porcentajes de remoción obtenidos comprueban que se puede dar un aprovechamiento para la remoción de Pb(II) de soluciones acuosas empleando esta especie como biosorbente.

Palabras clave: biochar, biorremediación, biosorción, metales pesados. Introducción El lirio acuático o Jacinto de agua (Eichhorna crassipes) es una planta de agua dulce con origen en Sudamérica (Rzedowski y Rzedowski, 2004). Esta especie se considera una maleza a nivel mundial debido a que abarca extensas superficies de agua impidiendo el paso de la luz solar y favorece la ausencia de oxígeno en los cuerpos de agua dulce donde se encuentra presente. En la Figura 1 se muestra una fotografía del lirio en donde se indica su morfología. El lirio acuático puede actuar como un indicador de la calidad del agua debido a que cuando se encuentra en grandes cantidades indica que el cuerpo de agua contiene una alta cantidad de nutrientes. Sin embargo, cuando está presente en bajas cantidades, el lirio acuático puede establecerse y sobrevivir en cuerpos de agua con niveles muy bajos de nutrientes (Moran, 2006) es por ello que es considerado una maleza, además de su gran rapidez de crecimiento, su poder de propagación y su capacidad de adaptación que le permiten cubrir en un corto plazo la superficie de los cuerpos de agua que invade (Niño y Lot, 1983).

Figura 1. Lirio acuático (a. Hoja b. Tallo c. Raíz).

a b

c

232

Dado que el lirio es considerado una maleza, se ha buscado su aprovechamiento y varios autores lo han utilizado para la producción de biogás (Chanakya et al., 1993), remoción de metaloides (Alvarado et al., 2008) y algunos metales pesados como el Cr (VI) (Choo et al., 2006), Pb(II) (Huang et al. 2014) y Cd(II) (Zhang et al., 2015). En cuanto a metales pesados, estos representan un gran peligro para la salud humana y para los ecosistemas debido a su persistencia en el agua, esto aunado a que la mayoría de las descargas a cuerpos de agua de origen industrial contienen altas concentraciones de metales pesados que son utilizados para los procedimientos que se llevan a cabo en la industria, existe una mayor probabilidad de que la salud humana y los ecosistemas se vean afectados. El plomo es uno de los metales pesados más utilizados en la industria, más de tres cuartes partes del consumo mundial de plomo corresponden a la fabricación de baterías de plomo-ácido para vehículos de motor, embalaje, fabricación de proyectiles para armas de fuego y aleaciones de plomo para las soldaduras (Ubillus et al., 2003)

El plomo es un metal tóxico presente de forma natural en la corteza terrestre cuyo uso generalizado ha dado lugar en muchas partes del mundo a una importante contaminación del medio ambiente, un nivel considerable de exposición humana y graves problemas de salud pública. En cuanto a los problemas de salud pública no se ha determinado un nivel de concentración al cual el plomo no sea un riesgo para la salud humana ya que puede tener grandes repercusiones en el organismo. Además, su principal impacto a la salud humana es la acumulación en el organismo, al contacto este se absorbe por la piel hasta llegar al torrente sanguíneo y de ahí se distribuye y causa afectaciones a los diferentes sistemas del cuerpo humano, afectando el cerebro, hígado, riñones y los huesos. También, durante el embarazo, el plomo es liberado de la sangre y es una fuente de exposición para el feto. Los niños son más vulnerables al plomo causándoles anemia e incluso la muerte (Huang et al., 2014).

De acuerdo a la Norma Oficial Mexicana NOM-127-SSA1-1994, “Salud ambiental, agua para uso y consumo humano-Límites permisibles de calidad y tratamientos a que debe someterse el agua para su potabilización”, el límite permisible de plomo en agua potable es de 0.025 mg/L además, de que esta normativa sugiere algunos métodos de remoción de plomo tales como el intercambio iónico u ósmosis inversa, cuando este se encuentra por encima de los límites máximos permisibles (Diario Oficial de la Federación, 2002).

Varios métodos han sido propuestos para la remediación de aguas contaminadas con metales pesados incluyendo a las que contienen plomo. Entre estos métodos se encuentra

la precipitación química, reducción electroquímica e intercambio iónico (Huang et al., 2014) y la biorremediación (Chunkao et al., 2012).

La aplicación de la biorremediación en el tratamiento de metales pesados ha ganado mucha atención últimamente debido a sus bajos costos, la fácil obtención de la materia prima y altos porcentajes de remoción de metales pesados. Además, las propiedades de híper-acumulación en ciertas plantas sugiere el uso potencial de estas para el tratamiento de aguas residuales que contienen metales (Ensley, 2000). Diversas plantas han sido utilizadas para su uso en procesos de biorremediación, entre las que se encuentra el lirio acuático que ha tenido mayor atención debido a su capacidad de crecer en cuerpos de agua con baja calidad y una alta tasa de reproducción en tiempos cortos (Smolyakov, 2012).

Es importante mencionar, que la modificación química y/o térmica del lirio acuático no ha sido estudiada en la remoción de Pb(II) de soluciones acuosas.

233

Basándose en lo anterior, el objetivo de este trabajo fue evaluar la remoción Pb(II) de soluciones acuosas utilizando lirio acuático sin modificar y modificado térmica y químicamente como biosorbente. De igual manera, se desarrollaron metodologías para preparar biosorbentes a partir de lirio acuático y se determinaron las propiedades fisicoquímicas de los biosorbentes que mostraron una mayor capacidad de remoción. Metodología

Recolección de muestras de lirio acuático

La recolección de muestras de las plantas se llevó a cabo en la presa San José S.L.P (Figura 2). La selección de este sitio se debió a que alberga ecosistemas favorables para el crecimiento del lirio acuático, su fácil acceso y sencilla recolección de la especie. Las plantas se recolectaron manualmente, seleccionando tamaños de aproximadamente 60 a 70 cm de longitud (desde la raíz hasta la hoja más alta).

Figura 2. Localización de la Presa de San José.

Preparación de biosorbentes Las muestras de lirio acuático colectadas se separaron manualmente en raíz, hoja y tallo (Figura 1) y enseguida se lavaron con agua de grifo. Posteriormente, las muestras se dejaron secar al sol durante 48 h y enseguida se molieron empleando un molino de mano hasta alcanzar un tamaño de partícula promedio de 0.325 mm (malla 40-60). Después de tamizar hoja, tallo y raíz se guardaron en recipientes y se etiquetaron para su posterior uso.

Modificación de los biosorbentes Con la finalidad de incrementar las capacidades de remoción de los distintos contaminantes de soluciones acuosas los biosorbentes preparados se modificaron con soluciones ácidas y básicas de acuerdo con las siguientes metodologías Modificación de las muestras con soluciones ácidas Se tomaron porciones de la biomasa (hoja, tallo o raíz) y se colocaron en vasos de precipitado de 500 mL con 250 mL de una solución de HCl 0.1 N o HNO3 1.0 N. Posteriormente, con ayuda de una parrilla termomagnética se mantuvo la solución con la

234

biomasa a 60°C y agitación constante durante 2 h, después se dejaron decantar las soluciones y se secaron en el horno a 80°C durante 24 h y 3 h adicionales a 110°C, después se dejaron enfriar hasta alcanzar la temperatura ambiente y se guardaron en recipientes correctamente etiquetados para su posterior uso.

Modificación de las muestras con NaOH Se tomaron porciones de la biomasa (hoja, tallo o raíz) y se colocaron en un vaso de precipitado de 500 mL con 250 mL de una solución de NaOH 0.1 o 1.0 N. Se mantuvieron en agitación constante y a 60° con una parrilla termomagnética, después se dejaron decantar las soluciones y se secaron en el horno a 80°C durante 24 h y 3 h a 110°C, después se dejaron enfriar hasta alcanzar la temperatura ambiente y se guardaron en recipientes correctamente etiquetados para su posterior uso. Preparación del biosorbente por pirólisis (biochar) La preparación del biochar se realizó pirolizando una cantidad de los componentes de los lirios empleando un flujo de nitrógeno de 100 mL/min, rampa de 10°C min-1 y una temperatura de 550 °C durante 1 h. Pruebas de remoción de Pb(II) sobre los diversos biosorbentes Para llevar a cabo las pruebas de remoción de Pb(II) en solución acuosa sobre los diversos biosorbentes, se colocaron porciones de biosorbente de 0.05 g a 0.2 g en tubos de polipropileno y se añadió 40 mL de una solución de Pb(II) preparada a partir de Pb(NO3)2

a una concentración inicial de 110 mg/L y pH de 4.0. Posteriormente, se sumergieron los tubos parcialmente en un baño de agua a temperatura constante que consiste en un recipiente de acrílico y un recirculador de agua durante cinco días (Figura 3). En el lapso de cinco días a cada muestra se verificó que el pH se mantuviera constante, en caso de que no fuera así, se ajustó gota a gota con HNO3 y NaOH 0.01 o 0.1 N hasta quedar en un valor de pH de entre 3.5 y 4.0. Una vez que se alcanzó el equilibrio de adsorción, la masa de Pb(II) removida se determinó por medio de un balance de masa el cual se representa en la ecuación (1): q = C V − C Vm Ec (1). Donde: q: representa la cantidad de miligramos de Pb(II) removido por gramo de biosorbente. C0: representa la concentración inicial en mg L-1

V0: representa el volumen inicial en L Cf: representa la concentración final en mg L-1

Vf: representa el volumen final en L

Figura 3. Adsorbedor experimental en lote.

235

Propiedades fisicoquímicas y de textura de los biosorbentes Las muestras de los biosorbentes fueron caracterizados por medio de microscopia de barrido electrónico (SEM) y espectroscopia al infrarrojo. La composición elemental y morfología de la superficie de las muestras de los biosorbentes fue estudiada empleando un microscopio electrónico de barrido marca EDAX modelo QUANTA 200. Además, se realizó un microanálisis para determinar la composición química superficial de los biosorbentes por medio de EDX empleando un detector para realizar análisis de espectroscopía de energía dispersiva de rayos-X marca EDAX que se encuentra acoplado al microscopio electrónico de barrido. Para la identificación de grupos funcionales en las muestras de biosorbentes se determinaron espectros al infrarrojo de las muestras de biosorbentes antes y después del proceso de remoción de Pb(II). Para este análisis se utilizo un espectrofotómetro de infrarrrojo marca THERMO Scientific modelo Nicolet is10 que cuenta con la técnica de reflectancia total atenuada (ATP). Las condiciones del análisis fueron un rango de longitud de onda de 500 a 4000 cm-1, 16 barridos y una resolución de 4 cm1.

Cuantificación de Pb(II) en soluciones acuosas Las concentraciones de Pb (II) en la solución acuosa fueron determinadas por absorción atómica empleando un espectrofotómetro de doble haz, Varian, modelo SpectrAA-20 con una flama de aire/acetileno y un flujo de 3.5 L min-1 y 1.5 L min-1 respectivamente, la longitud de onda utilizada para la medición fue de 283.3 nm. Resultados y discusión Caracterización de los biosorbentes. Se analizaron las características físicas y químicas de los biosorbentes, en la Figura 5 se muestra el análisis EDX que se realizó a la raíz sin modificar antes y después de estar en solución con Pb(II), a diferencia del tallo y la hoja, la raíz contiene otros elementos de manera natural como el Ca2+. La presencia de Ca2+ cambió durante su exposición a Pb(II), es mayor antes de realizar el experimento y disminuye al terminar este, mientras que la presencia de Pb(II) aumentó. Esto indica que la retención de Pb(II) en la superficie de la raíz puede atribuirse también al intercambio iónico.

236

Figura 4. Análisis EDX de la raíz de lirio acuático. (A. Antes de ser expuesta a Pb(II). B. Después de ser expuesta a Pb(II).)

Además del intercambio iónico hay otro proceso involucrado en la remoción de Pb(II), la precipitación. En la Figura 5 se puede ver la posible formación de cristales que contienen Pb(II) en la biomasa utilizada en el experimento.

Figura 5. Análisis SEM. A. Raíz de lirio acuático antes del experimento. B. Raíz de lirio acuático después del experimento.

La raíz pirolizada o biochar de raíz, también se le hicieron análisis de SEM y EDX. La Figura 6 se muestra que al igual que la raíz sin pirolizar, hay una disminución en cuanto a la presencia de Ca+2, disminuye una vez que el material entra en contacto con la solución de Pb(II), esto indica que se llevó a cabo el intercambio iónico entre los cationes de Pb+2 y Ca+2.

237

Figura 6. Análisis EDX de la raíz pirolizada de lirio acuático. (A. Antes de ser expuesta a Pb(II). B. Después de ser expuesta a Pb(II).)

La Figura 7 muestra la presencia de cristales de Pb(II) en la superficie de la raíz pirolizada, esto indica que la precipitación es participe en la adsorción de Pb(II), todo esto tomando en cuenta que la alcalinidad del biosorbente favorece la precipitación del Pb(II).

Figura 7. Análisis SEM a la raíz pirolizada antes y después del experimento. A. Raíz pirolizada de lirio acuático antes del experimento. B. Raíz de lirio pirolizada acuático después del experimento.

Los espectros en el infrarrojo de las muestras de la raíz sin modificar y pirolizadas antes y después de ser expuestas a Pb(II) se muestran en la Figura 8. Se puede observar que en la última región, entre 1800 y 700 cm-1 sobresalen los grupos funcionales carbonilo y carboxilo en la superficie del biosorbente antes de ser expuestos a Pb(II), sin embargo después de ser expuestas hay una disminución del grupo carbonilo lo cual indica la formación de complejos entre el Pb(II) y los aniones OH-1 pertenecientes al grupo carbonilo.

238

Figura 8. Análisis FTIR de los biosorbentes (A. Raíz sin modificar antes de estar expuesta a Pb(II), B. Raíz sin

modificar después de estar expuesta a Pb(II), C. Raíz pirolizada antes de estar expuesta a Pb(II), D. Raíz pirolizada después de estar expuesta a Pb(II)).

Modificación con ácidos (HNO3 y HCl) La modificación con ácidos se hizo con la finalidad de aumentar los sitios activos del biosorbente. La tabla 3 muestra los porcentajes de remoción obtenidos utilizando los biosorbentes modificados con ácidos a 0.1N y 1N. El mayor porcentaje de remoción obtenido fue de 88% con la modificación de HNO3 a 0.1 N utilizando el tallo, el tallo se compone principalmente de una mezcla de lignina y celulosa y estos a su vez contienen grupos fenólicos que junto con el Pb(II) es posible la formación de complejos en la superficie del biosorbente. Las modificaciones ácidas cargan positivamente la superficie del biosorbente lo cual induce una repulsión de cargas entre los cationes de Pb(II) y la superficie, además de que se reduce el contenido orgánico del biosorbente lo cual provoca la disminución de grupos funcionales para la formación de complejos. Para favorecer la adsorción de cationes de metales pesados, la superficie del adsorbente debe estar cargada negativamente. Modificación con NaOH El uso de NaOH incrementa la eficiencia de adsorción debido a la carga negativa de los aniones hidroxilo. Estos cargan negativamente la superficie del biosorbente de esta manera se evita igualdad de cargas entre la superficie del biosorbente y los cationes de plomo. Las modificaciones con NaOH mostraron altas capacidades de remoción, el porcentaje más alto fue de 95% (tabla 3) utilizando el tallo modificado con NaOH a 1 N. Modificación por pirolisis (Biochar). La biomasa pirolizada o biochar como también se le conoce, tiene un incremento en la basicidad de la biomasa debido a la disminución de los grupos funcionales ácidos, además de la formación de diferentes tamaños de poro en el biosorbente la remoción de Pb(II) se ve favorecida. El mayor porcentaje de remoción fue de 98.63% (Tabla 1) removido por la raíz. Lirio acuático sin modificación La raíz del lirio acuático sin modificar térmica o químicamente obtuvo el segundo porcentaje de remoción más alto que fue de 97% (tabla 3).

239

Al ser una planta, esta se encuentra principalmente compuesta por una mezcla de lignina y celulosa lo cual propicia la formación de grupos funcionales con el Pb(II) en la superficie de la raíz.

Tabla 1. Efecto de las modificaciones químicas y/o térmicas en el biosorbente para la remoción de Pb(II)

Material Masa (g) Cf (mg L-1) q (mgPb gBio-1) % Remoción

Pirolizado

Hoja

Tallo

Raíz

0.1064

0.1324

0.1011

18.88

15.78

1.51

34.18

28.53

43.06

82.93

85.73

98.63

HCl 0.1 N

Hoja

Tallo

Raíz

0.1793

0.1862

0.1171

8.22

6.64

13.33

28.44 22.33 29.54

87.78

86.99

87.95

HCl 1.0 N

Hoja

Tallo

Raíz

0.1728

0.1627

0.1075

8.02 6.39

18.09

21.12 25.61

34.38

86.98

87.22

83.64

HNO3 0.1 N

Hoja

Tallo

Raíz

0.1209

0.1551

0.1068

12.42

3.95

13.39

28.93

27.50

36.39

87.58

88.42

87.89

HNO3 1.0 N

Hoja

Tallo

Raíz

0.0745

0.1066

0.1001

18.39

10.16

13.6

49.45

37.69

38.75

83.37

90.81

87.70

NaOH 0.1 N

Hoja

Tallo

Raíz

0.1467

0.1106

0.101

47.57

6.2

24.17

14.11 37.76

34.05

52.43

94.39

78.15

NaOH 1N

Hoja Tallo Raíz

0.083

0.1433 0.082

20.82

4.5 49.48

43.26

30.46 24.46

81.18

95.67 50.52

Presa San José (Lirio sin Moficiar)

Hoja

Tallo

Raíz

0.1128

0.1307

0.1103

10.77

6.64

5.33

35.37

31.81

23.37

90.26

93.99

97.24

Se llevó a cabo a una temperatura de 25°C y una concentración inicial de Pb(II) de 110 mg L-1

240

Conclusiones El lirio acuático fue evaluado como un material biosorbente para la remoción de Pb(II) de soluciones acuosas mostrando excelentes capacidades de remoción de Pb(II). La retención de Pb(II) en la superficie ocurrió a procesos como la formación de complejos, intercambio iónico entre el Ca+2–Pb(II) y la precipitación del Pb(II).

En la raíz sin modificar los principales procesos que se llevaron a cabo fue el intercambio iónico y la precipitación, la formación de complejos fue menor que en la raíz pirolizada ya que se observan similitudes en el FTIR de la raíz sin modificar antes y después de ser expuesto.

En cuanto a la raíz pirolizada se observó grandes diferencias antes y después de analizar en el EDX y FTIR además de la posible formación de cristales de plomo en la superficie del biosorbente, por estas razones la remoción de Pb(II) fue mayor.

Agradecimientos A la Facultad de Ingeniería por permitirme llevar a cabo este estudio en sus instalaciones. Al Dr. Nahúm Andrés Medellín Castillo por su asesoría, consejos, tiempo y sobretodo paciencia para la realización de los experimentos además de proporcionar todos los materiales necesarios para llevar a cabo el proyecto.

A Nicolás Miranda por el apoyo en cuanto a material, equipos y reactivos en el Laboratorio de Ciencias ambientales.

A las maestras Laura y Korina por sus consejos y apoyo en cuanto a equipos en el Laboratorio de servicios analíticos e investigación de la Facultad de Ciencias Químicas.

A Geiler Abadallan Acosta Doporto por su amistad y apoyo en los experimentos realizados.

Bibliografía Boris S. Smolyakov. 2012. Uptake of Zn, Cu, Pb, and Cd by water hyacinth in the initial stage of wáter system remediation. Applied Geochemistry 27: 1214–1219 Feng Zhang, Xin Wang, Daixia Yin, Bo Peng, Changyin Tan, Yunguo Liu, Xiaofei Tan, Shixue Wu. 2015. Efficiency and mechanisms of Cd removal from aqueous solution by biochar derived from water hyacinth (Eichornia crassipes). Journal of Environmental Management. 153: 68-73. Gonzalo Montes Atenas, Sven L. M. Schroeder. 2015. Sustainable natural adsorbents for heavy metal removal fromwastewater: lead sorption on pine bark (Pinus radiata D.Don). Surface and Interface Analysis. 47: 996-1000. Hanan S., Nabila S., Mustafa S., Medhat I. 2012. Removal of Cd (II) and Pb(II) from aqueous solution using dried water hyacinth as a biosorbent. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy. 96: 413-420. Heike Vibrans. CONABIO, Malezas de México. Actualizada 29 de Agosto del 2009. [Fecha de consulta: 07 de Octubre de 2017]. Disponible en: http://www.conabio.gob.mx/malezasdemexico/pontederiaceae/eichhornia-crassipes/fichas/ficha.htm#9. Referencias.

241

Kasem Chunkao, Chatri Nimpee, Kittichai Duangmal. 2012. The King’s initiatives using water hyacinth to remove heavy metals and plant nutrients from wastewater through Bueng Makkasan in Bangkok, Thailand. Ecological Engineering. 39: 40-52. Mehmet A., Şükrü D. 2006. Removal of heavy metal ions using chemically modified adsorbents. J. Int. Environmental Application & Science. 1 (1-2): 27-40. T.P. Choo, C.K. Lee, K.S. Low, O. Hishamuddin. 2006. Accumulation of chromium (VI) from aqueous solutions using water lilies (Nymphaea spontanea). Chemosphere 62: 961–967.

242

ANALISIS Y TRATAMIENTO DE LA CALIDAD DE AGUA QUE DESCARGA EL CENTRO ACUICOLA LAS CANOAS RAYON S.L.P A AGUAS Y BIENES

NACIONALES

Velázquez Pérez E.J1, Loredo Tobías M.2

1Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. ejvp1995@hotmail.com. 2Laboratorio de análisis de agua, UASLP. Av. Dr. Manuel Nava 8, Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P

mloredo@prodigy.mx

Resumen

La acuicultura en México ha tenido un gran crecimiento en las últimas décadas por el apoyo de del gobierno mexicano, todos estos centros acuícolas están ubicados a lo largo de cuerpos de agua ya que

estos los utilizan para el abastecimiento de agua al proceso, el agua del proceso se descarga a los cuerpos de agua más cercanos sin saber con qué parámetros o que contaminantes están descargando. Estos parámetros pueden ser monitoreados por la NOM-001-ECOL-1996, que establece los límites

máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales. Los objetivos de este trabajo fueron verificar si el centro acuícola las canoas cumple con los límites

máximos permisibles de descarga que marca la Nom-001-ECOL-1996, y si este sobrepasa los límites proponer alguna remediación para estos contaminantes que se encuentren fuera de la norma. Los

resultados obtenidos fueron muy gratificantes ya que la mayoría de los parámetros analizados cumplen con la norma a excepción de la materia flotante, y solidos sedimentables para el cual se propuso un sistema de remediación para que el centro acuícola cumpla con los límites máximos permisibles de

contaminantes que marca la norma.

Palabras clave: acuicultura, contaminantes, especies, límites, remediación

Introducción

La acuicultura es el cultivo de organismos acuáticos tanto en zonas costeras como del interior que implica intervenciones en el proceso de cría para aumentar la producción. (FAO). La acuicultura en México se ha desarrollado desde hace varias décadas. El Gobierno de México promovió la acuicultura a partir de la formación de centros acuícolas en diversos estados de la República con el fin de cultivar diversas especies y sembrar las crías en presas, cuerpos de agua temporales y lagos. Gracias a este esfuerzo, actualmente en numerosas presas del país se obtienen importantes pesquerías de especies tales como la tilapia, carpas, lobina, mojarra de agallas azules, bagre etc., que implican fuentes de trabajo a numerosos Pescadores y fuente de alimentación a centros de población que no tenían acceso a productos altos en proteína derivados de la pesca.. En la zona Huasteca del estado de San Luis Potosí se encuentran registrados 14 centros acuícolas particulares ante CONAPESCA en 2008. Todos estos centros se encuentran cerca de cuerpos receptores de agua, y toda el agua que sale del proceso es descargada a estos cuerpos receptores sin saber que contaminantes están agregando a estos cuerpos receptores y sin saber que afectaciones tiene a la flora y a la fauna de donde se están descargando. El agua que se desecha a los cuerpos receptores de agua se puede monitorear

243

bajo la norma NOM-001-ECOL-1996, Que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales.

En la figura 1 se muestra el centro acuícola que se encuentra a 30 km de la cabecera municipal de Rayón este centro acuícola cuenta con 6 estanques: 5 estanques cuentan con una medida de 6 m de ancho por 30m de largo y 1.90 m de profundidad el estanque faltante tiene una medida de 4 m de ancho por 20 m de largo y la misma profundidad que los otros estanques. El centro acuícola cultiva dos especies de peces que son Tilapia azul (Oreochromis aureus) y Bagre de agua dulce (Ameiurus nebulosus) estos son procesados para su venta.

Los objetivos de este estudio es verificar si las descargas del centro acuícola cumplen con la NOM-001-ECOL-1996 para contaminantes básicos y Proponer una remediación para algunos contaminantes que se encuentren por arriba de la norma los Posibles contaminantes que se pueden encontrar Nitrógeno y Fosforo por los desechos de los peces.

Metodología

La metodología de este trabajo se basa en 4 puntos que son los siguientes:

Muestreo

La toma de muestras se realizó en el centro acuícola Las canoas se tomaron 5 puntos de muestro como se muestra en la figura 2, las 5 muestras fueron muestras simples estas se realizaron bajo las normas aplicables para cada contaminante las cuales especificaban el tipo de botella y la metodología que se había que seguir para el muestreo, estos puntos se decidieron para las muestras fueran representativas el primer punto de muestreo se realizó 30 metros aguas arriba para ver si tenía algún contaminante que ya estuviera fuera de los límites máximos permisibles que marca la NOM-001-ECOL-1996, el segundo muestreo se realizó en el punto de entrada de agua hacia los estanques del centro acuícola por la misma razón que se tomó en el primer punto, el tercer punto de muestreo se realizó en la salida del estanque número 1, este estanque tiene la mayor población del pez bagre de agua dulce con un aproximado de 5 mil ejemplares, el cuarto

Figura 1. Vista aérea del centro acuícola las canoas en la comunidad de Canoas en el municipio de Rayón San Luis Potosí. (Google earth 2017)

244

muestreo se realizó 20 metros aguas abajo del punto de descarga para verificar si existía algún contaminante que estuviera fuera de los límites máximos permisibles que establece la norma el quinto punto de muestreo se realizó en el tercer estanque del centro acuícola el cual contenía 4000 ejemplares del pez tilapia azul.

Análisis de parámetros dentro del laboratorio.

Las muestras realizadas se analizaron en el laboratorio de Análisis de Agua y suelo dentro de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí.

Parámetros Método Cuando se realiza Tipo de análisis

Temperatura NMX-AA-007- SCFI Al momento del

muestreo Termómetro de

mercurio Grasas y aceites NMX-AA-005-SCFI Dentro del laboratorio

Materia flotante NMX-AA-006-SCFI Al momento del

muestreo Malla de 2.3 y 3.3

mm Solidos sedimentables NMX-AA-004-SCFI Dentro del laboratorio Cono imhoff Solidos suspendidos

totales NMX-AA-034-SCFI Dentro del laboratorio Gravimetría

Demanda bioquímica de oxigeno

NMX-AA-028-SCFI Dentro del laboratorio

Nitrógeno total NOM-001-

SEMARNAT-1996Dentro del laboratorio Espectrofotometría

Fosforo total NMX-AA-029-SCFI Se realizo Espectrofotometría

La tabla 1 muestra los parámetros analizados que se realizaron y los métodos según las normas establecidas las grasas y aceites y la demanda bioquímica de oxigeno no se realizaron ya que el laboratorio no contaba con el equipo y reactivo para realizar el análisis. Cabe mencionar que el nitrógeno total se dividió en nitratos, nitritos y nitrógeno amoniacal. Todos los análisis que se realizaron dentro del laboratorio fueron con los más altos estándares de calidad y siguiendo los procedimientos establecidos en el laboratorio.

Figura 2. Puntos de muestreo dentro del centro acuícola las canoas.

(Google earth 2017)

Tabla 1. Parámetros que se analizaron dentro del laboratorio y el método que se utilizo

245

Comparación de resultados

Los resultados que se obtuvieron del análisis químico se compararon con la tabla 2 los cuales solo se tomó los parámetros de descarga para ríos y se compararon con los tres rubros uso en riego agrícola, uso público urbano y protección a la vida acuática se tomaron los límites máximos permisibles del promedio diario ya que solo se realizó un muestreo simple.

Propuesta de remediación

Al concluir todos los análisis en el laboratorio se compararon con los límites máximos permisibles, los parámetros que salieran por arriaba de la norma se propondrá una remediación para cada parámetro que estuviera fuera de norma.

Resultados y discusión

Los resultados obtenidos no fueron los que se esperaban, ya que los principales contaminantes que se creían que estarían fuera de norma serian nitrógeno y fosforo sin embargo como se puede observar en la tabla 3.

Los resultados muestran que la materia flotante del estanque 1 y el estanque 3, la norma marca que deben estar ausentes al momento de la descarga por lo cual se propondrá una medida de remediación para controlar este parámetro. El parámetro que también se encontró fuera de norma en el estanque 3 al momento de la descarga fueron los sólidos sedimentables estos están por encima de los límites máximos permisibles que marca la norma por lo cual se propone una medida de remediación.

Tabla 2. Límites máximos permisibles para contaminantes básicos

Fuente: NOM-001-ECOL-1996

246

Discusion

Los parámetros que se esperaban que sobrepasarían los límites máximos permisibles no fueron los esperados, estos parámetros no fueron sobrepasados ya que no hay una sobrepoblación en los estanques por lo tanto los desechos de los peces son menores y por esto no se encuentra el nitrógeno total y el fosforo total por encima de lo que marca la norma, sobre los límites máximos permisibles, los parámetros que estuvieron fuera de la norma se propuso un sistema de remediación para controlar los parámetros y asi cumplan con la norma.

Propuesta de remediación

Para el control de los parámetros que están fuera de norma se propone colocar dos mallas como se muestra en la figura 3. Se colocara una malla con una abertura de 3.3 mm y la siguiente malla con una abertura de .150 mm para la retención de los sólidos sedimentables y la materia flotante presente en el estanque 3 y en el estanque 1. Se realizó un experimento piloto filtrando la muestra del estanque 1 para los sólidos sedimentables por lo cual se pasó por la malla de .150 mm y resulto que los sólidos sedimentables están bajo los parámetros que establece la NOM-001-ECOL-1996.

Tabla 3. Resultados de los análisis dentro del laboratorio

247

Otra remediación que propongo es la implementación de un filtro de arena el cual su función es que el agua sucia entra por la parte superior del filtro y desciende a través del lecho filtrante de arena. El filtrado se realiza al ir quedando absorbidas las partí- culas sólidas a lo largo del sinuoso lecho filtrante. Cuando el agua llega a la parte inferior se recoge en un colector de salida. El lecho filtrante de arena queda retenido dentro del filtro gracias a unos brazos filtrantes con pequeñas ranuras de paso de agua. Las partículas sólidas se van quedando retenidas en el lecho de arena, estos solidos se pueden retirar fácilmente del filtro y darles el tratamiento adecuado para su disposición final

Conclusiones

El centro acuícola cumple con la mayoría de los parámetros básicos de descarga que marca la NOM-001-ECOL-1996, excepto con los sólidos sedimentables y materia flotante , por esta razón se proponen dos tratamientos para la remediación de estos parámetros, los cuales son: la colocación de dos mallas, una con una abertura de .150 mm y la otra con una abertura de 3.3 mm este se pudo comprobar mediante un experimento piloto que se hizo dentro del laboratorio para ver la capacidad de retención de los sólidos en las mallas y comprobar que cumplen con la norma. Los sedimentos que sean captados tendrán que ser analizados para obtener información de ellos y darle el tratamiento que estos necesiten para su disposición final.

Agradecimientos

Agradezco a la universidad autónoma de San Luis Potosí y al laboratorio de análisis de agua y suelo por brindarme el apoyo y las herramientas para el análisis de las muestras.

También agradezco a mi asesor el Dr. Marcos Loredo Tobías por la aceptación de mi proyecto y el apoyo brindado

Agradezco a mi familia y seres cercanos a mí por todo el apoyo brindado.

Figura 3. Diseño de la colocación de las mallas en las salidas del estanque.

248

Bibliografía

CONAPESCA, 28 de noviembre del 2017, Programa Maestro bagre de San Luis potosí https://cadenasproductivas.conapesca.gob.mx

Diario oficial de la federación, 1996, NOM-001-ECOL-1996 Que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales. Diario oficial de la federación 1996, México

Diario oficial de la federación, 2000, NMX-AA-006-SCFI determinación de materia flotante en aguas residuales y residuales tratadas

Diario oficial de la federación, 2001, NMX-AA-028-SCFIdeterminacion de la demanda bioquímica de oxígeno en aguas naturales, residuales y residuales tratadas

Diario oficial de la federación, 2001, NMX-AA-029-SCFI determinación de fosforo total en aguas naturales, residuales tratadas.

Diario oficial de la federación, 2013, NMX-AA-004-SCFI medición de solidos sedimentables en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.

Diario oficial de la federación, 2013, NMX-AA-005-SCFI, medición de grasas y aceites recuperables en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.

Diario oficial de la federación, 2013, NMX-AA-007-SCFI, análisis de agua medición de la temperatura en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.

Diario oficial de la federación, 2015, NMX-AA-034-SCFI, medición de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y residuales tratadas