TEMA 02

SALUD Y MEDIO

AMBIENTE

1

MONITOREO PILOTO DE EMISIONES DE ÁCIDO SULFHÍDRICO EN EL

CARCAMO “LAGUNA DEL ESPEJO” EN VILLAHERMOSA, TABASCO, MÉXICO.

PILOT MONITORING HYDROGEN SSULFIDE EMISSIONS IN GILES "LAGUNA DEL

ESPEJO" IN VILLAHERMOSA, TABASCO, MÉXICO.

José Aurelio Sosa Olivier 1*

José Ramón Laines Canepa 1

José Alberto Morales Bolaina1

Stephania Moscoso 1

Paola Torrez Cortes 1

Roberto de la Peña de la Fuente 1

Abstract In the period from 21 to 27 October 2013 was conducted a pilot emissions monitoring H2S in the sump "Mirror

Lake" in the city of Villahermosa, Tabasco. The recorded concentrations above 100 ppm are higher than the

maximum permissible limits set by the NOM-010-STPS-1999. Using the simulator hazardous atmospheres ALOHA®

a radius of influence of 11 m was determined. This implies a prolonged exposure of personnel working in

establishments surrounding the source, making it a risky health condition.

Key Words (en negritas): H2S, Monitoring, wastewater, ALOHA®.

1 Universidad Juárez Autónoma de Tabasco. División Académica de Ciencias Biológicas.

2

Resumen

En el periodo del 21 al 27 de Octubre del 2013 se llevó a cabo un monitoreo piloto de emisiones de H2S en el

cárcamo “Laguna el Espejo”, en la Ciudad de Villahermosa, Tabasco. Las concentraciones registradas mayores a 100

ppm son mayores a los límites máximos permisibles que establece la NOM-010-STPS-1999. Utilizando el simulador

de atmosferas peligrosas ALOHA® se determinó un radio de influencia de 11 m. Esto implica una exposición

prolongada de personal que labora en establecimientos circundantes a la fuente, convirtiéndose en una condición

riesgosa a la salud.

Palabras clave: H2S, Monitoreo, Aguas residuales, ALOHA®.

Introducción

Las plantas de tratamiento de aguas residuales y sistemas de bombeo son herramientas tecnológicas muy importantes

que coadyuvan en la conducción del agua residual y al control de enfermedades patógenas. Uno de los principales

problemas generados en los sistemas de recolección y tratamiento de aguas residuales, es la generación de olores,

debido a la inadecuada operatividad, falta de mantenimiento e incluso el mal diseño de las plantas y sistemas

secundarios. Siendo la generación de olores un serio problema para la población circundante a los sistemas. Carlson

y Leiser (1966) clasificaron los malos olores, en 4 categorías (Tabla 1). Morgan et al. (1999) mencionan que el

principal contribuyente en la generación de malos olores es el ácido sulfhídrico (H2S).

Tabla 1. Clasificación de malos olores

Gases inorgánicos Ácidos Grasos

Volátiles.

Gases Altamente tóxicos Gases Diamina.

Sulfuro de hidrógeno A. Acético Fenoles Cadaverina

Amoníaco A. Láctico Mercaptanos Putrescina

A. Butírico Fuente: Carlson y Leiser (1966)

El H2S (No. CAS 7783-06-4) es un compuesto que en fase gaseosa es más pesado que el aire, es inflamable,

incoloro, tóxico y su olor es característico al de la materia orgánica en descomposición (EPA, 2003). El H2S se

encuentra de forma natural en las emisiones volcánicas, manantiales de azufre, emanaciones de grietas submarinas,

pantanos y en el gas generado por la degradación biológica de la materia orgánica; de manera antropogénica, las

fuentes industriales son la industria petrolera (extracción y refinación), los hornos de coque, la industria alimentaria,

de curtidurías, del papel donde use el proceso “Kraft”, los sitios de disposición final de residuos sólidos urbanos y las

plantas de tratamiento de aguas residuales y sistemas complementarios (Smet et al., 1998; Syed et al., 2006 y Sosa,

2014). Ramírez (2007) menciona que las concentraciones de H2S pueden ser más altas en las emisiones generadas

por la degradación anaerobia de la materia orgánica que las generadas en actividades industriales. El H2S en las

aguas residuales se genera a partir de la reducción por medio de bacterias degradadoras de sulfatos (SO42-

),

tiosulfatos, azufre libre y otros compuestos azufrados para obtener su energía y mantener su crecimiento celular, los

microorganismos que intervienen en esta reducción contienen la enzima hidrogenasa (CONAGUA, 2007; INE 2007).

Esta reacción se realiza, en la parte sumergida de la película biológica donde se encuentran las condiciones

necesarias de la producción de H2S, pero no siempre su producción es significativa debido a la intervención de

fenómenos oxidativos, la precipitación y volatilización, situación riesgosa tanto para los seres humanos como para el

ambiente (CONAGUA, 2007). La inhalación de concentraciones mayores a 2000 ppm de H2S causa pérdida

inmediata de conciencia y alta probabilidad de muerte (EPA, 2003). Actualmente, diversas organizaciones han

establecido límites máximos permisibles de H2S en ambientes de trabajo, tal es el caso de la Administración de Salud

y Seguridad Ocupacional en Washington, USA (OSHA), estableciendo una concentración máxima aceptable de 20

ppm de H2S, con un nivel máximo de 50 ppm permitido por 10 minutos (ATSDR,1999). Del mismo modo el

Instituto Nacional de Salud y Seguridad Ocupacional en Atlanta, USA (NIOSH), recomienda un nivel de exposición

3

máxima a H2S de 10 ppm en 10 minutos. En México, la NOM-010-STPS-1999 emitida por la Secretaria de Trabajo y

Previsión Social (STPS), establece los límites máximos permisibles de 21 ppm en 15 min y 10 ppm como promedio

ponderado en tiempo (Sosa, 2014). Sin embargo la atención se centra en las determinaciones de este compuesto en

áreas de trabajo, sin embargo existen reportes de la presencia de este compuesto en casas habitación, por su cercanía

a la fuente. En Rotorua, Nueva Zelanda la cercanía de edificios habitacionales a un campo geotérmico, permite

alcanzar concentraciones de 200 ppm en áreas ventiladas exteriores al edificios y concentraciones de 0.3 a 20 ppm en

el ambiente interior de los edificios (Dura y Bradley, 2005). Generalmente el límite de concentración a partir del cual

es detectado por el ser humano es muy bajo, del orden de 0.2 a 0.7 ppb, mientras que la concentración típica de H2S

en áreas urbanas es de 0.4 ppb (INE, 2007). En las últimas décadas, se han desarrollado trabajos de detección de H2S

en diferente ámbitos poblacionales. Lang y Jager (1992) reportan concentraciones de H2S entre 0.1 y 1 ppm

respectivamente, en plantas de tratamiento de aguas residuales municipales (USA). En este mismo sentido Webster

et al. (1996) reportan concentraciones de H2S en una planta de tratamiento de aguas residuales municipales entre 1 y

10 ppm. En el 2012 la Secretaria de medio ambiente para el desarrollo sustentable (SEMADES) del Estado de Jalisco

realizó estudios de detección de H2S emitidos por el rio Santiago en La zona metropolitana de Guadalajara, el cual

recibe descargas industriales, registrándose valores máximos de 0.02 ppm, durante las 6:00 am. Por otra parte en la

región Tula-Vito-Apaxco, Hidalgo se reportaron concentraciones máximas de 91 ppb (INE, 2008), Ramos et al.

(2010), reporta 182 ppb en la zona norte de Chiapas, ambos casos en regiones cercanas a complejos petroleros. En

Tabasco se ha hecho muy poco en materia de contaminación atmosférica, con algunos aciertos. El objetivo de este

trabajo es determinar la presencia de H2S en zonas aledañas al cárcamo Laguna El Espejo, ubicado en la colonia

Miguel Hidalgo en la Ciudad de Villahermosa, Tabasco, México.

Método

Ubicación del Sitio

El cárcamo “Laguna el Espejo” está ubicado geográficamente en las coordenadas 17°58’26.19” N y 92°58’19.34” O

(Figura 1). Su ubicación urbana es en la Colonia Miguel Hidalgo en colindancia con el Periférico Carlos Pellicer

Cámara de la Ciudad de Villahermosa, Tabasco, México.

Figura 1. Ubicación del Cárcamo “Laguna el Espejo”. (Fuente: Google earth® 2013).

Encuestas

Se realizaron encuestas exploratorias en las zonas circundantes al sitio para determinar el área de influencia con

respecto a la percepción de olores de los habitantes de la zona, las encuestas manejaron los siguientes criterios:

Percepción de olores

Horarios frecuentes de percepción

Condiciones meteorológicas relacionadas con la percepción

Área de Influencia

Con los resultados de las encuestas se delimitó el área y perímetro de percepción de olor, donde se seleccionaron los

puntos de monitoreo (Figura 2).

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Figura 2. Polígono de percepción y puntos de monitoreo. (Fuente: Google earth® 2013).

Puntos de Monitoreo

Se seleccionaron 12 puntos de monitoreo (Tabla 2) dentro del área de influencia delimitada, estos fueron

seleccionados de forma aleatoria. En cada punto se llevó a cabo la medición de las concentraciones de H2S con un

equipo portátil marca PUXIN® con rango de 0-100 ppm (±5 ppm). Las mediciones se realizaron en los horarios de

mayor percepción reportada por la población.

Tabla 2. Coordenadas de los Puntos de Monitoreo

No. Latitud Longitud No. Latitud Longitud

1 17°58'20.32"N 92°58'10.62"O 7 17°58'20.60"N 92°58'16.35"O

2 17°58'22.94"N 92°58'8.20" O 8 17°58'23.96"N 92°58'15.93"O

3 17°58'25.72"N 92°58'11.04"O 9 17°58'26.19"N 92°58'19.33"O

4 17°58'18.05"N 92°58'13.82"O 10 17°58'25.18"N 92°58'20.42"O

5 17°58'18.95"N 92°58'15.28"O 11 17°58'28.60"N 92°58'20.76"O

6 17°58'23.43"N 92°58'14.27"O 12 17°58'31.18"N 92°58'14.11"O

Características para el Desarrollo de ALOHA®.

Se utilizó el simulador de Ubicaciones Zonales de Atmosferas Peligrosas (ALOHA®), cuya finalidad fue modelar las

emisiones de H2S registradas en los puntos de monitoreo y estimar el radio de influencia y amenaza. Los parámetros

que se introdujeron en el programa fueron:

La velocidad del viento: 3.41 m/s

Dirección del viento: Noreste

Temperatura: 27°C

Humedad relativa: 90%

Nubosidad: Completamente nublado

Condiciones de campo: Campo Abierto

Fuente de emisión: Directa

En la Figura 3 se muestra la rosa de vientos proporcionada por el observatorio meteorológico “Gaviotas” de la

Comisión Nacional del Agua (CONAGUA) Delegación Tabasco. Representa la dirección y la velocidad del viento

en el periodo en que se realizó el monitoreo (21 al 27 de octubre del 2013).

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Figura 3. Rosa de los vientos (Fuente: CONAGUA)

Resultados

Encuestas

Se encuestaron 57 casas, lo que representa un 16.47% de un total de 346 viviendas habitadas en la zona (INEGI,

2012). La información de percepción de olor por parte de la población encuestada se muestra en la Figura 4.

Figura 4. Percepción de olores

Horarios de Percepción de Olores

Se obtuvo un sesgo en los datos, resultando en dos horarios de percepción, el primero de 12:00 a 14:00 horas y el

segundo de 16:00 a 18:00 horas (Figura 5).

Figura 5. Horarios de percepción de olores

Condiciones meteorológicas

El 75% de la población encuestada reporta la presencia de olores durante condiciones de lluvia, el 25% de la

población restante los percibe en condiciones soleadas (Figura 6).

6

Figura 6. Percepción de acuerdo a las condiciones meteorológicas

Monitoreo

El monitoreo se llevó a cabo siente días (21 al 27 de Octubre del 2013), con condiciones de lluvia. Durante seis días

se detectó la presencia de H2S. El punto 9 que corresponde al cárcamo, fue el único punto donde se registró la

presencia del compuesto, con el equipo utilizado (Figura 7).

Figura 7. Monitoreo en punto 9 (Cárcamo Laguna el Espejo)

La concentración media en el horario de 12:00 a 13:00 h fue de 50.5±35.99 ppm y de 18:00 a 19:00 horas de

65±45.56 ppm. El tercer y cuarto día (23 y 24 de Octubre) se registraron las concentraciones más altas, mayor a

100ppm, en ambos horarios (Figura 8). Cabe señalar que estas concentraciones máximas registradas, coincidieron

con precipitaciones pluviales, lo que corrobora los datos de las encuestas.

Figura 8. Comportamiento de las concentraciones de H2S durante el monitoreo

7

ALOHA®

El programa ALOHA® permitió trazar un radio de influencia directa, el cual es de 11 metros (Figura 9). Perímetro

que tiene alcance al personal operativo del cárcamo, un centro de servicio automotriz y las oficinas de una empresa,

donde existe personal laborando en jornadas de 8 horas diarias.

Figura 9. Radio de influencia directa. (Fuente: Google earth® 2013).

Discusión

Los datos mínimos y máximos obtenidos en este trabajo de campo fueron, respectivamente, de 10 y 101 ppm de H2S.

Con respecto a los límites de la NIOSH y lo reportado por Dura y Bradley (2005), INE (2008), Ramos et al. (2010) e

incluso la propia NOM-010-STPS-1999, los niveles de emisión de H2S fueron superiores en todos los reportes

anteriores, lo cual implica un riesgo potencial a la salud de los trabajadores del cárcamo, así como a los de la zona de

influencia directa obtenida con el simulador ALOHA®, además refuerza lo reportado por Ramírez (2007). Con

respecto a los horarios de monitoreo, son similares con los realizados en El Salto, Jalisco, superando por mucho la

concentración obtenida en el cárcamo Laguna el Espejo. Se pudo corroborar que existió una relación entre las

emisiones de H2S y las condiciones meteorológicas, siendo mayores las concentraciones cuando se presentan lluvias,

esto da a entender posible operatividad ineficiente del cárcamo. Es importante señalar que el equipo utilizado para

realizar las mediciones, es un equipo portátil de protección personal, el uso de equipos de mejor precisión y rango de

detección mejoraría los resultados de este trabajo.

Conclusión

Debido a que no existen acciones ambientalmente aplicables en el estado de Tabasco, que regule las emisiones de

H2S para fuentes fijas, se insta a la Secretaria del Estado en Materia Ambiental a llevar a cabo monitoreos para el

desarrollo de instrumentos de control en materia atmosférica. Se concluye que una parte de los malos olores

provenientes del cárcamo “Laguna El Espejo” se debe, a la generación de ácido sulfhídrico (H2S). Las

concentraciones medidas registradas, superan las normativas nacionales e internacionales, siendo un riesgo potencial

para la salud de los trabajadores cercanos al cárcamo. Se recomienda el seguimiento del presente trabajo de campo

con equipos de menor rango de medición (ppb–ppt), mayor número de monitoreos y en diferentes épocas del año,

para obtener mejores resultados.

Referencias

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8

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39-T10-Gonzalez-Guatemala-1

1

LA INFLUENCIA DEL ACCESO A SERVICIOS SANITARIOS BÁSICOS SOBRE LAS

PREVALENCIAS DE ENFERMEDADES HIDRO-TRANSMISIBLES

The influence of access to basic health services on the prevalence of hydro-transmitted

diseases

Marcos Cipponeri1*

Mónica Laura Salvioli2

Rubén Daniel Agüero3

Guillermo Larrivey4

Enriqueta Mariela Fulle5

Abstract The aim of the study was to relate access to public health services (SSB drinking water and/or sewage networks), to

the prevalence of hydro-communicable diseases in the population. For this reason we worked with surveys, wich

were based on self-report, because we did not have official records of such diseases. In these surveys we consulted

about the hydro-communicable diseases contracted at home during the last year; the respondent should have been

an adult who lived in that home. The study was conducted in the Metropolitan Area of Gran Buenos Aires AMBA and

the results were applied in the watershed Matanza - Riachuelo of Argentina, mostly included in the AMBA .A total

of 809 surveys were realized in the same number of households, in which 3030 people lived. The sampling was

stratified planned, identifying radius census of different representative characteristics of: a) access to basic health

services (SSB) and b) the social vulnerability of the population.This stratification allowed a representative sampling

of the realities of the area, 40 census radius (with different characteristics) were selected, and 20 surveys were

conducted in each of them, taken at random households.The gathered and processed information allowed to doing

estimations of the prevalence of hydro- communicable diseases according to the degree of access to SSB. Then,

depending on the relative proportions of people in different conditions of access to SSB, weighted prevalence were

obtained at the level of that geographical unit. These weighted prevalences are a representative indicator of health

in the census radius.

KeyWords: Hidrotransmisibles Diseases, Sanitary Services, Watershed.

1Unidad de Investigación, Desarrollo, Extensión y Transferencia Gestión Ambiental (UIDET Gestión Ambiental). Departamento

de Hidráulica. Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional de La Plata. Calle 47 N° 200, (1900) La Plata, Provincia de Buenos Aires, Argentina. E-mail: mcipponeri@ing.unlp.edu.ar . Tel.: 54 221 4272963 2 UIDET Gestión Ambiental. Departamento de Hidráulica. Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional de La Plata, Argentina.

Tel.: 54 221 4272963. 3 Secretaría de Salud del Municipio de Florencio Varela, Avenida 12 de Octubre 363, entre Florida y Mainini, (1888) Florencio

Varela, Provincia de Buenos Aires, Argentina. Tel.: 54 11 4287-3160/ 3439/ 3799/ 4283. 4 UIDET Gestión Ambiental. Departamento de Hidráulica. Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional de La Plata. Tel.: 54

221 4272963. 5 Hospital Horacio Cestino, Municipio de Ensenada, San Martín y E.E.U.U. S/N, (1925) Ensenada, Provincia de Buenos Aires,

Argentina. Tel.: 54 221 4691416.

2

Resumen

El objetivo del estudio fue relacionar el acceso a servicios sanitarios básicos (SSB, redes de agua y/o cloacas) con la

prevalencia de enfermedades hidro-transmisibles en la población. Para ello se trabajó sobre encuestas basadas en

auto-reporte, ya que no se cuenta con registros oficiales de dichas enfermedades. En las mencionadas encuestas se

consultó sobre las enfermedades hidro-transmisibles contraídas en el hogar en el último año, el informante debía ser

una persona mayor de edad que habitara ese hogar. El estudio se realizó en el Área Metropolitana del Gran Buenos

Aires (AMBA) y se aplicaron los resultados en la cuenca (Matanza – Riachuelo de la República Argentina), incluida

mayormente en el AMBA.

En total se realizaron 809 encuestas en la misma cantidad de hogares en los cuales vivían 3030 personas, la muestra

se planificó de manera estratificada identificando radios censales de distintas características representativas de: a) el

acceso a servicios sanitarios básicos (SSB) y b) la vulnerabilidad social de la población.

Esta estratificación permitió realizar un muestreo representativo de las distintas realidades del área, se seleccionaron

40 radios censales (de distintas características) y se realizaron 20 encuestas en cada uno de ellos, en hogares tomados

de manera aleatoria.

Los datos relevados y procesados permitieron hacer estimaciones de las prevalencias de enfermedades hidro-

transmisibles en función del grado de acceso a los SSB. Luego, en función de las proporciones relativas de personas

en distintas condiciones de acceso a SSB a nivel de radio censal, se obtuvieron prevalencias ponderadas a nivel de

esa unidad geográfica. Esas prevalencias ponderadas son un indicador representativo de salud en el radio censal.

Palabras clave: Cuenca Hidrográfica, Enfermedades Hidro-transmisibles, Servicios Sanitarios.

Introducción

Es indudable que los principales problemas ambientales-urbanos que afectan a la población pobre argentina son: falta

de sistemas de agua potable que abastezcan con un volumen suficiente y una calidad aceptable; inadecuada provisión

de cloacas y sistemas de evacuación de excretas; dificultad para resolver la recolección y disposición de los residuos

sólidos domiciliarios y los efluentes industriales; contaminación de los cursos de agua que atraviesan las ciudades y

la consiguiente contaminación e inutilización de los acuíferos subterráneos; el alto grado de hacinamiento y

precariedad habitacional. (Clichevsky, 2002).

Los impactos socioeconómicos del déficit de cobertura de los servicios no se limitan sólo a los daños a la salud, sino

que además se relacionan con la disponibilidad de agua para usos asociados al desarrollo socioeconómico. Quizás, el

aspecto más importante es que la prestación de los servicios de saneamiento, especialmente recolección, tratamiento

y disposición de aguas servidas, afecta la calidad de los recursos hídricos disponibles para otros usuarios en la misma

cuenca. (Jouravlev et al, 2011).

Adicionalmente, las enfermedades de origen hídrico y aquellas transmitidas por vectores no sólo afectan la salud

pública, sino que llevan asociada una pérdida en los ingresos y educación debido a las pérdidas de productividad de

las personas enfermas y al ausentismo en las escuelas. (Robinson et al, 2006).

Como los servicios de agua potable y saneamiento son consumidos casi exclusivamente por usuarios domiciliarios,

los efectos directos más importantes del déficit de cobertura se relacionan con la salud pública. Desde hace mucho

tiempo se reconoce que el acceso adecuado a los servicios eficientes y seguros de agua potable y saneamiento reduce

considerablemente la morbilidad y mortalidad por las enfermedades transmitidas por el agua. Así, se estima que

alrededor del 5.5% de la pérdida de los años de vida ajustados en función de discapacidad en la región tiene su

origen en las deficiencias de estos servicios, en comparación con el 1.0% en los países industrializados y el 7.0% en

los países en vías de desarrollo en general. (Livovsky, 2001).

3

La población que no tiene acceso a los servicios de agua potable se ve obligada a adoptar soluciones alternativas

(tales como fuentes públicas, pozos individuales, conexiones ilegales a la red de agua potable, colección de agua de

lluvia o captación de agua de ríos, lagos, manantiales u otros cuerpos de agua sin tratamiento previo). Muchas

soluciones de esa índole no garantizan la calidad del agua obtenida, debido principalmente a la creciente

contaminación hídrica que afecta muchos cuerpos de agua en los países de la región. (Joulavlev, 2004).

En el Área Metropolitana del Gran Buenos Aires (AMBA) “el agua proveniente de pozos individuales es

mayoritariamente no potable, sin importar la profundidad del pozo. Ello pone de manifiesto dos cuestiones básicas:

por un lado, muestra el grado de deterioro de origen antrópico (caracterizado por la presencia de nitratos) del

acuífero semiconfinado Puelche, históricamente de buena calidad y poco vulnerable. Por otro lado, plantea dudas

sobre la eficiencia del aislamiento, entre acuíferos contaminados y no contaminados, alcanzado en las perforaciones

individuales (tanto domiciliarias como industriales)”. (Monteverde et al, 2013).

Las enfermedades causadas por el consumo voluntario o accidental, o por contacto directo con agua contaminada a

través de microorganismos patógenos o sustancias químicas tóxicas para el organismo humano, reciben el nombre de

enfermedades de transmisión hídrica o hidro-transmisibles. Entre las principales se encuentran: diarreas, dermatitis,

gastroenteritis, parásitos intestinales, infecciones intestinales, hepatitis A, parásitos extra-intestinales y leptospirosis.

El objetivo de este estudio es poder vincular el acceso a servicios sanitarios básicos (SSB) con las prevalencias de

enfermedades hidro-transmisibles en una región determinada, a nivel de radio censal, lo cual permite, entre otras

cuestiones: contar con datos concretos que ayuden en las campañas de sensibilización sobre consumo de agua segura

y prácticas de higiene en el hogar y personales; planificar el avance de las redes de agua potable y cloacas de manera

racional, buscando hacer más eficiente y eficaz la inversión pública; conocer y valorar los daños en salud evitados

con esas obras.

En el presente estudio se toma como área de análisis la cuenca Matanza Riachuelo, que tiene entre sus principales

características: al 2001, una de las más pobladas (3.300.000 hab.) y contaminadas del país, baja cobertura de redes de

agua (75%) y Cloacas (53%) y ocupación conflictiva del territorio por actividades poco compatibles entre sí, entre

las principales la convivencia de la ocupación urbana con la industrial. Los datos del CENSO 2010 están disponibles

a nivel de Partido, con lo cual no se pueden actualizar con precisión los datos, sin embargo se puede estimar que la

población aumentó en la cuenca alrededor de un 10% y que las coberturas de agua y cloacas se mantuvieron

constantes, alrededor del 75% y 53% respectivamente, siendo absorbidas la mayor cantidad de conexiones

adicionales por el aumento de la población.

Metodología y actividades desarrolladas

Las actividades realizadas se pueden resumir en las siguientes:

o Relevamiento de información a través de encuestas realizadas en hogares en el Área Metropolitana del Gran

Buenos Aires (AMBA),

o

o Carga y procesamiento de la información relevada para obtener las frecuencias de aparición de enfermedades

hidro-transmisibles en función del acceso a SSB,

o Determinación de Indicadores de Prevalencias de Enfermedades Hidro-transmisibles (IPEH), a nivel de radio

censal, en función del grado de acceso a SSB, en el área de estudio.

Relevamiento de información a través de encuestas realizadas en hogares de la cuenca Matanza Riachuelo

Se realizaron los siguientes pasos: diseño de la encuesta, diseño de la muestra, tareas de campo y supervisión de las

tareas de campo.

4

Diseño de la encuesta

La misma constó de varias secciones que tenían distintos objetivos diferenciados y complementarios:

o Ubicación del Hogar Encuestado,

o Caracterización socioeconómica del hogar encuestado,

o Condiciones ambientales del entorno de la vivienda,

o Condiciones estructurales de la vivienda,

o Cuestiones vinculadas a la obtención del agua y a la evacuación de efluentes cloacales,

o Problemas de Salud en el último año en relación a enfermedades hidro-transmisibles.

Se buscó que, en la medida de lo posible, la información relevada fuera compatible con información oficial como la

que se extrae de los Censos Oficiales de Población y Viviendas y la Encuesta Permanente de Hogares.

Diseño de la Muestra

El área de análisis fue, como se indicó, el AMBA, y la mínima unidad de análisis de la misma fue el radio censal,

que es el área más pequeña de la cual se pueden obtener datos de los censos de población y viviendas. Aun en la

actualidad los datos con los que se cuentan, a nivel de radio censal, son los provistos por el Censo Nacional de

Población y Viviendas del año 2001, razón por la cual este estudio da como resultados una situación de base válida a

ese momento, pero fácilmente actualizable cuando se divulguen los datos del último Censo (2010).

Los datos a nivel de radio censal sirvieron para clasificar a dichos radios en doce estratos, según el grado de acceso a

SSB y según una condición representativa de vulnerabilidad social: Necesidades Básicas Insatisfechas (NBI). Para

entender la estratificación vale mostrar la siguiente tabla de doble entrada:

Tabla 1. Estratificación de los radios censales

SERVICIO

A-C A-NC NA-C NA-NC

A B C D

NBI (%)

0 - 10 1 A1 B1 C1 D1

10 - 30 2 A2 B2 C2 D2

≥ 30 3 A3 B3 C3 D3

Donde:

o A: acceso a red pública de agua

o C: acceso de red pública de cloacas

o NA: no acceso o ausencia de red pública de agua

o NC: no acceso o ausencia de red pública de cloacas

o NBI: necesidades básicas insatisfechas según definición del INDEC

Para clasificar los radios censales de la cuenca se buscó la situación dominante en cuanto al acceso a los SSB y se

impuso como condición que al menos el 75 % de los hogares cumplieran con esa condición. Asimismo se trabajó con

radios censales urbanos, para ello se impuso como condición que tengan una densidad de población de al menos 10

hab/ha.

El resultado de dicha estratificación procesada en un entorno SIG, para la Cuenca Matanza Riachuelo, se puede

visualizar en la siguiente figura:

5

Figura 1: Clasificación de los radios censales en la Cuenca Matanza Riachuelo según estratificación propuesta.

Como se puede observar en la figura 1, la situación de radios censales donde predomine una situación de SC-NA

(estratos C1, C2 y C3) es prácticamente inexistente, atento a que lo habitual es que el avance de los servicios se haga

primeramente con redes de agua y posteriormente con redes cloacales.

Se seleccionaron 40 radios censales de distintos estratos distribuidos geográficamente en el AMBA y se realizaron

20 encuestas en cada radio, en hogares seleccionados de manera aleatoria. Esta forma de realizar la muestra

aseguraba la obtención de información de hogares en distinta situación de acceso a SSB y de vulnerabilidad social,

aunque hay que indicar que el realizar una encuesta en un radio de ciertas característica predominante, no aseguraba

que el hogar encuestado respondiera a esas características, pero sí responderían a esas características la mayor parte

de los 20 hogares incluidos en ese radio censal.

Tareas de campo se trabajó con estudiantes avanzados de sociología de la UNLP, se los formó en gabinete, se realizó

una prueba piloto para ajustar el diseño de la encuesta, y las tareas de campo se realizaron barriendo los distintos

radios preseleccionados con el equipo completo bajo la supervisión de un sociólogo especializado en la temática.

Supervisión de Tareas de Campo, se realizó a través de llamados telefónicos al 10% de los hogares encuestados para

chequear la información relevada por los encuestadores.

Carga y procesamiento de la información relevada para obtener la probabilidad de adquirir enfermedades hidro-

transmisibles en función del acceso a SSB

El equipo de trabajo estuvo conformado por un Coordinador de carga y dos becarios en condición de “data entries”.

La función del Coordinador consistió en capacitar a los data entries en el cargado de la matriz, coordinar y supervisar

6

dicho trabajo y establecer criterios únicos de cargado para aquellas encuestas que presentaban datos distintos a los

codificados en la encuesta.

La matriz de datos fue elaborada con el software para tratamiento de datos y análisis estadístico SPSS (Statistical

Package for the Social Sciences). La base de datos se armó de manera tal que se pudiera recuperar toda la

información recolectada en las encuestas, tanto a nivel de hogar como de individuo, al mismo tiempo que resultara

ágil para el cargado. Se cargaron un total de 809 encuestas.

Del procesamiento de las encuestas se obtuvo, a nivel de individuo, la probabilidad de adquirir una determinada

enfermedad bajo distintas condiciones de acceso a SSB, como se indicó anteriormente.

Determinación de Indicadores de Prevalencias de Enfermedades Hidro-transmisibles (IPEH), a nivel de radio

censal, en función del grado de acceso a SSB, en el área de estudio

Los resultados de las prevalencias para cada enfermedad y para cada situación de acceso a SSB, se utilizaron como

insumo para obtener indicadores a nivel de radio censal, según la cantidad de personas con acceso a cada una de las

combinaciones posibles de SSB: agua y cloaca (A,C), agua – no cloaca (A,NC), no agua – no cloaca (NA,NC).

En definitiva se obtuvieron prevalencias para cada enfermedad a nivel de radio censal a través de una fórmula

polinómica en la que cada término es una determinada prevalencia multiplicada por la cantidad de personas con

acceso a determinados SSB, en relación a la cantidad total de habitantes del radio censal. La fórmula utilizada para

las diarreas es la siguiente:

IPEH D,RX = ( PA,C * Cx,A,C + PA,NC * Cx,A,NC + PNA,NC * CNA,NC )/ Cx Ecuación 1

Donde:

o IPEH D,X: probabilidad para un individuo de adquirir diarrea en un radio censal x en el período de un año,

o PA,C: probabilidad de contraer diarrea para un individuo vive en un hogar con redes de agua y cloacas,

o Cx,A,C: cantidad de personas en un radio censal x que viven en un hogar con redes de agua y cloacas,

o PA,NC: probabilidad de contraer diarrea para un individuo que vive en un hogar con red de agua y sin red cloacal,

o Cx,A,NC: cantidad de personas en un radio censal x que viven en un hogar con red de agua y sin red cloacal,

o PNA,NC: probabilidad de contraer diarrea para un individuo vive en un hogar sin redes de agua y cloacas,

o Cx,NA,NC: cantidad de personas en un radio censal x que viven en un hogar sin redes de agua y cloacas,

o Cx: cantidad total de habitantes en un radio censal x.

No se incluye en la ecuación 1 un término que considere la situación NA – C ya que no hay radios censales en las

que se de esa situación.

Limitaciones de la Metodología Utilizada

El relevamiento de información se basa en el auto-reporte de las personas mayores encuestadas, a la cual se las

interrogó sobre las enfermedades hidro-transmisibles de todos los integrantes del hogar en el último año, ello plantea

las siguientes limitaciones:

o Posibilidad de sub-reporte por la necesidad de apelar a la memoria del encuestado sobre algo que pudo haber

ocurrido hace varios meses, lo cual implica que las distintas prevalencias obtenidas pueden ser conservadoras

respecto de la realidad.

o La encuesta se hizo en un período determinado del año (verano), los resultados podrían estar sesgados por este

hecho. Sería conveniente repetir la encuesta en distintas épocas del año y verificar si las diferencias de los

resultados son significativas o no.

7

Si bien en las encuestas se relevó la situación NBI de los hogares encuestados, ello no se tuvo en cuenta al momento

de procesarlas, esto podría tomarse como una limitación en los resultados obtenidos, sin embargo, es altamente

probable que la situación NBI de cada hogar este íntimamente vinculada al acceso que tenga el mismo a los SSB, por

ejemplo, es altamente improbable que un hogar que tiene acceso a red de agua y cloacal sea un hogar NBI, al

contrario, si un hogar no tiene acceso a ningún SSB, es altamente probable que ese hogar sea NBI. De cualquier

forma este análisis no se hizo en este estudio, y se estima conveniente profundizarlo en adelante para verificar si la

situación NBI del hogar es una variable significativa, e independiente del acceso a SSB, que afecte la prevalencia de

las enfermedades hidro-transmisibles.

Resultados

Probabilidad de adquirir una enfermedad hidro-transmisible según el acceso a servicios sanitarios

Como se indicó más arriba primero se obtuvieron las prevalencias por enfermedad de cada individuo según el acceso

a SSB, a través de la frecuencia con que se consignara la enfermedad para cada una de las situaciones de acceso a

SSB:

Tabla 2. Probabilidad de adquirir una enfermedad hidro-transmisible según el acceso a servicios sanitarios

Acceso a SSB

A - C A - NC NA - NC

Diarreas 6.86 15.66 14.1

Gastroenteritis 5.62 8.52 6.25

Parásitos Intestinales 1.96 5.76 6.93

Infecciones Intestinales 2.47 6.10 3.25

Dermatitis 1.96 3.82 3.87

Los datos obtenidos para hepatitis A, parásitos extra-intestinales y leptospirosis han sido muy poco significativos por

lo que se considera que el número de encuestas no ha sido suficiente para determinar la frecuencia de aparición con

suficiente aproximación.

Prevalencias, a nivel de radio censal, en el área de estudio en función del acceso a servicios sanitarios básicos

Aplicando la Ecuación 1 en un entorno SIG, utilizando los resultados obtenidos en la tabla 2 para diarreas, junto a los

datos que nos provee el Censo de Población y Viviendas (2001) a nivel de radio censal, se pueden mapear las

prevalencias a nivel de radio censal para las diarreas en la Cuenca Matanza Riachuelo (Figura 2). Para definir los

intervalos para el mapeo se utilizó el método de intervalos naturales o “natural breaks” (Jenks 1963). Este método de

clasificación se encuentra implementado en el software ArcGis e identifica los puntos de corte entre clases mediante

el algoritmo de optimización de Jenks. Esta fórmula consiste básicamente en la minimización de la suma de la

varianza intraclase para obtener la máxima homogeneización (mínima dispersión) dentro de cada intervalo y la

máxima dispersión entre intervalos. Los límites entre clases se establecen en donde hay un salto relativamente

importante entre los valores.

Población Afectada por Enfermedades Hidro-transmisibles

Hacia el año 2001 la población en la cuenca ascendía a 3338108 habitantes, y la población analizada (Radios dens >

10Hab/Ha) fue de 3209425. A través de los cálculos realizados se prevé que, aproximadamente, 376878 (11.74%)

personas sufran diarreas al menos una vez al año. Ese número se reduciría a 220178 (6.91%) personas si todas

tuvieran acceso a redes de agua y cloacas, es decir que habría una reducción de 156700 (41.57%) enfermos de

diarreas con cobertura completa de SSB.

8

Figura 2. Indicador de Prevalencias Enfermedades Hidro-Transmisibles (IPEH) para Diarreas a nivel de radio censal

en la Cuenca Matanza Riachuelo

Conclusiones

Se verifica en los resultados que se muestran en la Tabla 1 y en la figura 2 el efecto beneficioso del acceso

total a SSB,

Sin embargo, al contrario de lo que podría esperarse, no se verifica que la situación A – NC sea más

beneficiosa que la situación NA – NC; esto podría deberse a que la primera situación implica un trasvase de

cuenca, en general desde el Río de la Plata, principal fuente de agua en el AMBA, hacia áreas donde se

disponen los efluentes cloacales en el subsuelo, ya sea de forma directa a zanjas o de manera indirecta previo

paso por cámara séptica y pozo ciego. Estas condiciones implican, para los habitantes que están en una

situación A - NC, vivir en un ambiente degradado e insalubre por el contacto directo al que están expuestos a

los efluentes cloacales, lo cual puede tener sus consecuencias negativas para su salud y calidad de vida,

Lo indicado en el párrafo anterior, especialmente visible en áreas densamente pobladas, lleva a la conclusión

de que se debería re-pensar la forma en que se planifica el avance de las redes de agua y cloacas, analizando

la posibilidad de avanzar ya sea de manera conjunta entre ambas redes, o comenzando con las redes cloacales,

situación contraria a la que se da en la actualidad.

La metodología propuesta facilita el cálculo de daños evitados en salud ya que permite estimar el número de

personas que no contraerían una enfermedad hidro-transmisible en el término un año, en un área determinada,

si acceden parcial o totalmente a SSB, para realizar dichos cálculos habría que estimar además el costo que

implica que una persona se recobre de esa enfermedad hidro-transmisible (consulta médica + remedios +

análisis o estudios específicos + dieta + pérdida de honorarios por dejar de trabajar unos días + …).

Sólo para las diarreas habría al menos 1567000 enfermos menos al año si la población contara con ambos

servicios, a ello habría que sumar el número de personas que dejarían de contraer otras enfermedades hidro-

9

transmisibles. Los costos que asume la comunidad por no tener acceso completo a SSB son muy

significativos.

El mapeo en un entorno SIG facilita la visualización de los resultados y la planificación en el avance con las

redes de agua potable y cloacas.

Referencias bibliográficas

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1

ESTADO TRÓFICO, ASSEMBLEIAS FITOPLANCTÔNICAS E DIAGNÓSTICO

LIMNOLÓGICO DO RESERVATÓRIO DA PAMPULHA, BH, BRASIL.

TROPHIC STATE, PHYTOPLANKTON ASSEMBLAGES AND LIMNOLOGICAL

DIAGNOSIS OF THE PAMPULHA RESERVOIR IN BELO HORIZONTE, MG, BRAZIL.

Priscila Vieira Oliveira e Silva1*

Andréa Rodrigues Marques1

Alexandre Kansaon Costa1

Halle Albert Geovanni Machado Marques1

Thalles Perdigão Lima1

Abstract The present study aimed to characterize the state of eutrophication of six different sites Pampulha reservoir using

only one of the parameters of the trophic state index - chlorophyll a, identify phytoplankton assemblages and

evaluate some physico-chemical parameters such as turbidity and pH water. Six samples of water were collected

from Pampulha reservoir. The parameters evaluated were: chlorophyll a, phytoplankton assemblages. For each

sample of water collected were determined pH and turbidity. The values of chlorophyll a were above 281 g/L that

reflected the existence of a very common taxon in phytoplankton communities in environments eutrophicated -

Cyanobacteria. Basically two predominant species were identified

Microcystis aeruginosa (Cyanophyceae) and

Planktothrix sp. (Oscillatoriaceae). About physico-chemical parameters, pH did not vary, but the turbidity (UNT)

was high and varied according to the sampled point. A significant linear relationship between the concentration of

chlorophyll a and turbidity was observed. The trophic state indenx determined by the concentration of chlorophyll a,

cyanobacteria basically, indicated that all the sampled poits are hypereutrophic. The results indicated that the sites

of tourist attraction in the Pampulha edge are close to regions of the aquatic ecosystem in environmental

degradation.

Key Words: cyanobacteria, chlorophyll a, trophic state index, tubidity.

1 Departamento de Ciência e Tecnologia Ambiental, Centro Federal de Educação Tecnológica de Minas Gerais.

*Autor corresponsal:, Centro Federal de Educação Tecnológica de Minas Gerais. Av. Amazonas, 5253 – Nova Suíça, Belo

Horizonte, Minas Gerais. 30.421-169. Brasil. E-mail: priscilavie@gmail.com

2

Resumo O presente trabalho teve como objetivo caracterizar o estado de eutrofização de seis diferentes locais do reservatório

da Pampulha utilizando somente um dos parâmetros do índice de estado trófico - clorofila a, identificar as

assembléias fitoplanctônicas e avaliar alguns parâmetros físico-químicos, como turbidez e pH da água. Foram

coletadas seis amostras de água do reservatório da Pampulha. Os parâmetros biológicos avaliados foram: clorofila a e

as assembléias fitoplanctônicas. Para cada amostra de água coletada foram determinados o pH e a turbidez. Os

valores de clorofila a foram acima de 281 g/L que refletiram a existência de um taxon muito comum em

comunidades fitoplanctônicas de ambientes eutrofizados – Cianobactérias. Foram identificadas basicamente duas

espécies predominantes Microcystis aeruginosa (Cyanophyceae) e Planktothrix sp. (Oscillatoriaceae). Com relação

aos parâmetros físico-químicos o pH não variou, porém a turbidez (NTU) foi alta e variou de acordo com o ponto

amostrado. Foi observada uma relação linear significativa entre a concentração de clorofila a e a turbidez. O índice

de estado trófico determinado pela concentração de clorofila a, basicamente de cianobactérias, indicou que todos os

pontos amostrados estão hipereutrofizados. Os resultados mostraram que os pontos de visitação turística na orla da

Pampulha estão próximos de regiões do ecossistema aquático em degradação ambiental.

Palavras-chaves: cianobactérias, clorofila a, índice de estado trófico, turbidez.

Introdução

A disponibilidade da água é atualmente um tema discutido em todo o mundo. Esta discussão avalia a disponibilidade

hídrica de água de qualidade para diferentes utilizações, como recreação, pesca, irrigação, geração de energia e

abastecimento público (Lamparelli, 2004). A forma com que o homem interfere numa bacia hidrográfica com

despejos domésticos e industriais, afeta a qualidade das águas (Von Sperling, 2005). A eutrofização tem sido uma

consequência das interferências antrópicas, principalmente nos lagos de regiões urbanizadas (Fragoso Júnior et al.,

2007).

De acordo com Siqueira e Oliveira-Filho (2005), a eutrofização é um dos principais fenômenos causadores da

redução da qualidade das águas. Em especial, o nitrogênio e o fósforo em grandes concentrações são os principais

responsáveis por esse fenômeno. Os fatores de deterioração, que contém nitrogênio e fósforo, estão associados aos

efluentes domésticos, industriais, agrícolas e os gerados pelas chuvas.

As águas com alta concentração desses nutrientes fazem os micro-organismos crescerem rapidamente em águas

estagnadas, utilizando-se do oxigênio dissolvido presente na água. O grupo das cianobactérias é um exemplo típico

de micro-organismos fotossintéticos aeróbios de águas ricas em nutrientes. A grande maioria dessas espécies tem a

capacidade de fixar nitrogênio da atmosfera e, quando presente no meio aquático, possuem vacúolos gasosos que

auxiliam na flutuação dos indivíduos, que se deslocam para ambientes mais favoráveis para seu crescimento (Tortora

et al., 2012).

Através de diversos parâmetros pode-se qualificar a água, traduzindo suas características físicas, químicas e

biológicas (Von Sperling, 2005). A determinação do pigmento fotossintético clorofila a (Cl a) tem sido utilizada

amplamente na ecologia aquática como um parâmetro de eutrofização (Carlson, 1977; Toledo Jr. et al., 1983;

Lamparelli, 2004, Molisani et al., 2010) importante para definir os índices de biomassa do plâncton (Mantoura et al.,

1997). O índice de estado trófico é bastante utilizado em monitoramentos da qualidade das águas e também é

baseado na biomassa fitoplanctônica presente em determinado corpo d’água. De acordo com a resolução brasileira

(CONAMA, 2005), existe um limite para a concentração de clorofila. Para águas doces de classe I o limite é de até

10 μg/L para águas doces de classe II pode-se chegar até 30 μg/L e, finalmente, para águas doces de classe III o

máximo aceitável é de 60 μg/L.

Durante as últimas décadas as condições limnológicas do reservatório da Pampulha sofreram um considerável

aumento da entrada de nutrientes, o que causou um aumento claro nas condições tróficas do sistema, devido

principalmente à falta de estrutura em saneamento nas redondezas da bacia (Pinto-Coelho et al., 1998, 2005; IGAM,

2013). O reservatório é alimentado por oito córregos, sendo o Sarandi e o Ressaca os mais importantes, com o maior

aporte de poluentes (Friese et al., 2010). O reservatório da Pampulha é um ponto turístico da cidade de Belo

Horizonte (MG) próximo a um dos estádios que sediará a Copa Mundial de Futebol no Brasil. O conjunto urbanístico

3

e de construções revela a interação entre a arquitetura e o paisagismo de Oscar Niemeyer e Burle Marx,

respectivamente. O complexo da Pampulha está na eminência de se tornar um Patrimônio Cultural da Humanidade,

contudo o reservatório de água está ameaçado pelo processo de eutrofização persistente e, ainda, não revertido.

O presente trabalho teve como objetivo caracterizar o estado de eutrofização de seis diferentes locais do reservatório

da Pampulha utilizando somente um dos parâmetros do índice de estado trófico - clorofila a, identificar as

assembléias fitoplanctônicas e avaliar alguns parâmetros físico-químicos, como turbidez e pH da água. Acredita-se

que os resultados obtidos neste estudo poderão definir os locais mais críticos para urgentes intervenções,

remediações e monitoramento.

Metodologia

Área de estudo e coleta das amostras de água

A qualidade da água foi avaliada em seis pontos do reservatório da Pampulha (19° 55'S, 43° 56'W) localizado na

parte nordeste da cidade de Belo Horizonte (figura 1): ponto I – AABB; ponto II – PIC; ponto III – Museu de Arte da

Pampulha; ponto IV – Sumidouro; ponto V – Casa do Baile; e ponto VI – Igreja São Francisco. Todos os locais de

coleta estão pertos de áreas recreativas e de turismo e/ou clubes esportivos. No dia da coleta a região apresentava

temperatura média foi 20ºC, umidade relativa 66% e o índice pluviométrico foi de 17mm.

As amostras de água foram coletadas cerca de 3 m da margem do reservatório através de recipientes de 5 L, que

foram mantidos inclinados, com seu eixo longitudinal disposto paralelamente ao espelho d’água. Dessa forma foi

possível que a água entrasse gradativamente pelo bocal do recipiente à medida que o mesmo era movimentado com

velocidade lenta e constante.

Belo

Horizonte

Brasil

Bacia Hidrográfica

Pampulha

Ponto

I Ponto

IV

Ponto

II Ponto III

Ponto

V

Ponto

VI

4

Figura 1. Detalhe da localização de Belo Horizonte no Brasil dos pontos de coleta das amostras de água no

reservatório da Pampulha.

Avaliação dos parâmetros biológicos e físico-químicos

Os parâmetros biológicos avaliados foram: clorofila a e as assembléias fitoplanctônicas. Para a determinação da

clorofila, amostras de água foram filtradas e depois extraídas em acetona 80% e analisada em espectrofotômetro

(Wellburn, 1994). Para as observações microscópicas e identificações de taxa do fitoplâncton, alíquota de 1 mL de

amostra de água foi observada para cada ponto ao microscópio óptico Bell Photonics.

Para cada amostra de água coletada foram determinados o pH e a turbidez. O pH foi medido com o papel universal

de pH (Merck) e a turbidez através do 2100P Turbidimeter (Hexis Científica).

IET – Índice do estado trófico

O índice de estado trófico proposto por Lamparelli (2004) foi utilizado neste trabalho a partir do parâmetro Clorofila-

a (Cla).

Equação (1)

O grau de trofia foi baseado somente no parâmetro da clrorofila a utilizando os limites propostos por Lamparelli

(2004): Ultraoligotrófico (IET ≤ 47), Oligotrófico (47 <IET < 52), Mesotrófico (52 < IET < 59), Eutrófico (59 < IET

< 63), Supereutrófico (63 < IET < 67) e Hipereutrófico (IET >67).

Análises estatísticas

Foi testada a variabilidade das médias (ANOVA) e a comparação entre as diferentes concentrações de

clorofila foi realizada através do teste Tukey HSD a 5% de probabilidade.

Resultados e Discussão

Os valores de clorofila a e clorofila total foram acima de 281 g/L (tabela 1)e ficaram acima do estabelecido para

águas classe III, pois o máximo aceitável é de 60 μg/L (CONAMA, 2005). No ponto I da coleta foi encontrada a

menor concentração do pigmento, seguido do ponto IV. O ponto I está localizado em frente ao clube recreativo da

AABB, uma parte do reservatório da Pampulha que recebe o córrego da AABB. Este córrego é o que contribui

menos, exceto para o enriquecimento de nitrogênio amoniacal, com os parâmetros que afetam a qualidade de água do

reservatório. Os maiores números de violações dos parâmetros de qualidade de água foram a densidade de

cianobactérias (92%), fósforo total (85%), demanda bioquímica de oxigênio – DBO (83%), nitrogênio amoniacal

total (83%), manganês total (82%) e Escherichia coli (82%) segundo IGAM (2013). O ponto IV está localizado

próximo ao vertedouro do reservatório, região mais profunda e com maior fluxo de água. Os demais pontos

apresentaram concentrações altas de clorofila, tornando a lâmina de água do reservatório da Pampulha extremamente

verde com odor séptico, gerando um aspecto insalubre nos locais que são pontos de visitação turística.

Tabela 1. Concentração de clorofila a e total (g/L) encontrada em cada amostra. Letras distintas indicam diferenças

significativas de acordo com o teste de Tukey (5%). *ANOVA , F = 86.88, P<0,01; **ANOVA, F = 305.6, P< 0.001.

5

Os valores de clorofila refletiram a existência de um taxon muito comum em comunidades fitoplanctônicas de

ambientes eutrofizados – Cianobactérias. Foram identificadas basicamente duas espécies predominantes Microcystis

aeruginosa (Cyanophyceae) e Planktothrix sp.(Oscillatoriaceae) nos pontos amostrados (figura 1), incluídas na lista

de cianobactérias potencialmente tóxicas (Sant’Anna et al., 2008). As cianobactérias, principalmente do grupo

Microcystis, têm sido identificadas a mais de 10 anos no reservatório da Pampulha e têm um papel ecológico muito

importante em corpos d’água eutróficos, pela sua capacidade de se desenvolverem maciçamente (“water blooms”) e

pela sua potencial toxicidade (Giani et al., 1999). Segundo IGAM (2013), em amostras de água do reservatório da

Pampulha em frente à Igreja de São Francisco e próximo ao vertedouro foram registrados contagens superiores de

colônias de cianobactérias ao valor estabelecido na legislação Brasileira, DN COPAM/CERH de 01/2008 para rios

de Classe II, que é de 50.000 cél.mL-1

. A produção de toxina em cada espécie de cianobactéria varia em função da

interação de diversos fatores, como a genética, o estado fisiológico do organismo e os parâmetros ambientais

(Tsukamoto e Takahashi, 2007). Assim, uma mesma espécie pode produzir toxinas em um ambiente e não produzi-

las em outro. Giani et al. (1999) registrou na época uma assembléia fitoplanctônica para o reservatório da Pampulha

composta pelo grupo Euglenophyta (com maior número – 13 espécies em uma família), seguido de Cyanobacteria

(oito espécies), Pyrrophyta (cinco espécies) e Chrysophyta (duas espécies). Neste estudo em questão, nenhuma das

espécies de algas foi observada.

Figura 2. Imagem de colônias de cianobactérias Microcystis aeruginosa (A) e Planktothryx sp. (B, seta). Barras:

10µm (10X).

Com relação aos parâmetros físico-químicos o pH não variou, porém a turbidez (NTU) foi alta e variou de acordo

com o ponto amostrado (tabela 2). Foi observada uma relação linear (figura 3) entre a concentração de clorofila a e a

turbidez. O aumento de cianobactérias e pigmentos clorofilianos interferem na zona eufótica do reservatório.

Segundo Silva (2005) nos reservatórios, o fitoplâncton é a maior fonte de turbidez de modo que a penetração de luz

está geralmente relacionada com a sua abundância.

Tabela 2. Valores de pH, turbidez (NTU) e IET(Cla) encontrados em cada amostra de água coletada de todos os

pontos amostrados no reservatório da Pampulha.

6

Figura 3. Relação entre a concentração de clorofila a e turbidez obtida das amostras de água coletadas de todos os

pontos amostrados no reservatório da Pampulha.

Os resultados indicaram um índice de estado trófico superior a 67, que significa uma hipereutrofização de todos os

pontos amostrados do reservatório da Pampulha (tabela 2). Nas últimas décadas, o fenômeno de assoreamento da

lagoa e da eutrofização de suas águas acelerou-se chegando, em 1998, ao lamentável quadro de perda de 50% do seu

volume de preservação e de 40% da área do espelho d’água. Segundo IGAM (2013) os estados tróficos (eutrófico,

supereutrófico e hipereutrófico) quando somados, desde 2007 correspondem a mais de 83% do IET da água ao longo

dos anos.

Conclusões

A Bacia Hidrográfica da Pampulha estende-se pelos municípios de Belo Horizonte e Contagem, totalizando uma área

de 9450 ha., constituindo a Bacia Hidrográfica do Rio das Velhas/São Francisco. Dentre os principais fatores de

pressão que podem ter contribuído com as densidades de cianobactérias registradas no reservatório da Pampulha

destaca-se o aporte de nutrientes proveniente principalmente dos esgotos sanitários dos municípios de Belo

Horizonte e Contagem e o lançamento de efluentes de indústrias têxteis e alimentícias presentes na região. É

necessário que as Prefeituras dessas cidades se integrem para a realização de uma melhor estrutura de redes coletoras

e tratamentos adequados da carga poluidora que hoje é despejada no reservatório. O índice de estado trófico

determinado pela concentração de clorofila a, basicamente de cianobactérias, indicou que todos os pontos

amostrados estão hipereutrofizados. Os resultados mostraram que os pontos de visitação turística na orla da

Pampulha estão próximos de regiões do ecossistema aquático em degradação ambiental.

7

Recomendações

Algumas soluções possíveis para o controle da eutrofização podem ser tomadas. Segundo Braga (2005) medidas

preventivas podem reduzir a carga externa dos nutrientes como a retirada de nutrientes por meio de tratamento

terciário do esgoto doméstico, tratamento de efluentes industriais, recomposição de matas ciliares; e controle de

drenagem urbana. Outras medidas corretivas podem atuar nos processos de circulação de nutrientes no lago e sobre o

ecossistema (aeração da camada inferior dos lagos para manter o fósforo na sua camada insolúvel; precipitação

química do fósforo; redução da biomassa vegetal; e remoção do sedimento do fundo).

Agradecimento – Agradecemos ao Centro Federal de Educação Tecnológica de Minas Gerais

(CEFET-MG) e à Fundação de Amparo a Pesquisado Estado Minas Gerais (Fapemig) pelo

apoio financeiro.

Referências Bibliográficas

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1

CONSECUENCIAS AL EXTERIOR POR MANEJO DE SUSTANCIAS TÓXICAS. CASO

DE ESTUDIO: ZONA INDUSTRIAL ORIENTE DE SAN LUIS POTOSÍ.

OFFSITE CONSEQUENCE ANALYSIS FOR TOXIC CHEMICALS. CASE OF SAN LUIS

POTOSÍ WEST INDUSTRIAL AREA.

Claudia Yazmín Ortega Montoya 1*

Alfredo Ávila Galarza 1

Israel Razo Soto 1

Roberto Briones Gallardo 1

Abstract Industrial activities use hazardous materials able to cause harm to human health and adverse impacts to the

environment. When hazardous chemicals are involved in accidental scenarios as a result of incorrect management,

may cause destructive phenomenon such as fire, toxic release, explosion and radiation and the consequences can

impact the surroundings. Offsite consequence modeling of release scenarios is important to determinate the human

and ecological systems exposed, in addition to that, are useful to conduct preventive and response measures to

community emergencies. Five cases of release scenarios are able to produce toxics clouds were evaluated based on

two different meteorological conditions of San Luis Potosí west industrial area. Consequences of planted cases,

show distances from 140 m to 970 m, when toxic releases may cause mild, transient health effects. Hazardous areas

have the capability to cause impact to surroundings and to urban communities, located north of studied area. Results

indicate the need to proper risk management in the area, to conduct industrial regulative programs in order to

minimize hazards and prevent accidents, as well as chemical emergency plans to an appropriated, prepared and

response.

Key Words: Consequence analysis, risk assessment, toxic chemicals.

1 Facultad de Ingeniería. Universidad Autónoma de San Luis Potosí.

* Av. Manuel Nava #8. Zona Universitaria, San Luis Potosí, S.L.P. 78290 México. +(52)- (444) - 826-23-30 ext. 3010

yazminortegam@gmail.com.

2

Resumen

Las actividades industriales utilizan sustancias químicas peligrosas cuyas características pueden ocasionar efectos

adversos a la salud humana y al ambiente. Cuando estas sustancias se ven involucradas en accidentes industriales

producen fenómenos destructivos como: incendios, fugas tóxicas, explosiones y radiaciones, con consecuencias

capaces de ocasionar impactos en el entorno. La modelación de las consecuencias de los accidentes químicos es

importante para determinar los sistemas ecológicos y humanos expuestos ante dichas amenazas, además de ser

herramientas útiles para la prevención y preparación ante emergencias en las comunidades. En esta investigación se

evaluaron cinco casos de liberación con sustancias químicas capaces de generar nubes tóxicas en el ambiente, a partir

de dos condiciones meteorológicas en la Zona Industrial Oriente de la ciudad de San Luis Potosí. Las consecuencias

de los casos planteados muestran efectos a la salud leves o transitorios, a distancias que van de 140 m a 970 m de las

industrias analizadas. Las áreas de peligro de las sustancias tóxicas comprenden el entorno de las empresas

analizadas, así como las comunidades urbanas, localizadas al norte del área de estudio. Los resultados obtenidos

ponen de manifiesto la necesidad de una gestión del riesgo efectiva en la zona para prevenir y reducir el nivel de

peligro, mediante acciones de regulación industrial, así como mecanismos de preparación y respuesta oportuna ante

las emergencias químicas.

Palabras clave: Análisis de consecuencias, riesgo ambiental, sustancias tóxicas.

Introducción

Las sustancias químicas han contribuido a elevar la calidad de vida de la sociedad a través del uso generalizado de

productos como: combustibles, fertilizantes, pesticidas, plásticos, fármacos y solventes. Sin embargo, estas

sustancias también pueden poseer características peligrosas (reactivas, explosivas, corrosivas, tóxicas, inflamables,

infecciosas o radioactivas), con la capacidad de ocasionar enfermedad, lesión o muerte a las personas, daño a la

propiedad o al ambiente (DOE, 2004; Cheremisinoff y Graffia, 1995).

El departamento estadounidense de salud y servicios humanos define un agente tóxico como aquel capaz de causar

efectos dañinos a organismos vivos, bajo ciertas circunstancias de exposición (ATSDR, 2009). Las sustancias tóxicas

pueden encontrarse en estado líquido, sólido o gaseoso, en cualquier etapa de su ciclo de vida (producción o

manufactura, formulación, uso y disposición) (DeLissi, 2006; Garrod, 2006) y desplazarse de un lugar a otro

mediante ductos, transporte carretero, ferroviario, marítimo o aéreo. Los accidentes con sustancias tóxicas son de

interés particular para la salud pública, debido a que tienen consecuencias de gran magnitud que pueden representar

un riesgo para la salud humana y el medio ambiente (Pontiggia et al., 2010).

El marco normativo internacional para la prevención de los accidentes industriales mayores regula las actividades

que utilizan sustancias químicas tóxicas, capaces de ocasionar desequilibrios ecológicos y daños a la salud de la

población. El peligro de estas sustancias para el ser humano depende de sus características fisicoquímicas, su forma

de almacenamiento y su potencial para causar afectaciones a la salud por exposiciones agudas o crónicas.

La revisión del marco normativo para la prevención de accidentes industriales mayores de las sustancias químicas

tóxicas, en: 1) México (Primer Listado de Actividades Altamente Riesgosas), 2) Estados Unidos de América

(Código de Regulaciones Federales número 40, sección 68.130) y 3) la Unión Europea (Directiva 2012/18/UE),

muestra que:

a) México es el país con la normativa más antigua para la prevención de los accidentes industriales mayores,

que data de 1990 sin haber sido actualizada.

b) La Unión Europea tiene la legislación más reciente en el tema y ésta es original en cuanto a que norma

categorías de peligro para la salud, peligros para el medio ambiente y otros peligros; además de las

sustancias tóxicas individuales para definir la aplicación de su normativa.

c) Los sistemas de evaluación, preparación y respuesta ante emergencias industriales en los países

desarrollados favorecen el derecho a la información de las comunidades potencialmente afectadas, así como

la coordinación de los organismos encargados de la regulación y atención a emergencias.

3

La actualización y clasificación de las sustancias químicas en categorías de riesgo es especialmente importante,

tomando en cuenta la gran rapidez con la que en la actualidad se sintetizan nuevas sustancias químicas; la Sociedad

Norteamericana de Química en su Servicio de Resúmenes Químicos (CAS), tiene registro de más de 65 millones de

sustancia químicas. De este total, la organización reporta que en el mercado se encuentran disponibles más de 63

millones y que existen 310,571 sustancias peligrosas dentro de algún inventario para su regulación a nivel mundial

(ACS, 2014).

En México, se clasifican como altamente riesgosas a las empresas que manejan sustancias tóxicas en cantidades

iguales o superiores a las cantidades umbral (establecidas en el primer listado de actividades altamente riesgosas); su

regulación corresponde a la federación. Por otra parte, las actividades riesgosas (capaces de ocasionar desequilibrios

ecológicos) son reguladas por las entidades federativas, de acuerdo con la normativa de éstas. La regulación de las

actividades de riesgo a nivel estatal es muy importante debido a la gran cantidad de actividades riesgosas que no

están sujetas a control federal y que en caso de accidente generan impactos al exterior. Además, pueden convertirse

en escenarios de riesgo si existen sistemas humanos expuestos y susceptibles de ser afectados, por lo que requieren

de controles efectivos para su ubicación.

En el ámbito local es importante conocer los peligros generados por el uso de sustancias químicas tóxicas en

actividades industriales, así como su potencial para afectar la salud humana de las poblaciones asentadas en su

entorno. La evaluación de consecuencias al exterior de estos escenarios permite identificar los sistemas expuestos a

las amenazas químicas, además de proveer información importante para las dependencias gubernamentales

encargadas de la protección civil y la respuesta ante escenarios de riesgo químico, ya que es la base para la

elaboración de planes locales de respuesta a emergencias.

La zona industrial San Luis Potosí se localiza al sureste del centro poblacional formado por los municipios de San

Luis Potosí y Soledad de Graciano Sánchez, a lo largo de la carretera federal 57 Querétaro- San Luis Potosí; consta

de 2 parques industriales públicos y 6 privados, que albergan 432 industrias (SEDECO 2014). Los parques

industriales públicos fueron establecidos entre los años de 1963 a 1981(INEGI 2000) y detonaron el crecimiento

hacia el sureste de la ciudad (Moreno, 1992), mediante la creación de nuevas unidades habitacionales de viviendas

para clase media y media alta en esa zona. Desde entonces y a la fecha, la industria de la construcción ha observado

un crecimiento ininterrumpido en la zona, dando como resultado un sistema humano expuesto a riesgos de origen

químico.

La presente investigación tiene como objetivo realizar el análisis de consecuencias al exterior por el almacenamiento

de sustancias químicas tóxicas en la Zona Industrial Oriente de San Luis Potosí, SLP.

Materiales y métodos.

La investigación se realizó siguiendo 3 etapas fundamentales: 1) La recopilación y el análisis de información sobre el

uso y el almacenamiento de sustancias tóxicas en la zona de estudio, 2) Modelación de los escenarios alternativos de

liberación y la interpretación de resultados y 3) La integración de las áreas de riesgo modeladas a una imagen

satelital.

Recopilación de información sobre uso y almacenamiento de sustancias tóxicas en la zona de estudio

La información sobre las actividades industriales que utilizan sustancias tóxicas fue recopilada directamente de cinco

empresas ubicadas en la Zona Industrial Oriente de San Luis Potosí, con el apoyo de la Dirección de Protección Civil

del Gobierno del Estado; los datos obtenidos y analizados fueron: 1) el tipo, volumen y forma de almacenamiento de

sustancias tóxicas, 2) las características de los procesos, 3) los accidentes históricos con sustancias químicas y 4) las

medidas de mitigación de accidentes. Las empresas fueron referenciadas geográficamente usando un Sistema de

Geo-posicionamiento Satelital (GPS).

4

Modelación de los escenarios alternativos de liberación,

La determinación de los escenarios de liberación de las sustancias tóxicas en estado líquido, se realizó utilizando la

información obtenida del análisis histórico de eventos de las industrias visitadas, y siguiendo la metodología “¿Qué

pasa si?”. Una vez obtenidos los escenarios de liberación, éstos sirvieron como datos de entrada al software de

simulación ALOHA (Localización Aérea de Atmósferas Peligrosas). Para caracterizar la liberación de las sustancias

tóxicas al ambiente se consideró que los tanques de almacenamiento se encuentran llenos al 80% de su capacidad y

que de ese total, el 30% participa en el derrame. La dispersión de las sustancias en el aire se realizó desde el dique

para contención de derrames, cuya área es la superficie máxima desde donde se realiza la emisión.

El software ALOHA fue desarrollado por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA) en

conjunto con la División de Respuesta a Emergencias de la Agencia Nacional de Administración Oceánica y

Atmosférica Estadounidense (NOAA), y utiliza el modelo gaussiano de dispersión para gases con densidad similar a

la del aire y del modelo de dispersión de gases pesados para sustancias más densas que el aire (Jones et al., 2013).

A partir de datos históricos de las estaciones meteorológicas operadas por la Comisión Nacional del Agua en los

últimos 10 años se establecieron dos escenarios meteorológicos con condiciones de temperatura y velocidad del

viento máximas, medias y críticas.

Escenario 1.-Condiciones máximas con viento del este con velocidad de 5.3 m/s y temperatura de 30°C.

Asociadas con una estabilidad atmosférica C (ligeramente inestable).

Escenario 2.-Condiciones medias con viento del este-noreste con velocidad de 3.5 m/s y temperatura de

25°C. Asociadas con una estabilidad atmosférica B (inestable).

La altura del anemómetro se fijó a 10 m y se consideró cielo despejado y humedad relativa del 5%.

Las consecuencias al exterior de los casos planteados se fijaron tomando en consideración los límites de

concentración PAC (Criterios de medidas de protección para Químicos), desarrollados por el Departamento de

Energía de Estados Unidos (DOE). Estos criterios pueden usarse para evaluar la severidad de los eventos, identificar

consecuencias potenciales y tomar algún tipo de medida de protección. Los límites de PAC tienen tres valores

sucesivos (1 a 3) que están asociados a un incremento en los efectos serios debido a un nivel de exposición mayor.

Los niveles se definen como (DOE, 2014):

PAC 1. - Efectos a la salud leves o transitorios.

PAC 2. – Efectos a la salud serios o irreversibles que pueden impedir la habilidad de tomar medidas de

protección.

PAC-3. – Efectos que amenazan la vida.

Integración de los datos a una imagen satelital.

La información de las áreas de dispersión de las sustancias tóxicas se integró al software Google Earth, permitiendo

reconocer geográficamente las áreas de afectación por los escenarios modelados.

Resultados

Se evaluaron cinco empresas capaces de generar escenarios accidentales con sustancias tóxicas en la Zona Industrial

Oriente de la ciudad de San Luis Potosí. Las actividades productivas de las empresas estudiadas son: cuatro empresas

del sector químico y una empresa del rubro alimenticio. Las empresas visitadas utilizan las sustancias químicas como

materias primas y como productos finales de sus procesos productivos. Todas cuentan con plan de contingencias

actualizado y únicamente una empresa cuenta con antecedentes de accidentes que involucran el uso de materiales

peligrosos.

Las empresas identificadas realizan el manejo de 4 sustancias con peligros a la salud: ácido acético glacial, ácido

clorhídrico, ácido nítrico y monómero de metil metacrilato (Tabla 1). Las sustancias que se almacenan en volúmenes

mayores son el ácido acético y el monómero de metil metacrilato, mientras que el ácido acético glacial es la que

participa en dos casos planteados. Cabe mencionar que el monómero de metil metacrilato también posee

características de inflamabilidad capaces de originar accidentes.

5

Las sustancias estudiadas se clasifican como químicos irritantes porque producen inflamación como respuesta a la

exposición aguda y afectan principalmente el sistema respiratorio (Carson y Mumford, 2002). Los daños de la

exposición aguda de las sustancias encontradas van desde síntomas leves como tos e irritación de garganta y

pulmones, hasta graves como la muerte, quemaduras y daño severo, en el caso el ácido nítrico.

El análisis de los diferentes escenarios accidentales de liberación (desde los diques para contención de derrames) se

realizó a partir de las capacidades de almacenamiento de las sustancias químicas tóxicas. Los modelos matemáticos

utilizados para la determinación de consecuencias al exterior, así como los límites de concentración PAC (Criterios

de medidas de protección para Químicos) para cada una de las sustancias estudiadas se muestran en la tabla 1.

Tabla 1. Características de las sustancias químicas almacenadas y modelos utilizados para su análisis.

Sustancia Clasificación de

riesgo a la salud

NFPA 704

Límite de

concentración (ppm)

Capacidad

almacenada

(L)

No. de

caso

Modelo

utilizado

PAC-

1

PAC-

2

PAC-

3

Ácido acético

glacial

3

Seriamente

peligroso.

5 35 250 50 000 1 Gaussiano*

dispersión de

derrame.

100 000 2 Gaussiano-

dispersión de

derrame.

Ácido

clorhídrico

3

Seriamente

peligroso.

1.8 22 100 7 500 3 Gaussiano-

dispersión de

derrame.

Ácido nítrico

3

Seriamente

peligroso.

0.53 24 92 15 800 4 Gaussiano-

dispersión de

derrame.

Monómero de

metil

metacrilato

2 Moderadamente

peligroso.

17 120 570 120 000 5 De gases

pesados- fuga

desde tanque.

El modelo gaussiano de dispersión utilizado en los 4 casos de liberación planteados, muestra las plumas con la mayor

dispersión en el escenario meteorológico 1 con una estabilidad atmosférica C (ligeramente inestable) que se

caracteriza por tener una velocidad del viento mayor y una temperatura del aire más elevada. Por su parte, el modelo

de gases pesados, utilizado en la modelación de la dispersión del monómero de metil metacrilato, muestra un efecto

contrario, ya que es el escenario meteorológico 2, con una estabilidad atmosférica B (inestable) el que genera las

plumas con mayor difusión.

Las sustancias modeladas que observan mayores distancias de consecuencias al exterior son el ácido clorhídrico y el

monómero de metil metacrilato, cuyos límites de concentración PAC-1 son de 978 y 970 m, respectivamente (Figura

1).

Figura 1. Distancias hasta los límites de concentración (PAC-1, PAC-2 y PAC-3) de los casos planeados.

6

La ubicación de las plumas de dispersión de sustancias tóxicas en el Sistema de Información Geográfica, permitió

identificar que en todos los casos, los escenarios de accidentes modelados generan consecuencias al exterior de las

instalaciones industriales. En el caso del ácido clorhídrico, las áreas de riesgo muestran impactos a las comunidades

locales asentadas al norte de la Zona Industrial y contiguas al anillo periférico de la ciudad de San Luis Potosí

(Figura 2 y Figura 3).

Figura 2. Localización de las plumas de dispersión de sustancias tóxicas hasta los límites de concentración PAC, en

el escenario meteorológico A.

7

Figura 3. Localización de las plumas de dispersión de sustancias tóxicas hasta los límites de concentración PAC, en

el escenario meteorológico B.

De acuerdo con la regulación de las sustancias estudiadas, sólo las empresas que utilizan el ácido nítrico y el metil

metacrilato son actividades de alto riesgo y su competencia es federal. Estas sustancias se incluyen en los listados de

las actividades altamente riesgosas y su cantidad de reporte es de 100 kg para el ácido nítrico y de 100 000 kg para el

metil metacrilato. El resto de las sustancias objeto de estudio no se incluyen en los listados federales y por lo tanto su

competencia es estatal. No obstante, la mayor parte de las entidades federativas regula las mismas sustancias de los

listados federales, pero en actividades que las utilizan en menores volúmenes que los de reporte. Por lo anterior, el

ácido acético y ácido clorhídrico que se incluyen en tres de los escenarios planteados, no se encuentran sujetas a

regulación en materia de riesgo ambiental, aunque su análisis de consecuencias al exterior, demuestra que tienen el

potencial para ocasionar impactos al exterior de sus instalaciones.

Conclusiones

La evaluación de consecuencias al exterior de cinco industrias establecidas en la Zona Industrial Oriente de la ciudad

de San Luis Potosí, permitió reconocer el alcance de los eventos que involucran los accidentes con sustancias

químicas tóxicas en la zona de estudio.

Aunque los escenarios que involucran sustancias tóxicas en estado líquido poseen menor severidad en sus

consecuencias, los resultados indican que los accidentes planteados ocasionarían impactos en el exterior de las

instalaciones estudiadas, demostrando la necesidad de comunicación entre actividades industriales contiguas, para

conocer y estar conscientes de los riesgos comunes a los que están expuestos, así como de los procedimientos para

atender una emergencia de derrame de sustancias tóxicas. Ante este escenario, es de suma importancia identificar

cómo los riesgos localizados en una actividad, pueden generar consecuencias en las instalaciones vecinas y generar

nuevos accidentes, magnificando las consecuencias de los escenarios iniciales.

8

El ejercicio realizado permite además, reconocer la exposición de comunidades urbanas a los riesgos químicos de la

Zona Industrial, mostrando la necesidad de analizar a profundidad el riesgo químico en el área de estudio y definir

un plan de emergencia civil, capaz de brindar información y capacitación a las comunidades expuestas para afrontar

de manera eficiente situaciones de emergencia como las representadas en este estudio.

La generación de información de los tipos y volúmenes de materiales peligrosos en áreas urbanas es muy importante

para la gestión efectiva del riesgo. Los inventarios de sustancias químicas peligrosas son herramientas fundamentales

para la realización de medidas de prevención y de respuesta a emergencias, y constituyen la base para la regulación

de las actividades de riesgo a nivel estatal, con el objetivo de lograr una gestión efectiva de los riesgos químicos.

Además, aportan información para los programas de cumplimiento y la regulación industrial, los planes de respuesta

a emergencia industriales y comunitarios, así como la comunicación de los riesgos a la población expuesta.

En las áreas urbanas, las actividades peligrosas por el manejo de sustancias químicas se localizan tanto en áreas

industriales, como en las propias comunidades urbanas, por lo que el análisis del riesgo cobra especial relevancia. La

caracterización de escenarios de peligro en el ámbito local considera variables específicas de la zona que definen:

a) el potencial de peligrosidad, b) el alcance de los efectos nocivos y c) las características de vulnerabilidad de áreas

expuestas (que pueden magnificar o reducir el daño ocasionado por de los fenómenos destructivos de origen

químico).

Agradecimientos. – Al CONACYT por el financiamiento de CYOM (beca 312165). Al Centro de Investigación y

Estudios de Posgrado de la Facultad de Ingeniería y al Programa Multidisciplinario de Posgrado en Ciencias

Ambientales de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí.

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1

A INTER-RELAÇÃO DRENAGEM E SAÚDE NA BACIA HIDROGRÁFICA

URBANA DO RIO BELÉM

THE INTERRRELATION BETWEEN DRAINAGE AND HEALTH IN URBAN RIVER

BASIN BELÉM

Carlos Mello Garcias 1

Stéphanie Louise Inácio Castro1*

Marina Carvalho Gaban1

Nicole Centurion1

Abstract Brazil is experiencing a period of continuous urban growth, where more than 80% of the population lives in

cities. With the rampant urbanization, the problems related to population health increased. Poor sanitation,

inadequate housing and problems in the collection and disposal of municipal solid waste result in the

degradation of these environments, jeopardizing the health of the environment and endangering the health of

the population. The Belém River, target of this study, is located in Curitiba, Paraná, Brazil, and due to its

poor condition, the population is at risk by serving diseases. There were selected two sites with different

characteristics within the study area. The first, Prado Velho District, presents serious problems related to

sanitation, especially in the section where the Village Tower community is inserted. While the second, St.

Lawrence District, has more green areas, better sanitary conditions and predominant population of upper-

middle class. In Curitiba, infectious and parasitic diseases account on average for 3.6% of hospitalizations,

and in the period analyzed, 411 cases are inserted in Belém River Basin. This research aims to evaluate the

inter-relationship between health and drainage in Belém River Basin, highlighting cases of Leptospirosis in

the city of Curitiba. It can be concluded that an unhealthy environment is a possible cause of diseases, mainly

due to the waste being disposed improperly, can thus transmit Leptospirosis. Of cases studied in Curitiba,

56% occurred in Belém River Basin and improvements in this area represent a significant positive impact.

Key Words: Belém River, Drainage, Environmental Health, Urbanization, Water.

1 Engenharia Ambiental, Pontifícia Universidade Católica do Paraná.

* Autor corresponsal: Engenharia Ambiental, Pontifícia Universidade Católica do Paraná. Rua Imaculada Conceição,

1155, PPGTU, Sala 20 – Prado Velho, Curitiba, Paraná, Brasil. 80215-901. Brasil. Tel: +55 (41) 3271-1598. Email:

s_louise@hotmail.com

2

Resumo

O Brasil vive um período de contínuo crescimento urbano, em que mais de 80% da população reside nas

cidades. Com a urbanização desenfreada, os problemas relacionados à saúde da população aumentaram. Falta

de saneamento básico, moradia inadequada e problemas na coleta e disposição final dos resíduos sólidos

urbanos acarretam a degradação desses ambientes, prejudicando a salubridade do meio e colocando em risco a

saúde da população. O rio Belém, alvo desse estudo, está localizado em Curitiba, Paraná, Brasil e devido as

suas condições precárias, apresenta risco a população por meio da veiculação de doenças. Selecionaram-se

dois locais, com características diferentes, dentro da área de estudo. O primeiro, Bairro Prado Velho,

apresenta graves problemas relacionados ao saneamento, principalmente no trecho em que a comunidade Vila

Torre está inserida. Enquanto o segundo, bairro São Lourenço, possui mais áreas verdes, melhores condições

sanitárias e predomínio de população de classe média-alta. Em Curitiba, as doenças infecciosas e parasitárias

são responsáveis, em média, por 3,6% das internações, sendo que no período analisado 411 casos estão

inseridos na Bacia Hidrográfica do rio Belém. Esta pesquisa tem como objetivo avaliar a inter-relação saúde e

drenagem na Bacia Hidrográfica do rio Belém, destacando os casos de Leptospirose na cidade de Curitiba.

Pode-se concluir que um ambiente insalubre é um possível causador de doenças, principalmente devido aos

resíduos que são depositados de maneira incorreta, podendo assim transmitir Leptospirose. Dos casos

estudados em Curitiba, 56% ocorreram na Bacia do Rio Belém e melhorias nessa área representariam um

impacto positivo significativo.

Palavras-chave: Água, Drenagem, Rio Belém, Saúde Ambiental, Urbanização.

Introdução

Para a humanidade, além da importância sobre o metabolismo vital, a água orienta o desenvolvimento, o

progresso e a prosperidade das civilizações ao longo dos séculos. O ambiente urbano é formado por dois

sistemas intimamente inter-relacionados: o sistema natural, composto do meio físico e biológico, e o sistema

antrópico, consistindo do homem e de suas atividades. Porém, o processo de urbanização e a noção de

desenvolvimento a todo custo provocou modificações no ambiente natural, alterando suas estruturas físicas.

Um dos principais impactos da urbanização é a modificação do ciclo hidrológico, principalmente pela

impermeabilização do solo, que aumenta o escoamento superficial fazendo com que um grande volume de

água chegue rapidamente ao leito dos rios. O Brasil possui alta incidência de eventos de inundação, como se

pode observar na Figura 1, tornando esse um grave problema do país.

Figura 1 – Incidência de Inundações por país

Fonte: OFDA/CRED, 2013

A constante busca por novas áreas de ocupação geram, na maioria das vezes, um crescimento desordenado,

criando ambientes propícios ao desenvolvimento de doenças, sendo a população mais afetada aquela que vive

3

em condições precárias, sem acesso a sistemas de saneamento básico, ou em regiões onde os sistemas são

deficientes. No âmbito das cidades, os cursos d‟água possuem várias maneiras de representação e

potencialidades, mas também vulnerabilidades, ameaças e riscos para a população (Almeida; Carvalho, 2007).

Juntamente com a evolução da legislação, ampliou-se a consciência de que a saúde, individual e coletiva, nas

suas dimensões física e mental, está intrinsecamente relacionada à qualidade do meio ambiente. Essa relação

tem se tornado mais evidente para a sociedade devido à sensível redução da qualidade ambiental, verificada

nas últimas décadas, consequência do padrão de crescimento econômico adotado no país e de suas crises.

Neste contexto surge a saúde ambiental, que segundo Gouveia (1999) refere-se aos “agravos a saúde devidos

a fatores físicos, químicos e biológicos, mais diretamente relacionados com a poluição, o que contribui um

caráter eminentemente ecológico ao processo saúde-doença”. Portanto pode ser entendida como as alterações

no meio ambiente que direta ou indiretamente podem afetar a saúde da população.

Um dos grandes problemas dos centros urbanos diz respeito ao crescimento de animais circum-antrópicos,

como ratos, pombos e baratas, espécies que convivem diariamente com os seres humanos e sobrevivem dos

restos dos seus alimentos. São considerados hoje „pragas urbanas‟, devido à possibilidade de transmitir

doenças, como os ratos, que estão ligados a pelo menos 30 ciclos infecciosos (FUNASA, 2002). A

Leptospirose, doença relacionada à urina do rato, continua afetando pessoas diariamente, principalmente nos

períodos de chuvas, onde os serviços ineficientes de drenagem levam os agentes etiológicos até a população.

A Companhia de Saneamento do Paraná (SANEPAR) afirma que:

doenças são transmitidas pelo contato ou ingestão de água contaminada, contato da pele

com o solo e lixo contaminados. A presença de esgoto, água parada, resíduos sólidos, rios

poluídos e outros problemas também contribuem para o aparecimento de insetos e

parasitas que podem transmitir doenças.

Em razão dessas informações o artigo refere-se a uma compilação de três estudos desenvolvidos dentro de

projeto maior “Revitalização do Rio Belém”, que avaliaram o sistema de drenagem e saúde ambiental na

Bacia Hidrográfica do rio Belém, tendo como objetivo avaliar a inter-relação entre esses meios, com destaque

para os casos de Leptospirose na cidade de Curitiba.

Metodologia

O objeto de estudo foi a Bacia Hidrográfica do rio Belém, localizada inteiramente na cidade de Curitiba,

Paraná. Possui 87 km², representando 20% da área da capital. A extensão do rio principal é de 21 km, da

nascente, no Bairro Cachoeira, até a foz no rio Iguaçu, localizada no bairro Boqueirão (Fendrich, 1997).

Atravessa os principais pontos turísticos do município e áreas com grande adensamento populacional,

englobando, no total, 45 bairros.

Devido à extensão da área de estudo, foram selecionados dois bairros com características diferentes para se

avaliar as condições de salubridade ambiental, sendo estes: o São Lourenço, com um maior coeficiente de

áreas verdes, moradores com alto poder aquisitivo e onde o rio Belém se encontra com uma qualidade melhor;

e o Prado Velho, com menor área verde e apresenta uma comunidade, Vila Torres, que se relaciona com um

trecho do rio Belém com graves problemas de saneamento básico.

Através da Secretária Municipal de Saúde de Curitiba, foram obtidos dados, de 2007 a 2013, sobre a

incidência de doenças por bairros, que sobrepostos sobre a Bacia representam o comportamento e distribuição

dos locais potencialmente perigosos a população, principalmente nas áreas escolhidas para o estudo. Por meio

dessa avaliação observou-se que a sociedade é um componente indispensável no processo continuo da

melhoria do meio ambiente, bem como da Bacia Hidrográfica do rio Belém, sendo papel da universidade

informar, mobilizar e conscientizar a população.

4

Pensando nesse propósito a elaboração de uma cartilha é o instrumento utilizado para conscientizar sobre a

importância das questões de saúde-saneamento, melhorando a qualidade da Bacia Hidrográfica do rio Belém e

portanto, a saúde da população. Trata-se de uma medida a longo prazo, a qual deve ser desenvolvida

concomitante com a mobilização da população e as ações do governo, como a limpeza pública e controle de

pragas urbanas (ratos, baratas e pombos). Em vista disso, foram realizadas intervenções com a população da

Vila Torres, inserida no bairro Prado Velho que apresentou alta incidência de Leptospirose.

Resultados

Primeiramente deve-se entender que a Organização Mundial da Saúde (OMS) classifica as doenças em vinte

grupos, sendo o primeiro das “Doenças Infecciosas e Parasitárias”. A Secretária Municipal de Saúde de

Curitiba disponibiliza em seu portal um relatório com a incidência e mortalidade dessas enfermidades para a

capital. Segundo o Caderno de Informações de Saúde do Paraná (2010), as doenças infecciosas e parasitárias

são responsáveis, em média, por 3,6% das internações, sendo que as crianças na faixa de 1-4 anos são as mais

afetadas, com média de 7,2% dos casos de atendimento hospitalar. Portanto, deve-se dar uma atenção a esses

tipos de agravamentos, principalmente em crianças.

A problemática é acentuada ao se analisar as condições criadas nos grandes centros, principalmente

relacionadas aos aspectos de vida da sociedade. Criam-se condições ideais para o desenvolvimento de

espécies, que podem transmitir doenças, como: ratos, pombos e baratas. A questão da proliferação de ratos é

uma problemática atual dos grandes centros urbanos devido ao fato de apresentarem condições favoráveis a

procriação das espécies, com habitat e alimento disponíveis. Quando o ser humano entra em contato direto ou

indireto com o espécime, ele pode se contaminar e adoecer. A análise dos dados da Secretaria Municipal de

Saúde de Curitiba, comprovou que, dos 817 casos de Leptospirose da capital, no período de 2007-2013, 411

estão inseridos na Bacia do rio Belém, sendo que entre os bairros que apresentaram um maior índice de

manifestação, observou-se o Prado Velho, analisado no estudo.

Tabela 1. Incidência de casos de Leptospirose em Curitiba

Anos Bacia do Rio Belém Demais* Total

2007 70 95 165

2008 42 50 92

2009 39 35 74

2010 69 73 142

2011 101 74 175

2012 40 42 82

2013 50 37 87

Total 411 406 817

Nota: *São os demais bairros da cidade de Curitiba

Através da Tabela 1, pode-se observar que o maior número de casos aconteceu no ano de 2011, período que

contou com fortes precipitações, agravando e aumentando a zona a atingida por enchentes e inundações.

A Bacia Hidrográfica do rio Belém, apresenta graves problemas relacionados à deficiência no sistema de

saneamento básico, moradia, coleta e disposição de resíduos sólidos inadequados. A somatória de todos esses

elementos apresenta um grave risco à saúde da população. Porém, esses problemas não se distribuem

igualmente ao longo da Bacia. Nos trechos escolhidos, as características são bem distintas, como pode ser

5

observado na Figura 2. A primeira imagem foi capturada no bairro São Lourenço, e a segunda no Prado

Velho, na Comunidade Vila Torres.

Figura 2. Condição do rio Belém nos bairros analisados

Com essa avaliação preliminar, percebe-se que no bairro Prado Velho a população que reside as margens do

rio convive diariamente em um ambiente insalubre, em que são criadas condições perfeitas para a reprodução

de espécies de vetores de enfermidades, devido aos resíduos sólidos. Enquanto no São Lourenço as condições

de infraestrutura de saneamento são melhores, repercutindo na saúde da população, como se pode observar na

Figura 3, onde os casos se concentraram basicamente no Prado Velho.

Figura 3. Incidência de casos de Leptospirose nos bairros analisados

Ao analisar o ciclo infeccioso dos ratos, Figura 4, observou-se a necessidade de realizar atividades com as

crianças, informando sobre os cuidados que devem ser tomados e como manter um ambiente limpo e livre de

infestação, tornando-as parte do processo de controle e erradicação dessas espécies.

Figura 4. Ciclo infeccioso dos ratos.

Através das atividades com as crianças da Vila Torres observou-se o conhecimento que possuem sobre as

questões relacionadas ao rio Belém. Quando indagadas sobre os motivos que levaram o rio a apresentar as

condições em que se encontra atualmente, relataram sobre a população que joga resíduo em locais

inapropriados, contaram histórias sobre objetos que já viram passar nas águas e o que eles poderiam fazer

6

para melhorar as condições do rio. As intervenções propostas, além de lúdicas, despertaram o interesse das

crianças a cuidar e manter o espaço em que vivem, por exemplo despertando a responsabilidade de cuidar e

manter uma horta.

Figura 5. Crianças da comunidade plantando mudas de árvores e fazendo uma horta.

A relação com a drenagem urbana é proeminente na fase de transmissão das doenças. Deficiências na

drenagem urbana, como tubulações subdimensionadas, falta de manutenção e estreitamentos no leito dos

cursos d‟água, somadas a impermeabilização do solo resultam em eventos de inundação e alagamentos que

espalham a água contaminada para além do leito dos rios. A alta incidência de inundações no Brasil agrava

este panorama, possibilitando a disseminação das doenças e trazendo prejuízos a saúde, além dos danos

diretos das inundações. A incidência de doenças de veiculação hídrica pode se dar também em períodos

posteriores às cheias, pelo consumo de alimentos contaminados ou água indevidamente tratada.

Conclusão

O ambiente urbano apresenta melhores condições de vida devido ao maior acesso a elementos de

infraestrutura, como transporte, saneamento e saúde. Porém, esse mesmo meio, quando cresce de maneira

desordenada, pode apresentar alguns problemas, como a ocupação irregular as margens dos rios e falhas na

distribuição de saneamento. Nesse ambiente antrópico, uma série de motivos acarreta no adoecimento de

pessoas diariamente. A respeito de todas essas questões, destacam-se:

a) Um ambiente insalubre é um possível causador de doenças;

b) Sistema de drenagem falho associados a moradias irregulares são hoje potenciais riscos de

transmissão de doenças;

c) Os resíduos sólidos, quando depositados de maneira incorreta, se tornam habitats para vetores

transmissores de enfermidades, como ratos e baratas;

Com base nos registros verificados durante a pesquisa, sugere-se a continuidade do estudo, focando em meios

de diminuir os casos de Leptospirose.

Referências Bibliográficas

Almeida, Lutiane Queiroz de; Carvalho, Pompeu Figueiredo de. A navegação dos rios urbanos. 2007. Disponível em:

<http://egal2009.easyplanners.info/area07/7006_Almeida_Lutiane_Queiroz_de.pdf> Acesso em: 20 de maio de

2014.

Caderno de Informações de Saúde do Paraná, 2010. Disponível em:

<http://tabnet.datasus.gov.br/tabdata/cadernos/pr.htm>. Acesso em: 20 de maio de 2014.

Fendrich, R. Bacia Hidrográfica Urbana do Rio Belém. INTEC/PUCPR 1997.

FUNASA – Fundação Nacional de Saúde. Manual de Controle de Roedores. Brasil, 2002.

Gouveia, Nelson. Saúde e meio ambiente nas cidades: os desafios da saúde ambiental. Revista Saúde e sociedade

[online]. 1999, vol.8, n.1, pp. 49-61. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/sausoc/v8n1/05.pdf> Acesso em:

20 de maio de 2014

Polignano, Marcos Vinicius et al. Abordagem ecossistêmica da saúde. Belo Horizonte: Instituto Guaicuy, 2012. 200 p.

7

SANEPAR – Companhia de Saneamento do Paraná. Doenças relacionadas com a falta de saneamento. Disponível em:

<http://educando.sanepar.com.br/ensino_medio/doen%C3%A7-relacionadas-com-falta-de-saneamento>. Acesso

em: 20 de maio de 2014.

OFDA/CRED – The Office of US Foreign Disaster Assistance/Centre for Research on the Epidemiology of Disasters –

Université Catholique de Louvain. Database. Banco de Dados. 2013. Disponível em:

<http://www.emdat.be/database>. Acesso em 14 fev. 2014.

1

CONDIÇÕES SANITÁRIAS EM COMUNIDADES RURAIS NA BACIA

HIDROGRÁFICA ALAGADOS – PARANÁ, BRASIL

SANITARY CONDITIONS IN RURAL COMMUNITIES IN THE ALAGADOS’

WATERSHED – PARANA, BRAZIL

Giovana Kátie Wiecheteck1*

Olívia Mara Savi2

Maria Aparecida de Oliveira Hinsching3

Gabriel Alfredo Carranza4

Abstract Water resources must be managed in a participatory manner, involving various social segments aimed at

establishing criteria for the sustainable management of water bodies, considering watersheds as management units.

This study aimed to evaluate the conditions of supply sources and quality of water used by farmers, school and

health units located in the Alagados’ Watershed, Parana. 158 properties, 4 rural schools and 3 health centers,

located in the three counties of the watershed were visited. Questionnaires to obtain data of socioeconomic and

cultural aspects and sanitation conditions of georeferenced units were used. Water samples for physico-chemical

and bacteriological analyzes were performed, verifying the health conditions of supplies used. With the results, it

was found that most of the properties of groundwater use well water, and 65.5% of the water samples had total

coliforms and E. coli, it is not suitable for human consumption. The disposal of domestic sewage and solid waste,

most of the properties is not appropriate. The results highlighted the need for a participatory management plan, with

action strategies aiming at improving environmental conditions and quality of life of communities living in the

region.

KeyWords: Disposal of waste, Sanitary conditions, Watersheds, Water quality.

1 Departamento de Engenharia Civil, Universidade Estadual de Ponta Grossa. Av. Carlos Cavalcanti, 4748 – Bairro: Uvaranas,

Ponta Grossa, Paraná, CEP: 84030-900. Brasil. Email: giovana@uepg.br 2 Departamento de Enfermagem, Universidade Estadual de Ponta Grossa 3 Núcleo de Estudos em Meio Ambiente, Universidade Estadual de Ponta Grossa. 4 Adjunct Research Professor in the Department of Biological Sciences at the University of North Texas

*Giovana Kátie Wiecheteck: Departamento de Engenharia Civil, Universidade Estadual da Ponta Grossa. Av. Carlos Cavalcanti,

4748 – Bairro: Uvaranas, Ponta Grossa, Paraná, CEP: 84030-900. Brasil. Email: giovanawiecheteck@hotmail.com

2

Resumo

Os recursos hídricos precisam ser geridos de modo participativo, envolvendo os vários segmentos sociais visando o

estabelecimento de critérios de exploração sustentável dos corpos d’água, considerando as bacias hidrográficas como

unidades gestoras. O presente trabalho teve como objetivo avaliar as condições das fontes de abastecimento e

qualidade da água consumida pelos produtores rurais, unidades escolares e de saúde localizadas na Bacia

Hidrográfica do Manancial Alagados, no Paraná. Foram visitadas 158 propriedades, 4 escolas rurais e 3 postos de

saúde, localizados nos três municípios da bacia hidrográfica. Para obtenção dos dados foram utilizados questionários

sobre os aspectos sócio-econômicos e culturais, e condições de saneamento básico das unidades georeferenciadas.

Foram realizadas coletas de água para análises físico-químicas e exames bacteriológicos, verificando-se as condições

sanitárias das fontes de abastecimento utilizadas. Com os resultados obtidos, verificou-se que a maioria das

propriedades utilizam água de poço freático, e 65.5% das amostras de água coletadas apresentaram coliformes totais

e Escherichia Coli, não sendo próprias para consumo humano. A disposição de esgotos domésticos e resíduos

sólidos, na maioria das propriedades, não é adequada. Os resultados evidenciaram a necessidade de estabelecer um

plano de gestão participativa, com estratégias de ações visando melhores condições ambientais e qualidade de vida

das comunidades que residem na região.

Palavras-chave: Bacia Hidrográfica, Condições Sanitárias, Disposição de Resíduos, Qualidade da Água.

Introdução

A água representa além do insumo básico essencial à vida em todas as suas formas, um bem de consumo para quase

todas as atividades humanas. Em vista de sua importância tanto em relação a seus múltiplos usos quanto à

manutenção de sua qualidade e quantidade, os recursos hídricos são considerados um recurso natural de uso comum

que deve ser gerido de forma integrada e participativa, garantindo assim, um aproveitamento otimizado com o

mínimo de conflitos. A necessidade de um gerenciamento integrado é ainda mais premente quando se constata que

os recursos hídricos não são ilimitados e que podem sofrer sérios danos dependendo da forma de exploração dos

corpos d’água (Chaudhry, 2000). O planejamento e a gestão de recursos hídricos dependem fundamentalmente do

uso preponderante que se faz dos mesmos. E para que se compatibilize a demanda com a oferta de água, é necessário

proteger as fontes de abastecimento, águas subterrâneas e superficiais, além de obedecer aos parâmetros de qualidade

da água para determinado uso. Com a grande demanda de água e sua conseqüente escassez, é imprescindível que

sejam avaliados os sistemas de saneamento básico compostos por: abastecimento de água, coleta e tratamento de

esgotos sanitários, coleta e tratamento de resíduos sólidos e drenagem urbana, aliados ao meio ambiente. Os

impactos ambientais decorrentes da operação inadequada destes sistemas refletem diretamente nos problemas de

poluição e contaminação das águas superficiais e subterrâneas.

A Represa Alagados, manancial de água que abastece 40% da população da cidade de Ponta Grossa, no Paraná,

constitui um importante reservatório hídrico para a região. Além de manancial de abastecimento, a Represa Alagados

é um ponto turístico, com práticas de esporte aquático, pesca e lazer. A represa foi formada com a barragem do Rio

Pitangui, que também abastece a cidade de Ponta Grossa. O Rio Pitangui, cuja captação está localizada a jusante da

represa, supre com a maior parte das necessidades de abastecimento de água da cidade de Ponta Grossa. Portanto, a

Bacia Hidrográfica do Manancial Alagados compreende dois tributários principais, o Rio Pitangui e o Rio Jotuba,

localizados em áreas territoriais dos municípios de Ponta Grossa, Castro e Carambeí, no estado do Paraná, sul do

Brasil. As principais atividades econômicas desenvolvidas na Bacia Hidrográfica do Manancial Alagados referem-se

à produção agrícola, pecuária, reflorestamento de espécies exóticas dentro da área de preservação permanente,

extração de minérios ativos e desativados. Com isto, observam-se pontos de potencial risco de acidentes e eventual

poluição, áreas com necessidades de reposição ou implantação de vegetação ripária e as áreas com processos

erosivos acentuados. Constatando-se um grande número de propriedades rurais inseridas na Bacia Hidrográfica do

Manancial Alagados, que utilizam-se dos recursos naturais disponíveis para o desenvolvimento econômico da região,

propôs-se neste trabalho avaliar as condições das fontes de abastecimento e qualidade da água consumida pelos

produtores rurais, unidades escolares e de saúde localizadas na área de estudo.

3

Metodologia

a) Caracterização da Área de Estudo

A área de estudo está situada no quadrante sudeste do Estado do Paraná e é limitada pelas coordenadas geográficas

24°52’ a 25°05’ de latitude S e 49°46’ a 50°06’ de longitude W de Greenwich (UTM 592.000 a 624.000 e 7.226.300

a 7.249.800), abrangendo parte dos municípios de Ponta Grossa, Castro e Carambeí, conforme Figura 1. As

investigações de campo foram desenvolvidas nas propriedades, unidades escolares e de saúde localizadas nas áreas

que compõem a região de drenagem da bacia e sub-bacias do Rio Pitangui e de seu contribuinte Rio Jotuba e

afluentes, situados a montante da Represa Alagados. Foram visitadas 158 propriedades, 4 escolas rurais e 3 postos de

saúde, totalizando 165 unidades investigadas. A pesquisa envolveu comunidades/propriedades localizadas nos três

municípios da Bacia Hidrográfica do Manancial Alagados. Das quatro escolas rurais visitadas, três estão localizadas

no município de Castro e uma em Carambeí. Dos três postos de saúde visitados, dois estão localizados em Castro e

um em Carambeí.

b) Coleta de Dados

A localização das unidades rurais pesquisadas foi feita a partir de ortofotocartas coloridas na escala 1:10.000. Para

obtenção dos dados de campo foram utilizados questionários com perguntas fechadas e abertas, aplicados pelos

pesquisadores junto aos interlocutores (proprietários, funcionários, técnicos nos postos de saúde e professores nas

escolas), que se dispuseram a dar as informações no momento da visita às unidades investigadas. No instrumento de

pesquisa foram levantados dados sobre os aspectos sócio-econômicos e culturais, e condições de saneamento básico.

Foram realizadas coletas de amostras de água para análises físico-químicas e exames bacteriológicos, verificando-se

as condições sanitárias das fontes de abastecimento de consumo humano. Verificou-se o destino final das águas

residuárias e as formas de coleta e disposição final dos resíduos sólidos. Em todos os locais visitados procurou-se

fazer o registro fotográfico das condições observadas. As análises foram realizadas conforme métodos apresentados

no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA et al., 1998).

Bacia Hidrográfica

Manancial Alagados

N

Figura 1. Localização da área de estudo (Pilatti, 2002).

4

Resultados

a) Aspectos Sócio-Econômicos e Culturais

Nas 158 propriedades rurais visitadas foi detectada a existência de 277 famílias, aproximadamente 1.385 pessoas

envolvidas. Verificou-se que em muitas propriedades rurais residem mais de uma família, além do proprietário ou

encarregado, famílias de trabalhadores. A maioria das pessoas (48%) encontra-se na faixa etária de 20 a 43 anos de

idade, seguida pelo grupo de 10 a 19 anos (18%) e acima de 55 anos, sendo a maioria do sexo masculino. Foram

visitadas 4 escolas rurais (de administração estadual e municipal) que atendem à população das localidades

estudadas, considerando que as pessoas que trabalham nestes locais, mesmo não residindo na área de estudo, passam

boa parte do tempo neste espaço, consumindo água e gerando resíduos, além de representarem na sociedade

importantes multiplicadores em futuras ações educativas na região. Em relação à escolaridade detectou-se que a

maioria possui o ensino fundamental incompleto, com número muito reduzido de pessoas com o fundamental

completo e ensino médio. As escolas existentes na área investigada estão localizadas bastante distantes das

propriedades, dificultando o acesso e a permanência dos alunos na escola, pois a maioria também trabalha nas

propriedades onde residem com a família, ou trabalham como funcionários em outras propriedades rurais.

Com relação aos postos de saúde, verificou-se que nas localidades de Lajeado e Maracanã os mesmos funcionam em

espaço anexo às escolas. O Posto de Saúde de Maracanã, em Castro, conta com o programa saúde da família,

envolvendo também agente comunitária de saúde. Somente em Catanduvas, município de Carambeí, o posto de

saúde funciona em local próprio e está mais distante da unidade escolar. Em Terra Nova, Castro, o atendimento

médico é realizado quinzenalmente em uma sala de aula, em caráter provisório.

Do total das propriedades investigadas, 53% exploram pecuária de leite; 10% bovino de corte; 13% granjas de aves,

com criações de perus, frango de corte e poedeiras; 11% possuem criações de suínos em escala comercial, além da

criação de ovinos, caprinos e eqüinos. Na área de agricultura foram evidenciadas as culturas de milho, soja, aveia,

azevém, sorgo e feijão. Na região, também verificaram-se áreas com reflorestamento de pinus e eucalipto.

b) Fontes de Abastecimento de Água e Qualidade das Águas de Consumo nas Unidades Rurais

Durante as saídas de campo foram observadas as condições de conservação e proteção das fontes de abastecimento

de água. Em algumas propriedades visitadas, notou-se a preocupação com as condições adequadas de proteção de

nascentes e poços freáticos. No entanto, a maioria das fontes de abastecimento utilizadas para consumo humano não

se encontravam adequadamente protegidas, como pode ser observado na Figura 2.

Figura 2. Condições inadequadas das fontes de abastecimento de água nas propriedades visitadas.

5

A preservação, conservação, manutenção e proteção das fontes de abastecimento de água são medidas importantes a

serem adotadas, considerando os aspectos sanitários do local de onde é captada água para consumo humano,

evitando que impurezas atinjam estas fontes comprometendo a qualidade das águas e conseqüências à saúde.

Apesar de serem visitadas 165 unidades rurais, em algumas delas havia mais de uma fonte de abastecimento de água,

portanto foram coletadas 171 amostras de água no total. Como pode-se observar na Figura 3, das 171 coletas de água

realizadas, a maioria foi proveniente de poços freáticos (43%), 38% de nascentes, 17% foram de poços

artesianos/tubulares, 1% de rio ou arroio e 1% utilizam água de duas fontes de abastecimento misturadas (poço

freático e nascente), chamada de misto.

Figura 3. Fontes de abastecimento de água nas unidades rurais.

A caracterização físico-química de alguns parâmetros nas águas utilizadas como fonte de abastecimento nas unidades

rurais da Bacia Hidrográfica do Manancial Alagados foi realizada buscando conhecer os efeitos do uso e ocupação

do solo nas propriedades sobre a qualidade das águas. Os parâmetros físicos e químicos analisados foram:

temperatura, cor aparente, turbidez, pH, condutividade, dureza total e alcalinidade total. Na Tabela 1 estão

apresentados os resultados dos parâmetros físicos e químicos obtidos, bem como os valores máximos permissíveis

(VMP) pela Portaria nº 2914/2011, que dispõe sobre os procedimentos de controle e de vigilância da qualidade da

água para consumo humano e seu padrão de potabilidade.

A redução do pH da água para valores abaixo de 6.0 pode estar relacionada ao acúmulo de matéria orgânica no solo

ao redor da fonte de água ou no sedimento. Outro importante parâmetro e que está intrinsecamente relacionado aos

valores de pH é a alcalinidade, que segundo Baird (2002) pode ser definida como a capacidade de um corpo d’água

resistir à acidificação. Não há na legislação vigente valores de referência para alcalinidade, entretanto níveis mais

elevados para este parâmetro podem ser atribuídos a inúmeras fontes, dentre elas o descarte de águas residuais

tratadas e/ou não tratadas para corpos aquáticos (Verbanck et al., 1994; Tchobanoglous e Burton, 1991). Além disso,

valores mais elevados de alcalinidade também podem estar associados à decomposição de nutrientes e substratos

orgânicos, sob condições anaeróbias (Abril e Frankignoulle, 2001). Outro parâmetro determinado nas amostras foi a

condutividade, que se relaciona à concentração de substâncias iônicas dissolvidas no meio. Segundo a CETESB

(2008), níveis superiores a 100 µScm-1

indicam ambientes impactados, considerando-se temperatura de 25ºC.

Grandes variações decorrem devido ao lançamento de despejos industriais e de mineração, e de esgotos domésticos.

Nessa pesquisa, os valores acima de 100 µScm-1

foram detectados em 25% (42 fontes) das fontes amostradas. Não há

valores padrões de condutividade especificados na legislação.

Neste trabalho, das 171 amostras de água examinadas, 90% (153 amostras) apresentaram bactérias do grupo

coliformes, portanto são impróprias para consumo humano, já que a Portaria nº 2914/2011 estabelece que o padrão

microbiológico de potabilidade da água em toda e qualquer situação, incluindo fontes individuais como poços,

6

minas, nascentes, dentre outras, é ausência de E. coli ou coliformes termotolerantes e ausência de coliformes totais

em 100 mL de amostra. Segundo a Portaria nº 2914/2011 “amostras com resultados positivos para coliformes totais

devem ser analisadas para E. coli e, ou, coliformes termotolerantes, devendo, neste caso, ser efetuada a verificação e

confirmação dos resultados positivos”. Ainda, diz que: “em amostras individuais procedentes de poços, fontes,

nascentes e outras formas de abastecimento sem distribuição canalizada, tolera-se a presença de coliformes totais, na

ausência de E. coli e, ou, coliformes termotolerantes, nesta situação devendo ser investigada a origem da ocorrência,

tomadas providências imediatas de caráter corretivo e preventivo e realizada nova análise de coliformes. Das 153

amostras de água que apresentaram bactérias do grupo coliformes, apenas 41 apresentaram ausência de E. coli, mas

presença de coliformes totais. Apenas 11% das amostras examinadas apresentaram ausência total de bactérias do

grupo coliformes. A Figura 4 ilustra os resultados obtidos.

Tabela 1. Parâmetros físicos e químicos nas amostras de água coletadas e VMP pela Portaria nº 2914/2011.

Parâmetros Resultados obtidos Padrão de Potabilidade

(VMP Portaria nº 2914/2011)

Temperatura (ºC) 17 ≤ temperatura ≤ 23 -

Cor aparente (uH) 5.3% das amostras > 15 uH

94.7% das amostras ≤ 15 uH

≤ 15 uH

Turbidez (uT)

100% das amostras > 1 uT

83% das amostras ≤ 5 uT

17% das amostras > 5 uT

≤ 1 uT em 95% das amostras

pH 40.4% das amostras < 6.0

59.6% das amostras 6.0 < pH < 9.5

6.0 < pH < 9.5

Condutividade

(µS cm-1

)

24.6% das amostras > 100

75.4 % das amostras < 100

-

Dureza total

(mg/L CaCO3)

17.5% das amostras 50 ≤ dureza ≤ 150

águas com dureza moderada

82.5% das amostras com dureza < 50

águas moles

-

Alcalinidade total

(mg/L CaCO3)

86.5% das amostras 0,1 < alcalinidade < 40

11.1% das amostras 40 ≤ alcalinidade < 80

2.4% das amostras ≥ 80

-

Figura 4. Resultados de presença e/ou ausência de bactérias do grupo coliformes obtidos nas amostras de água

coletadas.

A cor aparente e a turbidez foram os parâmetros físicos analisados nas amostras de água coletadas, que estão

relacionados com a presença de sólidos na água, e que podem interferir na qualidade microbiológica da água, devido

7

à possível presença de microrganismos agregados aos sólidos. Nas 153 amostras de água que apresentaram bactérias

do grupo coliformes, 30 amostras (19.6%) apresentaram cor aparente e/ou turbidez.

c) Disposição Final de Efluentes Domésticos nas Unidades Rurais

A Figura 5 mostra as formas de disposição do esgoto doméstico nas unidades rurais visitadas. Observa-se que 34%

das unidades rurais ainda dispõem o esgoto doméstico em fossas na terra. O grande problema observado é que o

nível do lençol freático em boa parte das propriedades visitadas é alto (constatação feita em função da pequena

profundidade dos poços freáticos e o grande número de nascentes); aliado a isto, grande número destas fossas está

localizada em uma cota superior à fonte de abastecimento de água. Após as fossas sépticas constatou-se não haver

nenhum tipo de disposição final da fase líquida do esgoto, como sumidouro ou filtro biológico. Conforme foi

observado nas propriedades visitadas, o lodo removido das fossas é aplicado diretamente no solo, na lavoura e na

pastagem. Esta é uma prática bastante comum, contudo deve ser feita com critério e cuidados especiais, pois o lodo

retirado contém bactérias, vírus, fungos e parasitos que podem causar uma série de doenças tanto ao ser humano

como aos animais.

Figura 5. Destino final do esgoto doméstico gerado nas unidades rurais.

d) Tipos de Resíduos Sólidos e Disposição Final nas Unidades Rurais

De acordo com as respostas dos interlocutores ao questionário aplicado, são gerados materiais inorgânicos como

papel, papelão, diversidade de embalagens plásticas, metais e vidros. Resíduos orgânicos, cascas de frutas, verduras e

legumes. Papéis e absorventes higiênicos, fraldas descartáveis, residual de tintas e solventes, lâmpadas, pilhas e

baterias. Das atividades de agropecuária: graxas e óleo queimado, resíduos da lavoura, dos animais, agulhas,

seringas, luvas, toalhas de papel, botas de borracha, embalagens vazias de medicamento de uso veterinário e de

agrotóxico. 71% das propriedades rurais pesquisadas separam os resíduos sólidos para reciclagem (papel, papelão,

metais, plásticos e vidros). Dos investigados, 21% informaram que não separam nada e 8% não responderam. 32%

dos investigados entregam os resíduos para a coleta efetuada quinzenalmente em algumas das comunidades; 35%

queimam na propriedade; 28% jogam em buracos e só cobrem de terra quando ficam cheios; 4% jogam em locais

próximos às casas. Os resíduos orgânicos, como resto de alimentos, folhas, cascas de frutas, verduras e legumes

(35%) servem de alimento para animais domésticos, principalmente cachorros, gatos, aves e porcos; 31% são

enterrados para adubo; 12% são jogados e 22% dos resíduos gerados, os interlocutores não souberam informar o

destino final. Os óleos de motor e graxas gerados são reutilizados em sua maioria nas próprias propriedades rurais,

na proteção de palanques e manutenção de ferragens. Detectou-se que nem todas as propriedades investigadas

utilizam agrotóxicos, pois muitas trabalham com pecuária. Das que utilizam (57%) informaram que fazem a tríplice

lavagem e devolvem às cooperativas, as revendas e à central de reciclagem de embalagens de agrotóxicos em Ponta

Grossa. Das atividades econômicas desenvolvidas pelas propriedades na área de estudo, 53% representam a pecuária

de leite e 10% pecuária de corte; além de suinocultura (11%); criação de aves (13%), frangos, poedeiras, sendo que a

8

maioria (9%) é de perus, além de ovinos, caprinos e eqüinos. Estas atividades necessitam do uso de medicamentos e

equipamentos de saúde animal, gerando resíduos como embalagens de medicamentos, seringas, agulhas, EPIs, papel

toalha na higienização das vacas para ordenha. Esses resíduos sólidos podem ser considerados perigosos segundo a

NBR 10004/2004 da ABNT, portanto deveriam ter coleta, acondicionamento e destinação final adequada. Verificou-

se que 55% das propriedades têm por hábito queimar, jogar em buracos, na terra, e colocar no lixo comum os

resíduos sólidos gerados nas atividades de manutenção e controle da saúde dos animais, as demais não souberam

responder.

Conclusões

Os resultados obtidos nesse trabalho evidenciaram inúmeros problemas de impactos ambientais decorrentes da ação

antrópica, da forma de uso e exploração econômica dos recursos naturais, em especial da água, matéria prima básica

para manutenção dos empreendimentos de produção de leite e principalmente, criação de perus. Constatou-se que a

maioria (66%) das amostras de água coletadas nas unidades rurais apresentaram bactérias do grupo coliformes, o que

aumenta as possibilidades das pessoas, principalmente as crianças, contraírem algum tipo de doença de veiculação

hídrica. A maioria das pessoas utiliza fossas sépticas (44%) para a disposição dos efluentes domésticos, no entanto,

muitas (34%) ainda utilizam fossa na terra que são muitas vezes abandonadas quando saturadas, e outra fossa é

aberta em outro local. A grande preocupação que foi constatada foi com relação ao lodo gerado nas fossas, o qual é

disposto no solo sem o tratamento prévio. Os resíduos sólidos constituem uma fonte de contaminação do solo e

conseqüentemente da água subterrânea, que é a fonte de abastecimento mais utilizada na área de estudo, 43% das

unidades rurais visitadas utilizam água de poço freático para consumo, mais vulnerável de contaminação. Com

relação aos resíduos gerados na pecuária, muitas vezes, são dispostos em valas abertas a céu aberto, colocando em

risco à população da região. Para poder reverter esse cenário é de extrema importância a articulação e integração das

instâncias do poder público dos três municípios, Castro, Carambeí e Ponta Grossa, das cooperativas, dos técnicos e

atores sociais, conselhos de desenvolvimento rural, empresas localizadas na área e outros que atuam na região da

bacia.

Agradecimentos - Os autores agradecem ao Núcleo de Estudos em Meio Ambiente da Universidade

Estadual de Ponta Grossa (NUCLEAM/UEPG) e à Companhia de Saneamento do Paraná

(SANEPAR) pelo apoio financeiro para o desenvolvimento deste trabalho.

Referências Bibliográficas

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Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais; 452 p., 2005.

1

USO DE CAFEINA COMO INDICADOR DE CALIDAD DE AGUA TROPICAL PARA

EVALUAR EL IMPACTO DE LAS AGUAS USADAS Y SUPERFICIALES

CAFFEINE AS A TROPICAL WATER QUALITY INDICATOR TO ASSESS THE IMPACT

OF WASTEWATER AND SURFACE WATER

Eileen C. Villafañe Deyack1*.

Abstract

The research primary goal was to identify and evaluate anthropogenic pollution sources affecting

marine bathing zones of Puerto Rico. This research evaluates caffeine as a water quality

indicator in marine tropical waters to differentiate anthropogenic sanitary discharges from other

possible sources and its used as a complementary parameter with fecal coliform and enterococci.

Three pollution sources were identified: wastewater-septic wells; adjacent surface water bodies;

and storm water discharge. A pilot study was performed on 23 beaches analyzing eight (8) years

of microbiological data to evaluate compliance. Results indicate higher noncompliance to

enterococci parameter than to fecal coliform. This implicates the possibility of human health

risk since pathogens may be present. Water quality parameters and caffeine analysis, were

performed monthly to assess pollution sources during one year. Correlation was used to evaluate

caffeine presence with microbiological water quality compliance (r=1 and p<0.05). It was

observed a strongly correlation with enterococci suggesting that they are better indicator for

tropical water. Caffeine presence established wastewater-septic tanks and storm water discharge

representatives as the more affected by anthropogenic influence. This research corroborates the

use of caffeine as a water quality indicator of beach tropical waters in Puerto Rico to evaluate

anthropogenic pollution sources and preserve aquatic environments. These results are consistent

with caffeine detected in tropical beaches with urban influence on a study performed in Hawaii.

This is the first study performed in Puerto Rico, In the Tropical Atlantic Zone and the second in

tropical waters.

KeyWords: anthropogenic pollution sources, caffeine, tropical water quality

1* Microbióloga Ambiental, Laboratorio de Investigaciones Ambientales de Puerto Rico, Junta de Calidad Ambiental. Instituto de

Biociencia Ambiental y Tropical, Caribbean University. Urb. Park Gardens Calle Maracaibo A-12 San Juan Puerto Rico, 00926.

(787)568-3168 eileenvillafane7321@gmail.com

2

Resumen

El objetivo principal de la investigación fue identificar y evaluar las fuentes de contaminación antropogénicas

afectando las zonas costaneras de bañistas en Puerto Rico. Se evaluó la cafeína como indicador de calidad de aguas

tropicales marinas para diferenciar descargas sanitarias antropogénicas de otras posibles fuentes y su uso como

parámetro complementario con coliformes fecales y enterococos. Se identificaron tres (3) fuentes: aguas residuales-

pozos sépticos; cuerpo de agua superficial adyacente; y descargas pluviales. Se realizó un estudio piloto en 23 playas

analizando ocho (8) años de datos microbiológicos evaluando cumplimiento. Los resultados indicaron una mayor

violación al parámetro de enterococos que a coliformes fecales. Esto implica la posibilidad de riesgo a la salud por

presencia de organismos patógenos. Se realizaron análisis de calidad de agua y cafeína mensualmente durante un

año. Se evaluó la correlación de la presencia de cafeína con el cumplimiento microbiológico (r=1; p<0.5). Se observó

una fuerte correlación con enterococcos sugiriendo que son mejores indicadores para aguas tropicales. La presencia

de cafeína estableció que las playas con aguas residuales-pozos sépticos y descargas pluviales estaban más afectadas

por influencia antropogénica. El estudio corroboró el uso de cafeína como un indicador de calidad de aguas tropicales

en Puerto Rico para evaluar fuentes de contaminación antropogénicas y preservar ambientes acuáticos. Los

resultados son consistentes con cafeína detectada en playas tropicales con influencia urbana en estudios realizados en

Hawái. Este es el primer estudio llevado a cabo en Puerto Rico y en la Zona Atlántica Tropical y el segundo en

aguas tropicales.

Palabras clave: cafeína; calidad de aguas tropicales; contaminación antropogénica

Introduction

The greatest concern of communities living close to contaminated water bodies such as estuaries or coastal areas are

health risk and sanitary (sewage) discharges. There is no direct method to differentiate between anthropogenic and

other pollution sources. Microbiological indicators, fecal coliform and enterococci, are part of the gastrointestinal

flora of warm-blooded animals including humans. Only molecular costly analysis can differentiate between animal

and human sources (Desmaris et al., 2002; PREQB, 2012). The main interest of this study was to identify and

differentiate possible anthropogenic sources that may be affecting coral reefs, aquatic habitats and recreational water

quality using caffeine as an indicator. It has been established that anthropogenic activities, such as land runoff, can

deteriorate and destroy coral reefs and aquatic habitats changing water quality.

Two types of sources can be considered in order to assess the impacts of water pollution; they are point and non-

point sources (Bohem et al., 2003; Colford et al., 2007). All these sources, most of them from animal origin, are

identified and inspected for compliance through the Puerto Rico Environmental Quality Board (PREQB) personnel.

The use of chemicals found in human wastewater has the advantage of potentially shorter analysis time than the

bacterial culture tests; is being selected for human source specificity; they are ingested and would be excreted from

the human body (Cimenti et al., 2007; Froehner, 2010). Caffeine is of anthropogenic origin, and is found in

beverages and many pharmaceutical products. Caffeine fits the profile for a good marker: is stable; easily dissolved;

directly related to human activity; no potential non-human biogenic sources. It is largely expected to persist in the

water: high solubility (13.5g/L); insignificant volatility (Peeler et al., 2006). The main source of caffeine in domestic

wastewater is: excretion following consumption of coffee, tea, soft drinks or medication. 80% is excreted without

degradation moving through ineffective on site wastewater treatment system. Prevalence in the environment is

between 50 to 60 days at 30°C (Buerge et al., 2006).

Chemical indicators, such as caffeine, have been studied as wastewater tracers in surface and marine waters since it is

exclusively consumed and excreted by humans (Pacheco et al., 2005; Glassmeyer et al., 2005; Buerge et al., 2006;

Bocca, 2007). These studies have been performed at different environments but there is not enough information on

tropical waters (Knee et al., 2010). For this reason, caffeine has been selected in this research as an indicator to

assess the infiltration by human waste in tropical marine waters.

3

Problem Background

In Puerto Rico are 56 sites identified by PREQB personnel as possible pollution sources responsible for the closure

of beaches due to microbiological contamination. These sites include landfills, Non-Point and Point Sources,

National Pollutant Discharge Elimination System (NPDES) permit stations (PREQB, 2010b). The northeast region of

the Island has a higher concentration of Non-Point Sources located along river basins. The sources identified along

the Southwest Region are possible illegal discharges or wastewaters overflow to rivers during rainy events. They can

reach estuarine zones and affect water quality flowing into coastlines. If that is the case, the pollution sources have to

be from animal origin.

Beach Monitoring and Blue Flag Bathing Zones are on constant Coastal Water Quality Standards noncompliance.

Point Source and Non-Point Sources are regulated and in compliance according to PREQB (PREQB, 2012). 56% of

Puerto Rico population is not connected to Puerto Rico Aqueduct and Sewer Authority. It is expected to connect only

9% (Unpublished data, 2013). Therefore, if we can identify the highest anthropogenic pollution sources using

caffeine as a water quality indicator and work on possible solutions, we can lower the impact and health risk on

Beach Monitoring and Blue Flag bathing zones.

This research evaluated: the use of caffeine as a water quality indicator in marine tropical waters; whether caffeine

analysis can be used as a complementary coastal water quality parameter for tropical waters with fecal coliform and

enterococci; and if anthropogenic sanitary (sewage) discharges could be differentiated from animal pollution sources

on tropical environments. Studies have been performed at different environments and only one study on tropical

waters at the Pacific Ocean (Pacheco et al., 2005; Glassmeyer et al., 2005; Buerge et al., 2006; Gourmelon et al.,

2010; Knee et al., 2010).

Methodology

Water Quality parameters for coastal waters and caffeine analysis were performed monthly to correlate with

pollution sources during one year following Environmental Protection Agency (EPA) Standard Methods. It was used

a 2 x 6 Factorial Sampling Design as a guide for data collection. All samples were analyzed in triplicate. Descriptive

statistic was used to present the data and MiniTab statistical software to analyze it. Correlation was used to evaluate

caffeine concentration relationship with microbiological water quality compliance (r=1 and p<0.05) (Greenberg,

1999; Kuehl, 2000; Box et al., 2005).

Field sampling procedures and Laboratory methods

Water sampling collection, preservation and storage was performed biweekly following EPA Standard Method

9060A and 9060B; Dissolved oxygen analysis was performed monthly with microbiological analysis, EPA Standard

Methods 4500-O G; Temperature was performed monthly with microbiological analysis, EPA Standard Method

2550; Salinity was performed monthly with microbiological analysis, EPA Standard Method 2520; pH was

performed monthly with microbiological analysis, EPA Standard Method 4500-HB (Greenberg, 1999).

Sample receiving were performed biweekly following EPA Standard Method 9060B; Microbiological water quality

analysis of fecal coliform and enterococci were performed biweekly, SM-9222D and SM9230A.2; Biological

Organic Demand, BOD5 was performed monthly with microbiological analysis, SM-5210, and caffeine analysis

monthly with microbiological analysis, EPA Method 553 (Greenberg, 1999).

Results and discussion

Pilot project and Caffeine Results

4

A pilot study was performed at the 23 Blue Flag and Beach Monitoring Beaches analyzing eight (8) years of

microbiological data to evaluate compliance and noncompliance at these stations. The objectives of the pilot study

were: to evaluate microbiological water quality standards compliance at these sites; analyze pattern between

sampling stations; establish anthropogenic pollution sources categories by specific characteristics; evaluate and

classify all the beaches inside the categories of possible pollution sources preliminary identified by visual

inspections: wastewater-septic tanks, surface water bodies or storm water discharge.

Fourteen (14) beaches were identified to have one (1) pollution source. The others had combined sources and were

excluded from this research. A representative beach was selected from each category to perform the experimental

design. They were selected taken into consideration the number of more noncompliances to the microbiological

standards throughout the eight (8) years of analysis. They were: Puerto Nuevo (RW-23), Vega Baja (Wastewater-

Septic tanks); Pico de Piedra (RW-22), Aguada (Adjacent Water Body); Escambrón (RW20B), San Juan (Storm

Water Discharges). The reference beach had to comply with microbiological water quality standards; has sanitary

sewer system; and does not have adjacent surface water bodies. The beach selected was Carolina (RW-21C),

Carolina.

Reference Beach Carolina (RW-21-C), San Juan

The annual average results for fecal coliform and enterococci from 2003 to 2011 indicate compliance to both

parameters (Figure 1). There was no pattern observed when the time series was analyzed. Caffeine results were

analyzed with normalized values of fecal coliform and enterococci to determine if there is an observable tendency.

Fecal coliform results were divided by 200 and enterococci by 35, the microbiological water quality standard

(PREQB, 2010a). These results showed caffeine concentrations detected on December 2010 and February and

November 2011 with the microbiological parameters in compliance (Figure 1). It has been reported in the literature

the presence of caffeine on treated wastewater discharges (Desmaris et al., 2002). Statistical analysis showed a

significant difference with a weak correlation on fecal coliform results and on enterococci. These were the expected

results for the reference beach.

Figure 1 Microbiological Results 2003-2011 and Caffeine Analysis Results Carolina Beach (RW-21C) 2010-2011

Wastewater - Septic Tank Puerto Nuevo (RW23), Vega Baja

Annual average results analyzed from 2003 to 2011 indicate noncompliance for fecal coliform sixteen (16) times

and forty-seven (47) for enterococci being the highest values for fecal coliform in December 2007 with 738

colonies/100mL and for enterococci in October 2007 with 643 colonies/100mL. Caffeine concentrations were

detected on February, March, April, May, June, July, October and November 2011 with noncompliance to

microbiological water quality standards. Results were compared to normalized values of fecal coliform and

enterococci indicating a pattern of noncompliance with the presence of caffeine (Figure 2). These results corroborate

the statistical data obtained (r=0.56; p=0.001) suggesting that fecal coliform and enterococci pollution source could

be anthropogenic.

5

Figure 2 Puerto Nuevo, Vega Baja (RW-23) Microbiological Annual Average 2003-2011 and Caffeine Analysis

Results 2009-2011

Adjacent Water Body Pico de Piedra (RW-22), Aguada

Annual average results analyzed from 2003 to 2011 indicate noncompliance to fecal coliform twenty-one (21) times

and forty-three (43) times for enterococci being the highest values for fecal coliform in November 2005 with 2,310

colonies/100mL and for enterococci in with 1,010 colonies/100mL. A pattern of noncompliance to the enterococci

parameter was also observed (Figure 3). Caffeine concentration was analyzed with normalized values of fecal

coliform and enterococci. It was observed a pattern of an increase in caffeine concentration with an increase in

enterococci (Figure 3). Although, caffeine was not significantly correlated to fecal coliforms and enterococci at Pico

de Piedra beach when they were analyzed together (r = 0.271; p=0.128) suggesting that the pollution source was not

anthropogenic. This was the expected result from this source since the adjacent water body and the watershed are

highly influenced by livestock farms (PREQB, 2012).

Figure 3 Pico de Piedra, Aguada (RW-22), Microbiological Annual Average 2003-2011 and Caffeine Analysis

Results 2009-2011

Storm Water Discharges Escambrón (RW20B), San Juan

Annual average results analyzed from 2003 to 2011 present noncompliance to fecal coliform fourteen (14) times and

thirty six (36) times for enterococci being the highest values for fecal coliform in March 2007 with 1,310

colonies/100mL and for enterococci in July 2006 with 395 colonies/100mL. A pattern of noncompliance to the

enterococci parameter was observed with the time series analysis (Figure 4). Caffeine results were compared to

normalized values of fecal coliform and enterococci presenting a pattern (Figure 4). They suggest the location of

wastewater discharges of untreated and treated water spill due to overflow on the storm water discharge as had been

also observed in other studies performed in United States and other countries (Alp et al., 2007; Casadio et al., 2010;

Knee et al., 2010; Pacheco et al., 2005; Peeler et al., 2006; Rodríguez del Rey et al., 2012). Analysis of variance

suggest a significant difference (r = 0.327; p = 0.001) for enterococci. These results suggest that the enterococci

pollution source is anthropogenic.

6

Figure 4 Escambrón, San Juan (RW-20B), Microbiological Annual Average 2003-2011 and Caffeine Analysis

Results 2009-2011

Results showed a higher noncompliance to enterococci parameter than to the fecal coliform. Enterococci had been

suggested to survive more than fecal coliforms under environmental conditions and salinity present. This implicates

the possibility of a health risk at this beach since human pathogens may be present (Froehner, 2010). Relationships

between water quality parameters analyzed with the presence of the microbiological parameters indicate that changes

in these parameters and the presence of caffeine were strongly related to fecal coliform and enterococci in water

samples at Carolina [Fecal coliform: r = 0.975 (p = 0.000); Enterococci: r = 0.898 (p = 0.000)]. Puerto Nuevo, Pico

de Piedra and Escambrón results for fecal coliform indicate a significant difference and correlation with the

parameters but they had a stronger correlation for the enterococci parameter [Puerto Nuevo: Fecal coliform: r=0.551

(p = 0.000), Enterococci: r = 0.673 (p = 0.000); Escambrón: Fecal coliform: r = 0.453 (p = 0.000), Enterococci:

r=0.879 (p = 0.000)]. These results also indicate that enterococci are better microbiological water quality indicator

for marine water samples (Griffin et al. 2001).

Reference sites from pristine areas identified by satellite on EPA Region 2, were used as controls without possible

caffeine influence. Three (3) of the highest mountains sites were chosen to be the reference of pristine areas without

animal or anthropogenic influence at the Southeast part of the Island: PR1147, PR1162 and PR1103. Caffeine

concentration was below detection limit at all the reference sites. A site with animal waste source was chosen at

Quebrada Tributaria of Río Grande de Loíza (L-2). Caffeine concentration was below detection limit at this site.

Three (3) urban sites from Río Piedras River were selected to represent anthropogenic influence: RP07, P12 and

RP16. These sites had caffeine presence as expected (Figure 5). Similar results had been reported in the literature

(Knee et al., 2010; Pacheco et al., 2005; Peeler et al., 2006; Rodríguez del Rey et al., 2012).

Figure 5 Caffeine Water Samples Controls Pristine River Sites, Urban Areas and Animal Source

Conclusion

This research corroborates the use of caffeine as an indicator of anthropogenic pollution source of beach tropical

waters samples in Puerto Rico. It uses, as water quality parameter, will be an innovative and cost effective analysis to

evaluate anthropogenic pollution sources and preserve aquatic environments. Our results are consistent with caffeine

7

detected in tropical beaches with urban influence on a study performed in Hawaii (Knee et al., 2010). This is the first

study performed in Puerto Rico, in the Tropical Atlantic Zone and the second in tropical waters (Knee et al., 2010).

This research established the baseline to use caffeine as an indicator to differentiate between pollution sources.

Statistical analysis on representative beach of wastewater-septic tank and storm water discharge pollution sources

suggest significant difference and correlation to caffeine presence with microbiological water quality parameters

indicating an anthropogenic pollution source. Results suggest that caffeine can be used as a complementary coastal

water quality indicator for tropical waters with fecal coliform and enterococci on beaches with more anthropogenic

influences. Results are consistent with studies performed in the United States and other countries of temperate

climates. (Alp et al., 2007; Casadio et al., 2010; Knee et al., 2010; Pacheco et al., 2005; Peeler et al., 2006; Phillips

et al., 2004; Rodríguez del Rey et al., 2012).

It had been corroborated the presence of caffeine on water bodies stress by urban areas (Bradley et al., 2007; Knee,

2010; Pacheco et al., 2005; Rodríguez del Rey, 2012). It was corroborated in this research that caffeine can identify

anthropogenic pollution sources. It was confirmed with the controls evaluated from pristine sites, animal influence

and urban areas.

The use of caffeine as a complementary tropical water quality indicator will be helpful to differentiate anthropogenic

sanitary (sewage) discharges from other possible sources in order to track it (Izbicki et al., 2009). Understanding the

origin of fecal pollution is essential in assessing the associated health risks as well as the necessary remedial actions

to eliminate the problem restoring the water bodies. The presence of caffeine observed on samples in compliance to

microbiological water quality parameters indicate the location of treated water discharges as has been reported in the

literature (Desmaris et al., 2002).

Recommendation for future research

Reconnaissance of the area must be performed to identify origin of the pollution source when caffeine is present. The

development and implementation of more effective action plans will prevent, improve and allow the evaluation of the

conditions of coastal water quality in a cost effective way. It will also enforce compliance and implement corrective

actions to protect studied areas. PREQB Water Quality Standards Regulation must be amended in order to include

caffeine as a tropical water quality indicator.

Further studies must be performed on combined pollution sources to evaluate if caffeine can differentiate sanitary

pollution sources from other sources. Sample daily after a rainy event to evaluate the presence of caffeine and search

for pollution sources and if caffeine is present on a specific sample to evaluate and compare its prevalence with

microbiological parameters.

Further research must be done on marine and drinking water sources at tropical areas as Puerto Rico to evaluate

health risk and water treatment procedures. Caffeine can also be an effective indicator of pharmaceutical products in

surface and marine water samples which will be an important issue for drinking water quality in the future. Studies

had been done evaluating this possibility (Leal-Bautista et al., 2011; Singh et al., et al., 2010; Wu et al., 2008;

PREQB, 2012).

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1

COMPARACIÓN DEL EFECTO DE ALUMINIO, CADMIO, PLOMO, NIQUEL Y ZINC

EN EL DESARROLLO DEL EMBRIÓN DE GALLUS GALLUS DOMESTICUS

COMPARISON OF THE EFFECT OF ALUMINUM, CADMIUM, LEAD, NICKEL AND

ZINC IN THE DEVELOPMENT OF GALLUS GALLUS DOMESTICUS EMBRYO

Alondra del Mar Concepción González 1*

José Vega Rivera 2

Eileen C. Villafañe Deyack 3

Abstract The EPA has set Second Maximum Contaminant Levels (SMCL’s) of 0.2ppm and 5ppm, which are non-mandatory

water standards for aluminum and zinc. However, it has set A Maximum Contaminant Levels (MCL’s) for cadmium,

lead and nickel of 0.005ppm, 0.015ppm and 0.1ppm, respectively which are law-enforced regulations. This research

was conducted to identify and compare developing deficiencies in Gallus gallus domesticus fourteen day old embryos

exposed to the EPA-MCL’s, SMCL’s and higher concentrations of these metals, using the incubated Gallus gallus

domesticus egg bioassay. Sixty-nine embryos were exposed to concentrations of aluminum (0.2ppm, 0.4ppm and

0.8ppm), cadmium (0.005ppm, 0.01ppm and 0.02ppm), lead (0.015ppm, 0.03ppm and 0.06ppm), nickel (0.1ppm,

0.2ppm and 0.4ppm) and zinc (5ppm, 10ppm and 20ppm). A 27% were developed whereas a 73% did not develop or

had development deficiencies. 41% were amorphous masses; 14% did not develop; 12% were underdeveloped and

6% were amorphous embryos. At a larger scale, a pattern was observed with all the concentrations suggesting that

harmful health effects are present in the development starting with the threshold that EPA allows on drinking water

and worsening as they are increased.

Key Words: embrionary developing deficiencies, Gallus gallus domesticus, MCL, metals, SMCL

1 Estudiante Colegio Marista, Guaynabo, Puerto Rico. 2 Instituto de Biociencia Ambiental y Tropical, Caribbean University 3*Instituto de Biociencia Ambiental y Tropical, Caribbean University Calle Maracaibo A-12, San Juan, Puerto Rico 00926.

(787)568-3168. eileenvillafane@jca.gobierno.pr

2

Resumen

La Agencia de Protección Ambiental (APA) ha establecido niveles máximos secundarios de contaminantes (SMCL)

no obligatorio para el aluminio (0.2ppm) y el zinc (5.0 ppm) como estándares de calidad de agua potable. Sin

embargo, la APA ha establecido niveles máximos de contaminantes (MCL) para el cadmio, el plomo y el níquel de

0.005ppm, 0.015ppm y 0.1 ppm, que son reglamentados por ley. Esta investigación se realizó para identificar y

comparar deficiencias en desarrollo en embriones de Gallus gallus domesticus con catorce (14) días gestación

expuestos a concentraciones EPA-MCL, SMCL y mayores de estos metales , utilizando el bioensayo de huevos

incubados con Gallus gallus domesticus. Sesenta y nueve (69) embriones fueron expuestos a concentraciones de

aluminio (0.2 ppm, 0.4ppm y 0.8ppm), cadmio (0.005ppm, 0.01ppm y 0.02ppm), plomo (0.015ppm, 0.03ppm y

0.06ppm), níquel (0.1ppm, 0.2ppm y 0.4ppm) y zinc (5ppm, 10ppm y 20ppm). Un 27 % se desarrolló mientras que

un 73 % no se desarrolló o tenían deficiencias en el desarrollo. 41 % eran masas amorfas; 14 % no se desarrolló; 12%

eran subdesarrollados y 6% eran embriones amorfos. Se observó un patrón con todas las concentraciones que

sugiriendo que los efectos nocivos para la salud están presentes en el desarrollo comenzando con el umbral que la

APA permite en el agua potable y empeorando a medida que se incrementan.

Palabras clave: deficiencias en desarrollo embrionario, Gallus gallus domesticus, MCL. metales, SMCL

Introduction

Aluminum, cadmium, nickel, lead and zinc are common metals found in EPA’s National Priorities List (NPL), which

is the list of hazardous waste sites in the United States and its territories eligible for long-term remedial action. The

EPA and the Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) are required to prepare the Substance

Priority List (SPL). The SPL is organized in order of importance of the substances that are most commonly found at

facilities on the NPL and which are determined to pose the most significant potential threat to human health due to

their known or suspected toxicity and potential for human exposure at these NPL sites (ATSDR, 2011).

Aluminum, cadmium, lead, nickel and zinc are common metals and almost everyone is exposed to them. These

metals are found mostly in water and processing plants do not remove them completely (USEPA, 2013b). It is

important to note that, even though cadmium and nickel are the only known carcinogenic metals, there are cases of

people being exposed to aluminum, lead and zinc that have developed cancer among other disorders. For aluminum

and zinc EPA has set Second Maximum Contaminant Levels (SMCLs) of 0.2ppm and 5ppm, which are non-

mandatory water standards (USEPA 2013a).

The SMCLs are secondary standards that regulate contaminant levels based in aesthetics such as color and odor.

According to EPA, SMCLs are for contaminants that will no cause adverse health effects, but there have been cases

in which the exposure to aluminum and zinc has resulted in adverse health effects. On the other hand, Maximum

Contaminant Levels (MCLs) are primary standards set to regulate contaminant levels based on toxicity and health

effects. EPA has set Maximum Contaminant Levels (MCL’s) for cadmium, lead and nickel of 0.005ppm, 0.015ppm

and 0.1ppm, respectively which are law-enforced regulations (USEPA, 2310c, 2313d, 2313e; ATSDR, 2005a, 2005b,

2007, 2008, 2012). The question posed in this study is weather exposure to the SMCLs and MCLs for these metals

can still result in adverse health effects. This experiment identifies and compares developing deficiencies that could

result from exposure to the threshold concentration EPA allows on drinking water for aluminum, cadmium, lead,

nickel and zinc using fourteen (14) day old embryos after ten (10) days of exposure to these metals.

Methodology

This multimodal descriptive experiment was conducted in the Puerto Rico Environment Quality Board laboratory,

San Juan. The development of forty-five (45) Gallus gallus domesticus eggs exposed to different dilutions of

aluminum, cadmium, nickel, lead and zinc was studied. The methodology was divided into five (5) phases.

3

Eggs Fertilization:

Sixty-nine (69) Gallus gallus domesticus fecundated eggs, from the first day of gestation were provided by an

agricultural store. The eggs were incubated for four days at a constant temperature of 38°C, 45% humidity and turned

every six hours (Bellais and Osmond, 2005; Ridlen, 2013).. The eggs were candled and only the fertile eggs were

used. Forty-five (45) eggs were used for the experimental design and five (5) were used as controls. The other no

fertile eggs were discarded.

Administration of Metal Concentrations:

Different concentrations were prepared for each metal using the threshold limit EPA has set for aluminum, cadmium,

lead, nickel and zinc in drinking water as a starting point for each one. The concentrations used were the followings:

aluminum 0.2ppm, 0.4ppm and 0.8ppm; cadmium 0.005ppm, 0.01ppm and 0.02ppm; lead 0.015ppm, 0.03ppm and

0.06ppm; nickel 0.1ppm, 0.2ppm and 0.4ppm; zinc 5ppm, 10ppm and 20ppm. Each concentration was prepared from

a standard solution of 50ppm and diluted to the desired concentration with distilled water. They were stored under

environmental conditions at the Microbiology Section of the Environmental Quality Board (EQB) Laboratory.

After the four (4) days of incubation the eggs were candled and the fertile were eggs identified. Fifty-five (55) fertile

eggs were identified and used for the experimental design. Using an awl, a 1-2mm diameter hole was made in the

shell. Injections were prepared with 0.5 mL of each metal concentration and introduced into the yolk of the eggs.

Extraction and Measurements of the Embryo:

The eggs were incubated for ten (10) more days at a constant temperature of 38°C, 45% humidity and turned every

six hours. The smaller side of the eggshells and membranes were peeled away from the embryo to separate the

embryo from the rest of the egg. The embryo's membranes were cut off at the umbilicus and the embryo was placed

in a petri dish. The length and width of each developed structure was measured with a caliper to identify the changes

in the embryonic development. The structure and weight of each embryo exposed to different metal concentrations

was compared. Once the recollection of the data was completed the embryos were discarded as part of PREQB

biological waste.

Statistical Analysis:

Descriptive statistics were used to present the data. Metals concentrations effects on embryos were contrasted

through bar graphs and pie charts.

Results and Discussion

The embryos were extracted from the eggs to evaluate their development (Bellais and Osmond, 2005; Ridlen, 2013).

The mass was measured using an analytical balance Mettler PM600; the length, width of the body and its structures

were measures using an electronic caliper. The experiment was repeated with all the metal concentrations that did not

developed, had underdeveloped or only one embryo.

Five classifications were developed in order to identify embryo extractions as the development deficiencies worsen.

They were: not developed, amorphous mass, amorphous embryo, underdeveloped and developed. They are defined in

a descendent order of worsen development deficiencies as follows:

a. Not developed embryo: Only the egg yolk is present inside the egg.

b. Amorphous mass: There was no visible embryo when the eggs were opened. It is suggested that the embryo

died on an early stage of its development due to metal concentration exposure.

c. Amorphous embryo: Visible underdeveloped embryo with undefined structures.

4

d. Underdeveloped embryo: Visible small embryos with defined structures not consistent with the expected

standard developing stage.

e. Developed embryo: The embryo grew according to the standard developmental stage.

A total of 27% of embryos exposed to all concentrations of aluminum, cadmium, lead, nickel and zinc were

developed embryos, while 73% did not develop or had development deficiencies. In the control group the percent of

developed embryos was 67% and a 33% did not develop. Results are shown in Figure 1 and 2.

Figure 1 Control Groups Results Figure 2: Experimental Groups Development Results

The embryos exposed to aluminum, cadmium, lead, nickel and zinc presented different development deficiencies

illustrated in Figure 3:

Figure 3 Percent of Developing Deficiencies after Metal Concentrations Exposure

The embryo development with 0.005ppm of cadmium suggests an increment in health effects under this

concentration. These harmful effects were also observed when the study was repeated and worsened as the

concentration increased. The results for 0.015ppm of lead suggest that under these concentrations harmful health

effects could be seen in organisms. The development deficiencies worsened as the concentration was increased.

None of the embryos exposed to nickel concentrations (0.1ppm, 0.2ppm and 0.4ppm) developed, they were all

amorphous masses. This clearly suggests the harmful health effects that could result when being exposed to lower

concentrations of this metal. With 5ppm of zinc 66% of the embryos developed, but structural differences were

observed when compared to the embryos in the control group. As the concentrations were increased more developing

deficiencies were observed, which suggest the harmful health effects that could be present in organisms as a results

of prolonged exposure to this metal, even at lower concentrations.

5

Conclusions

The development of Gallus gallus domesticus embryos was negatively affected as a result of the exposure to the

threshold concentrations EPA allows of aluminum, cadmium, lead, nickel and zinc in drinking water. The results for

0.2ppm aluminum, which is the current threshold for this metal in drinking water, suggest that under this

concentration harmful health effects could be observed in organisms. These effects can be incremented as

concentration increases showing a dose – response reaction.

A pattern is observed with all the metal concentrations suggesting that harmful effects are observed in the embryo

development starting with the threshold metal concentrations used in this study, worsening as the metal

concentrations are increased.

It is suggested with this results the need of the revision of the current SMCL’s and MCL’s for aluminum, cadmium,

lead, nickel and zinc in drinking water. The development deficiencies observed at the threshold values suggested the

need of more restrictive standards for these parameters. Further research shall be performed to establish specific

adverse health effects for each metal.

Recommendations

The significance of these conclusions lies behind the awareness they raise. It is essential that the EPA or other

regulatory agency evaluate these results in order for them to reconsider the current SMCLs and MCLs for aluminum,

cadmium, lead, nickel and zinc in drinking water.

It is important to note that in underdeveloped countries have very low or inexistent water quality standards mainly

because filtrating water is very costly. Therefore, a second phase of this experiment would be to evaluate different

bioremediation techniques that could reduce the concentration of these metals in drinking water and then evaluate its

effectiveness by comparing its effect on Gallus gallus domesticus embryos.

Acknowledgements

I would like to thank Prof. José Vega Rivera and Dr. Eileen C. Villafañe Deyack, they assisted me

through the entire process and guided me with the analysis of the results. I would also like to

acknowledge the help of Prof. Isabel Pérez, my science research teacher. Correspondingly, I

recognize the support of the Puerto Rico Environmental Quality Board, which allowed me to

conduct my research in their microbiology laboratory. Finally, I recognize the support of Agro

Ochoa, the agricultural store that donated the fecundated eggs used in this research.

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1

ENFERMEDADES CRÓNICAS EN TRABAJADORES DE UNA EMPRESA DE

SANEAMIENTO EN PERÚ: PREVALENCIA, AUSENTISMO, COSTOS ASOCIADOS Y

MEDIDAS DE PREVENCIÓN

CHRONIC DISEASES IN WORKERS OF A SANITATION COMPANY IN PERU:

PREVALENCE, ABSENTEEISM, ASSOCIATED COSTS AND PREVENTION

Juan Arturo Rodríguez García1*

Jorge Ricardo Caycho Ortiz2

José Antonio Yosioka Inoue1

Rosario de María Meza Santana1

Abstract Chronic diseases have reached epidemic proportions, being the leading causes of death worldwide. They are

diseases of long duration and slow progression, these include hypertension, diabetes, dyslipidemia and obesity. This

retrospective and observational study was conducted in SEDAPAL, the Peruvian public company in charge

providing potable water and sewage in the cities of Lima and Callao. Were reviewed the results of medical

examinations in 2004, 2005, 2009 and 2013; the 3499 certificates of medical breaks in 2013; and costs associated

with hypertensive disease and diabetes. As a result was obtained the prevalence of chronic diseases in 2075 workers:

Hypertension (17.2%), diabetes (9.7%), dyslipidemia (36.5%) and obesity (34%), which have increased steadily

since 2004. In 2013, obesity, hypertension and diabetes were important risk factors for presenting absenteeism due

to illness. The costs associated with hypertension amounted to USD $ 339 584.06, while the costs associated with

diabetes were USD $ 345 128.94 in 2013 In SEDAPAL, we have implemented a program of prevention and control

of chronic diseases, achieving a reduction accumulated of 556.6 kilograms of weight among all workers who

received nutritional control in the first 7 months of intervention.

KeyWords: Absenteeism, Costs, Chronic Diseases, Obesity, Prevention.

1 Médico del Equipo Gestión Integral de Salud, Servicio de Agua Potable y Alcantarillado de Lima – SEDAPAL. 2 Jefe del Equipo Gestión Integral de Salud, Servicio de Agua Potable y Alcantarillado de Lima – SEDAPAL.

* Autor corresponsal: Equipo Gestión Integral de Salud, Servicio de Agua Potable y Alcantarillado de Lima – SEDAPAL.

Autopista Ramiro Prialé N°210 - El Agustino, Lima. Código Postal 51. Teléfono: 51-989284851. Perú. Email:

jrodriguezg@sedapal.com.pe

2

Resumen

Las enfermedades crónicas han alcanzado dimensiones epidémicas, siendo las principales causas de mortalidad en el

mundo. Son enfermedades de larga duración y de progresión lenta, entre ellas están la hipertensión arterial, diabetes,

dislipidemia y obesidad. Este estudio de tipo observacional y retrospectivo se realizó en SEDAPAL, la empresa

pública peruana encargada de brindar los servicios de agua potable y alcantarillado en las ciudades de Lima y Callao.

Se revisaron los resultados de los exámenes médicos realizados en los años 2004, 2005, 2009 y 2013; los 3499

certificados de descansos médicos presentados en el año 2013; y los costos asociados con la enfermedad hipertensiva

y diabetes. Como resultado se obtuvo la prevalencia de las enfermedades crónicas en 2075 trabajadores: hipertensión

arterial (17.2%), diabetes (9.7%), dislipidemia (36.5%) y obesidad (34%), las cuales se han incrementado

progresivamente desde el año 2004. En el año 2013, la obesidad, hipertensión arterial y la diabetes fueron factores de

riesgo muy importantes para presentar ausentismo laboral por enfermedad. Los costos asociados a la hipertensión

arterial ascendieron a USD $339 584.06, mientras que los costos asociados a la diabetes fueron USD $345 128.94 en

el año 2013. En SEDAPAL, se ha implementado un programa de prevención y control de enfermedades crónicas,

lográndose una reducción de 556.6 kilogramos de peso acumulados entre todos los trabajadores que recibieron

control nutricional, en los primeros 7 meses de intervención.

Palabras clave: Ausentismo por enfermedad, Costos, Enfermedades crónicas, Obesidad, Prevención.

Introducción

Las actuales condiciones de vida se caracterizan por exposiciones a agentes como estrés, ruido, contaminación,

violencia, dieta desequilibrada y, especialmente, sedentarismo. Las personas han disminuido dramáticamente el nivel

de actividad física que realizan en sus actividades laborales y de tiempo libre, motivo por el cual las enfermedades

crónicas han alcanzado dimensiones epidémicas

.

Figura 1. Niño con aparato auditivo

Las enfermedades crónicas son enfermedades de larga duración y por lo general de progresión lenta. Las

enfermedades cardíacas, los infartos, el cáncer, las enfermedades respiratorias y la diabetes, son las principales

causas de mortalidad en el mundo, siendo responsables del 63% de las muertes. En 2008, 36 millones de personas

murieron de una enfermedad crónica, de las cuales la mitad era de sexo femenino y el 29% era de menos de 60 años

de edad. La necesidad de prever y comprender la relevancia de las enfermedades crónicas y de intervenir

urgentemente contra ellas es una cuestión cada vez más importante.

La Organización Mundial de la Salud define el sobrepeso y la obesidad como una acumulación anormal o excesiva

de grasa en el organismo que puede ser perjudicial para la salud, teniendo como causa fundamental el desequilibrio

energético entre calorías consumidas y gastadas, que principalmente se debe a: el aumento de la ingesta de alimentos

hipercalóricos que son ricos en grasa, sal y azúcares pero pobres en vitaminas, minerales y otros micronutrientes; y,

el descenso en la actividad física como resultado del sedentarismo de muchas formas de trabajo, de los nuevos

modos de desplazamiento y de una creciente urbanización.

El sobrepeso y la obesidad son un importante factor de riesgo de enfermedades crónicas, como: las enfermedades

cardiovasculares (principalmente infarto cardíaco y accidente cerebrovascular), la diabetes, los trastornos del aparato

locomotor (en especial la osteoartritis) y algunos cánceres (mama, colon y próstata). Tiempo atrás eran considerados

3

un problema propio de los países de ingresos altos, pero actualmente ambos trastornos están aumentando en los

países de ingresos bajos y medianos como el Perú.

En el Perú, existe una tendencia ascendente del sobrepeso y la obesidad a medida que se incrementa la edad,

afectando más a la población adulta de 30 a 59 años (19.8%), y se asocia con vivir en la zona urbana y en la

condición de no pobreza (Álvarez-Dongo et al., 2012). El Estudio de Carga de Enfermedad y Lesiones en el Perú

(Velásquez et al., 2009) indica que en el grupo de adultos de 45 a 59 años las enfermedades cardiovasculares y

diabetes se encuentran entre las 5 primeras causas de pérdida de años de vida saludable en nuestro país. Asimismo,

alerta que las patologías relacionadas a la obesidad con mayor carga de enfermedad son, en orden de importancia, la

diabetes, enfermedad hipertensiva, cáncer de endometrio, accidente cerebrovascular isquémico y osteoartritis.

Se entiende por ausentismo la falta de asistencia de los empleados a sus puestos de trabajo por causa directa o

indirectamente evitables, tales como de enfermedad, cualquiera que sea su duración y carácter. El ausentismo por

enfermedad incluye todas las ausencias por enfermedad común o procedimiento médico.

Estudios demuestran una relación entre obesidad y, especialmente, la obesidad mórbida, con el incremento del costo

en salud y los días de ausentismo laboral (Zárate et al., 2009). El ausentismo laboral también está asociado al

sedentarismo y la práctica regular de actividad física, lo cual debe tenerse en cuenta en el diseño de programas de

prevención y promoción de la salud en el ámbito laboral (Saldarriaga et al., 2003). Según otros estudios publicados,

el costo que demanda la obesidad y sus comorbilidades asociadas, alcanza un porcentaje que varía entre 2% y 9,4%

del costo total en salud.

Las enfermedades no transmisibles y sus complicaciones son, en gran medida, prevenibles por medio de

intervenciones eficaces, dirigidas a los factores de riesgo; es decir, el tabaquismo, el uso nocivo del alcohol, la mala

alimentación y la falta de actividad física. El lugar de trabajo es un magnífico espacio para promover la actividad

física y la alimentación saludable.

SEDAPAL (Servicio de Agua Potable y Alcantarillado de Lima) es la empresa pública peruana que brinda los

servicios de saneamiento a las ciudades de Lima y Callao (10 millones de personas aproximadamente), a través de la

producción y distribución de agua potable y del sistema de alcantarillado sanitario En el 2013, contaba con 2144

trabajadores en las áreas administrativas, comerciales y operativas. Fue elegida para este estudio por realizar

exámenes médicos periódicos a sus trabajadores desde el año 2004, disponer de información financiera de costos de

enfermedades a través de su autoseguro médico, contar con un riguroso registro del ausentismo laboral por

enfermedad y tener en ejecución un programa de prevención de enfermedades crónicas.

Los objetivos del trabajo fueron:

Estimar la prevalencia de las enfermedades crónicas en los trabajadores de SEDAPAL.

Analizar el ausentismo laboral por enfermedad asociado a las enfermedades crónicas.

Determinar los costos asociados a la hipertensión arterial y diabetes.

Conocer el impacto de los programas de salud preventiva en SEDAPAL.

Metodología

Se realizó un estudio de investigación de tipo observacional y retrospectivo, que consistió en la revisión de resultados

de los exámenes médicos promovidos y financiados por SEDAPAL para todos sus trabajadores, realizados en los

años 2004, 2005, 2009 y 2013 como parte de sus programas de salud. Todos los exámenes incluyeron el diagnóstico

y control de la hipertensión arterial, diabetes, dislipidemia y obesidad. Las bases de datos fueron analizadas en el

programa STATA v12, mediante criterios de frecuencia, análisis bivariados y regresiones logísticas.

Como indicador de estado nutricional, se utilizó la definición de la Organización Mundial de la Salud de índice de

masa corporal (IMC), el cual es una relación entre el peso y la talla que se utiliza frecuentemente para identificar el

sobrepeso y la obesidad en los adultos. Se calcula dividiendo el peso de una persona en kilos por el cuadrado de su

4

talla en metros (kg/m2). Un IMC igual o superior a 25 determina sobrepeso; y, un IMC igual o superior a 30

determina obesidad.

La información de ausentismo laboral por enfermedad fue obtenida del Sistema de Administración de Personal

(SIGA-SAP) de SEDAPAL, en donde se registran los certificados médicos presentados por los trabajadores de la

empresa como justificación de su descanso médico. Para este trabajo, se revisaron los 3499 certificados médicos

registrados en el sistema en el año 2013.

La información de los costos asociados a las enfermedades crónicas fue brindada por el administrador del Programa

de Autoseguro Médico Familiar (PAMEF), el cual es un seguro que financia las prestaciones de salud de los

trabajadores de la empresa y sus familiares, según el plan de beneficios acordado por convenio colectivo. La

información analizada corresponde a las ocurrencias del periodo 2013, en las cuales se registraron como diagnósticos

principales la hipertensión arterial y la diabetes.

La información del Programa de Prevención y Control de Enfermedades Crónicas fue proporcionada por el Equipo

Gestión Integral de Salud de SEDAPAL, unidad orgánica responsable de la salud general y ocupacional de los

trabajadores de la empresa.

Resultados

Prevalencia de enfermedades crónicas

En el examen médico realizado en el año 2013 participaron 2075 trabajadores. Se encontró que 986 (47.5%)

trabajadores se encontraban en condición de sobrepeso, mientras que 706 (34%) en obesidad. Sólo 353 (17%)

trabajadores evaluados tenían el IMC normal (Figura 1).

Figura 1. Distribución del Índice Nutricional en SEDAPAL, 2013 (%)

Los resultados de los exámenes médicos de los años 2004, 2005, 2009 y 2013 muestran que el sobrepeso y la

obesidad se han incrementado progresivamente. En el caso del sobrepeso, aumentó de 38.7% en el 2004 hasta 47.5%

en el 2013; por otro lado, la obesidad se incrementó de 32.8% en el 2004 hasta 34% en el 2013. Los valores de

obesidad mórbida se mantuvieron casi constantes a lo largo del mismo periodo (Figura 2).

5

Figura 2. Distribución del Índice Nutricional en SEDAPAL, 2004-2013 (%)

En el año 2013, también se encontró una alta prevalencia de otras enfermedades crónicas: 757 (36.1%) trabajadores

tenían dislipidemia, 358 (17.1%) eran hipertensos y 202 (9.6%) eran diabéticos. La prevalencia de estas

enfermedades, al igual que el sobrepeso y obesidad, se ha incrementado progresivamente en el mismo periodo de

estudio. En el periodo 2004-2013, la dislipidemia se incrementó de 219 a 757 casos, la hipertensión arterial de 286 en

a 358 casos y la diabetes de 88 a 202 casos (Figura 3).

Figura 3. Casos de hipertensión arterial, diabetes y dislipidemia en SEDAPAL, 2004-2013 (Número)

Ausentismo laboral por enfermedad

Se realizó un análisis bivariado del ausentismo laboral por enfermedad para el año 2013, considerando si el

trabajador se ausentó por lo menos un día por motivo de enfermedad común en dicho periodo. Se encontró que 1139

trabajadores presentaron al menos un día de descanso médico ese año, frente a 936 trabajadores que no se ausentaron

ningún día. La hipertensión arterial, la diabetes y la obesidad estuvieron asociadas a un mayor riesgo de presentar

ausentismo laboral por enfermedad, aunque estadísticamente significativa sólo en el caso de la diabetes. Ser de sexo

femenino también tuvo una asociación significativa (Tabla 1).

6

Tabla 1. Características del ausentismo laboral por enfermedad en SEDAPAL, 2013

Características Ausentismo, n (%) No Ausentismo, n (%) p

Trabajadores 1,139 (100) 936 (100)

Sexo <0.001

Femenino 365 (80.40) 89 (19.60)

Masculino 774 (47.75) 847 (52.25)

Edad promedio (DE) 51.52 (9.98) 54.34 (9.86) <0.001

Antigüedad en el trabajo 14.57 [10.48-30.26] 17.00 [10.75-32.85] <0.001

Hipertensión arterial 203 (58.84) 142 (41.16) 0.20

Diabetes mellitus 121 (61.42) 76 (38.58) 0.05

Obesidad 382 (52.47) 346 (47.53) 0.10

Costos asociados a Hipertensión Arterial y Diabetes

Según información brindada por el PAMEF, en el año 2013 los costos asociados a los 358 trabajadores con

hipertensión arterial ascendieron a USD $339 584.06. Estos costos se generaron en 1742 consultas médicas (USD

$166 883.60), 1684 recetas de medicamentos (USD $106 116.06), 414 días de ausentismo laboral (USD $22 178.57),

1432 exámenes de laboratorio (USD $20 697.51) y 9 hospitalizaciones (USD $23 708.31). De este monto, el 20%

fue asumido por el trabajador y el 80% por la empresa, según las condiciones del PAMEF; mientras que los costos

del ausentismo fueron asumidos por completo por SEDAPAL (Tabla 2).

Tabla 2. Costos asociados a hipertensión arterial en trabajadores de SEDAPAL, 2013

Hipertensión

Arterial

Cantidad anual

(N°)

Costo Trabajador

(USD $)

Costo SEDAPAL

(USD $)

Costo Total

(USD $)

Consulta médica 1 742 21 775.00 145 108.60 166 883.60

Medicamentos 1 684 21 224.41 84 891.64 106 116.06

Ausentismo laboral 414 0.00 22 178.57 22 178.57

Laboratorio 1 432 4 137.46 16 560.06 20 697.51

Hospitalización 9 5 467.44 18 240.88 23 708.31

Total 52 604.31 286 979.75 339 584.06

En ese mismo año, el PAMEF reportó que los costos asociados a los 202 trabajadores con diabetes ascendieron a

USD $345 128.94. Estos costos se originaron en 2459 consultas médicas (USD $235 572.20), 1537 recetas de

medicamentos (USD $61 342.77), 239 días de ausentismo laboral (USD $12 803.57), 808 exámenes de laboratorio

(USD $24 984.51) y 16 hospitalizaciones (USD $10 425.89). Al igual que en la hipertensión arterial, el 20% de los

costos fue asumido por el trabajador y el 80% por la empresa, mientras que los costos del ausentismo fueron

asumidos por SEDAPAL (Tabla 3).

Tabla 3. Costos asociados a diabetes en trabajadores de SEDAPAL, 2013

Diabetes Cantidad anual

(N°)

Costo Trabajador

(USD $)

Costo SEDAPAL

(USD $)

Costo Total

(USD $)

Consulta médica 2 459 30 737.50 204 834.70 235 572.20

Medicamentos 1 537 12 268.55 49 074.21 61 342.77

Ausentismo laboral 239 0.00 12 803.57 12 803.57

Laboratorio 808 49 998.06 19 986.46 24 984.51

Hospitalización 16 2 553.66 7 872.23 10 425.89

Total 50 557.77 294 571.17 345 128.94

7

De esta información, se obtiene que en el año 2013 el costo anual asociado a la hipertensión arterial por trabajador

fue USD $948.56, mientras que el de la diabetes fue mayor, ascendiendo a USD $1708.56 (Tabla 4).

Tabla 4. Costo anual por trabajador asociado a hipertensión arterial y diabetes, 2013

Enfermedad Trabajadores enfermos

(N°)

Costo por Trabajador

(USD $)

Hipertensión Arterial 358 948.56

Diabetes 202 1 708.56

Prevención y Control de Enfermedades Crónicas

Además de continuar la atención médica especializada, control y tratamiento de los trabajadores con enfermedades

crónicas a través del PAMEF, la empresa inició en junio del 2013 la ejecución del Programa de Prevención y Control

de Enfermedades Crónicas dirigido a todos sus trabajadores. Este programa incluyó: atención de salud

multidisciplinaria a cargo de médicos, nutricionistas y psicólogos, charlas educativas sobre alimentación saludable,

promoción de la actividad física (ejercicios, caminatas y uso de bicicletas), distribución de refrigerios saludables y

difusión de videos con testimonios de trabajadores que han sufrido las consecuencias prevenibles de las

enfermedades crónicas,

Entre los meses de diciembre 2013 y julio 2014, se realizaron 1414 controles nutricionales a 750 trabajadores de

SEDAPAL, a cargo de dos nutricionistas. Como resultado de esta intervención, se obtuvo una disminución de 556.6

kilogramos de peso acumulados entre todos los trabajadores controlados, considerando la diferencia entre el peso

inicial y final encontrados (Figura 4).

Figura 4. Disminución de peso en trabajadores con control nutricional, diciembre 2013 – julio 2014 (Kilogramos)

Conclusiones

Las enfermedades crónicas son un problema de salud pública a nivel mundial. En el caso de SEDAPAL, la situación

es mucho más grave debido a que la prevalencia de la hipertensión arterial, diabetes, dislipidemia y obesidad se ha

incrementado notoriamente desde el año 2004; inclusive, en el caso de la obesidad, casi duplica la prevalencia a nivel

nacional.

La obesidad, hipertensión arterial y la diabetes son factores de riesgo muy importantes para presentar ausentismo

laboral por enfermedad, siendo estadísticamente más significativo en el caso de la diabetes.

8

Los costos asociados a la hipertensión arterial ascendieron a USD $339 584.06, mientras que los costos asociados a

la diabetes fueron USD $345 128.94, en el año 2013. Con esta información concluimos que los costos directos por

trabajador de la hipertensión arterial fue USD $948.56, mientras que el de la diabetes ascendió a USD $1708.56 por

trabajador, casi el doble de la hipertensión.

Las consecuencias de las enfermedades crónicas son prevenibles. La implementación de programas de prevención en

las empresas es altamente costo-efectiva. En SEDAPAL, se logró una reducción de 556.6 kilogramos de peso

acumulados entre todos los trabajadores que recibieron control nutricional, en los primeros 7 meses de intervención.

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1

EFECTO DEL BIOGÁS DE RELLENO SANITARIO EN EL CICLO DE VIDA

VEGETAL

EFFECT OF LANDFILL BIOGAS IN PLANT LIFE CYCLE

Eduardo Baltierra Trejo 1,2

Juan Manuel Sánchez-Yáñez 2

Liliana Márquez Benavides 1*

Abstract The emission of landfill gas does not only impact the atmosphere; possibly there is an effect on the vegetation in the

surrounding area by migration of gases in the subsoil. However there is no methodology to evaluate or information

on the effect of the biogas on plant physiology. The aim of this research was to design an experimental model to

analyze the effect of biogas on plant roots. We designed and built a simulation system of anaerobic degradation in

landfill biogas diffusing into the soil where it grew zucchini squash plant (Cucurbita pepo L.). The effect was

measured by percentage of germination, fresh and dry foliage and root weight. The results indicated that the

diffusion of biogas in the soil caused the inhibition of germination of zucchini squash seeds and as well as the

seedling growth level compared to the control without exposing biogas plant; however stress symptoms decreased

after the third week , indicating a mechanism of tolerance in adult plants.

Key Words: Plant physiology, anaerobic digestion, soil.

1 Residuos Sólidos y Medio Ambiente del Instituto de Investigaciones Agropecuarias y Forestales de la Universidad Michoacana

de San Nicolás de Hidalgo, Morelia-México. 2 Microbiología Ambiental del Instituto de Investigaciones Químico-Biológicas de la Universidad Michoacana de San Nicolás de

Hidalgo, Morelia-México.

*Autor corresponsal: Laboratorio de Residuos Sólidos y Medio Ambiente, Instituto de Investigaciones Agropecuarias y

Forestales. Av. San Juanito Itzicuaro s/n Col San Juanito Itzicuaro, Morelia, Michoacán. 58341. México. Tel. +52 (443) 334 04 75

Ext.116 Email: lmarquez@umich.mx

2

Resumen

La digestión anaerobia (DA) de la fracción orgánica (FO) de los residuos sólidos urbanos (RSU) en los rellenos

sanitarios (RESA), tiene como consecuencia la emisión de biogás con un efecto negativo sobre el crecimiento

vegetal. La hipótesis de este trabajo fue que exponer las raíces de calabaza (Cucurbita pepo L.) al flujo de biogás

tiene un efecto negativo sobre el crecimiento en función de la concentración y tiempo de exposición el cual

dependerá de la fase de crecimiento en el ciclo de vida vegetal. El objetivo de esta investigación fue analizar el

efecto del biogás sobre las raíces de calabaza mediante un modelo experimental ex situ. Para ello se construyó un

sistema de simulación de la DA de la FO de los RSU que difunde biogás en el suelo, donde crecieron plántulas de

calabaza. Se midió el efecto del biogás sobre esa planta con las variables respuesta: porcentaje de germinación, peso

seco foliar y radical. Los datos obtenidos se sometieron a un análisis de varianza (ANOVA) y prueba de Tukey para

determinar la significancia en la variación de la concentración de biogás. Los resultados mostraron que en el modelo

experimental se generó biogás de manera continua de composición similar al producido en los RESA, que difundió

en el suelo artificial y provocó la inhibición de la germinación de semillas de calabaza expuestas a alta concentración

de biogás en un 100% comparado con el control sin exponer al biogás; en plántulas de 15 días hubo un efecto

inhibitorio del crecimiento y evidencia de estrés a la exposición al biogás con respecto al control, mientras que a los

30 días las plántulas mostraron poca inhibición del crecimiento por desarrollo de un mecanismo de tolerancia al

biogás.

Palabras clave: fisiología vegetal, digestión anaerobia, suelo.

Introducción

Las plantas que crecen en RESA y tiraderos a cielo abierto están expuestas a distintas concentraciones de biogás

derivado de la digestión anaerobia (DA) de la fracción orgánica (FO) de los residuos sólidos urbanos (RSU), que está

compuesto por metano (CH4) con un 50-60%, CO2 con un 40-55% además de cantidades menores de otros gases y

trazas de compuestos orgánicos volátiles (COV) 0.01-0.6% (Flower et al 1981). Por otro lado se han identificado un

total de 116 COV liberados en los RESA, de ellos los compuestos aromáticos son el grupo dominante con 71.5%,

seguido por los alcanos con un 6.8%, de las cetonas con 5.7%, de los ácidos orgánicos con un 5.2%, los aldehídos

con un 3.0%, los esteres con un 1% y los fenoles con un 1% (Tassi et al 2009). La mayoría son fitotóxicos como: el

cloruro de vinilo, el benceno, el tolueno, el cloroetano y el cloroformo; su generación depende de la co-disposición

de residuos peligrosos y de la formación de lixiviados (Tchobanoglous et al 2005).

El biogás generado difunde hacia la atmósfera por diferencia en el gradiente de presión y de la temperatura, mientras

que a lo largo circula en la dirección de áreas de menor presión en la denominada migración lateral de biogás (MLB),

que depende de la porosidad de la clase del suelo adyacente al RESA (Rivera & Sarmiento 1994). Se ha registrado

que la concentración de CH4 y CO2 supera el 40% a 100 m de distancia del borde del RESA y hasta 5% de CH4 a

300 m de su límite (Tchobanoglous et al 2005).

La concentración de O2 es el principal factor limitante en la respiración radical, la que decrece al disminuir el nivel

de O2 (Azcón et al 2001). En suelos inundados la respiración de las raíces de plantas y microorganismos aerobios del

suelo consume el O2 rápidamente, mientras que el reemplazamiento por O2 atmosférico es deficiente, debido a que

este gas difunde 10 000 veces más lento en el agua que en el aire, lo que ocasiona anoxia en el suelo y en

consecuencia daño en las raíces (Gil et al 2007). Algunas plantas requieren alta concentración de O2 para el

crecimiento radical. El algodón (Gossypium herbaceum L.) muere si es menor al 0.5% (v/v); el jitomate

(Lycopersicum esculentum L.) no crece con menos del 4%, mientras que la frambuesa (Rubus idaeus L.) y manzana

(Malus sp. L.) necesitan un mínimo de un 10% de O2 para su desarrollo normal (Chan et al 1991). En plantas los

síntomas de estrés por asfixia radical son: clorosis, episnatía que es la caída del peciolo, abscisión de hojas,

disminución del crecimiento, hipertrofia del tallo, marchitamiento de hojas, ausencia de frutos, daño radical,

susceptibilidad al ataque patógenos y según el periodo de tiempo de la anoxia la muerte de la planta (Jackson 2002).

3

El biogás en los RESA se ha relacionado como la principal causa de la pérdida de la vegetación y como un factor que

dificulta su reforestación una vez que estos sitios son clausurados, sin embargo, no existe una metodología para

analizar, ni información suficiente sobre el efecto del biogás en el crecimiento vegetal. Por ello es necesario diseñar

un modelo experimental que simule la difusión directa del biogás producto de la DA de la FO de los RSU sobre el

sistema radical vegetal para establecer el efecto en función de la concentración en el sitio y tiempo de exposición en

diferentes fases del crecimiento vegetal.

Materiales y métodos

En el RESA de Pátzcuaro, Mich. se encontró una especie de calabaza que crece de manera silvestre sobre las celdas

selladas, por ello se decidió usar como planta modelo en el estudio del efecto del biogás en el crecimiento vegetal. Se

diseñó un modelo de análisis ex situ para demostrar el efecto del biogás en las raíces de calabaza, para ello se

construyeron reactores de digestión anaerobia de sustrato sólido (RDASS), y aprovechar la producción de biogás

simulando al generado en un RESA. El biogás se hizo circular en el sistema de medición del volumen de biogás

(SMB) y luego fluyó a través de la unidad de crecimiento vegetal (UCV) la cual contuvo el suelo artificial en el que

se sembró y creció la calabaza, lo cual se describe a continuación:

Operación del reactor de digestión anaerobia de sustrato sólido

Para la producción de biogás se usaron RDASS, cada uno consistió en un reservorio de vidrio de 2 L, con una mezcla

de 350 g de excreta fresca de vaca, 350 ml de la fase acuosa de lodos biológicos, 350 g de suelo orgánico, 3 g de

carbonato de sodio (NaCO3, Alyt) y 3 g de sacarosa (C12H22O11, Fermont). Para alimentar los RDASS se preparó una

mezcla que consistió en 60% residuos alimenticios domésticos y 40% papel bond, enriquecida con lodos biológicos

en proporción 59:1, esta mezcla se deshidrató en horno a 105°C y se trituró en molino con criba de 4 mm. Los

RDASS se sellaron herméticamente, se incubaron a 35° C y se alimentaron cada 5 días con 21 g de la mezcla de

residuos orgánicos y 39 mL de H2O destilada.

Estandarización de la medición de biogás

El SMB estaba constituido por 2 frascos de vidrio de 4 L graduados con 3.5 L de solución salina al 20%. El volumen

de biogás generado por cada RDASS se determinó por desplazamiento de la solución salina entre los frascos, se

adaptó un mecanismo de llaves para cambiar la dirección del flujo una vez desplazado el volumen total de solución

salina y finalmente dirigirlo a la UCV. Se ubicaron sitios de muestreo en el RDASS y en el SMB para determinar el

contenido de CH4 en el biogás por medio del cromatógrafo de gases VARIAN Clarius CP-3800 con detector FID y

una columna empacada HAY-ESEP-Q-80-100-MESH. Las temperaturas de operación del inyector, el detector y la

columna fueron de 200, 210 y 90°C, respectivamente. Se realizó el seguimiento del volumen y composición del

biogás en un periodo de 45 días; se probó si la acidez a pH 4 o alcalinidad a pH de 10 de la SS influyó en la

concentración de CH4 del biogás proveniente de los RDASS después de su difusión por el SMB.

Difusión de biogás en la unidad de crecimiento vegetal

Para la difusión del biogás en la raíz de calabaza se construyó la UCV haciendo uso de un cilindro de tereftalato de

polietileno (PET) de 40 cm de altura x 11 cm de diámetro. El cilindro contenía 2 kg de suelo artificial construido con

textura: arena 50%, arcilla 20%, y limo 30%. Se ubicó un tercer punto de muestreo para lo que se adaptó para esta

prueba una bolsa al cuello de la UCV con el propósito determinar si la concentración de CH4 en el biogás generado

en el RDASS era similar después de difundir en el suelo de la UCV bajo 2 condiciones: en suelo seco e hidratado a

capacidad de campo.

Efecto del biogás en las de raíces de plantas

Finalmente, probados los componentes del modelo se examinó el efecto del biogás en el crecimiento de calabaza,

para ello se tuvieron 2 grupos de RDASS en diferente estado en el proceso de DA, los de mayor producción de

biogás se denominaron de “alta concentración” y los de menor de “baja concentración” y se monitorearon a lo largo

4

del experimento. Se sembraron 4 semillas de calabaza, previamente desinfectadas con solución hipoclorito de sodio 5

%/5 min y lavadas con agua destilada estéril, en el suelo artificial de cada UCV. Luego de germinar las plántulas

crecieron bajo un ciclo de iluminación 16/8 h luz/oscuridad con lámpara fluorescente a 8600 Lux y a 25° C. Las

plantas se alimentaron con solución nutritiva (g/L): NH4NO3 10, K2HPO4 2, KH2PO4 2.5, MgSO4.7H2O 1, NaCl 0.1,

CaCl2, FeSO4.7H2O 0.001; H3BO3 0.00286, ZnSO4

.7H2O 0.00022, MgSO4•7H2O 0.0001, Na2MoO4

.2H2O 0.0001

(Baker), pH 6.6. Las variables-respuesta consideradas fueron: el porcentaje de germinación, el peso fresco y seco

foliar y radical de calabazas cosechadas a los 15 y 30 días después de su germinación.

Resultados

Germinación

El diseño de la UCV permitió medir una concentración de CH4 similar a la reportada en respiraderos de RESA, en

promedio de ~60% con suelo seco, en tanto que en el suelo capacidad de campo fue de ~45%. Ésta última condición

fue una barrera física para el flujo del biogás generado en el RDASS, por lo que el efecto en el crecimiento vegetal

en este modelo planteado será diferente al aplicarse un suelo distinto.

El biogás causó inhibición de la germinación de la semilla de calabaza, las expuestas a alta concentración hubo

inhibición del 100% y a baja concentración fue del 25% comparado con la germinación de la misma semilla sin

exponer al biogás que fue del 0% (Figura 1). La semilla expuesta a alta concentración de biogás germinó 4 días

después que la semilla sembrada en el suelo sin exponer a biogás, con un porcentaje del 25%, las cuales se

consideraron en la medición del crecimiento a los 15 y 30 días.

La plántula de calabaza cosechada 5 días después de la germinación expuesta a alta concentración de biogás tuvo

menor biomasa en peso fresco y seco comparado con la calabaza crecida en suelo no expuesto al biogás.

La germinación de la semilla de calabaza se inhibió por la difusión de biogás, lo que indicó que esta es una etapa

crítica ya que tanto las semillas como las plántulas requieren una alta presión de O2 para activar el metabolismo de

hidrólisis de almidón de reserva (Hess, 1980). Sin embargo se requiere mayor investigación para definir si el daño se

debe a la anoxia o a una alteración metabólica en la cadena respiratoria provocada por los altos niveles de CO2 o CH4

en el biogás. En las UCV expuesta a elevada concentración de biogás se encontraron semillas con embriones que

germinaron, pero murieron antes de emerger del suelo, lo cual fue una evidencia de la sensibilidad de la semilla al

biogás.

Figura. 1. Efecto de alta (80 L/mes, CH4 58.9%) y baja (45 L/mes, CH4 49.18%) concentración de biogás en la

germinación semillas de calabaza.

Crecimiento de las plántulas de calabaza a los 15 días

5

Las plántulas de calabaza de 15 días expuestas a alta concentración de biogás mostraron menor crecimiento (Figura

2). En la peso fresco de la parte aérea fue en promedio de 1.4928 g y el seco de 0.1024 g comparado con la parte

aérea de la plántulas de calabaza sembrada sin exponer al flujo de biogás que fue en el fresco de 3.0067 g y en el

seco de 0.2079 g, mientras que en la raíz el promedio fue del peso fresco de 0.0697 g y del seco de 0.0104 g menor al

registrado en la calabaza sin exponer a biogás con un fresco radical de 0.2296 g y un seco de 0.0394 g. La calabaza

expuesta a baja concentración mostró un crecimiento ligeramente menor y sin diferencia comparado con la calabaza

que creció en suelo sin exponer al biogás: la aérea tuvieron un peso fresco promedio de 2.3787 g y un seco 0.1467 g,

mientras que en la raíz el fresco fue en promedio del 0.1125 g y el seco de 0.0263 g. Se observó un daño foliar con

síntomas de clorosis y marchitez en la plántula de expuesta a elevada concentración de biogás y menor en las de baja,

lo que confirma que el daño es en función de la concentración.

Figura. 2. Promedio del peso fresco y seco de la parte aérea (a y b) y radical (c y d) de calabaza a los 15 y 30 días

expuesta a alta (80 L/mes, CH4 58.9%) y baja (45 L/mes, CH4 49.18%) concentración de biogás.

a, b y c = diferencia significativa respecto de “d”

Crecimiento de las plántulas de calabaza a los 30 días

Las plántulas de calabaza expuestas a biogás durante 30 días mostraron inhibición de su crecimiento, a elevada

concentración la parte aérea tuvo menor biomasa expresada en peso y seco comparado con el de la calabaza

sembrada en suelo sin exponer a biogás. En plántulas expuestas a baja concentración la inhibición del crecimiento

fue menor pero estadísticamente significativo en la parte aérea y radical comparado con la calabaza sembrada en

suelo sin exponer a biogás. El daño foliar fue menor en la calabaza expuesta a concentración alta de biogás, mientras

que en baja mostró un efecto similar al de la calabaza usada como control sin exponer a biogás. El análisis estadístico

indica que hubo diferencia en el crecimiento de las plántulas de calabaza el cuál fue en función del tiempo de

exposición y de la concentración del biogás, así como de la interacción de ambos factores.

6

Los síntomas de estrés en las hojas como clorosis y pérdida de hojas por exposición al biogás fueron más notarios en

los primeros 15 días de exposición, mientras a los 30 días disminuyó el daño foliar, lo que sugiere que las plántulas

en al madurar sean menos sensibles al biogás por lo que se requiere probar en futuras investigaciones el efecto del

biogás en distintas fases de crecimiento.

Los pocos estudios realizados señalan que el efecto negativo en el crecimiento de plantas en RESA es causado por la

condición de anoxia por desplazamiento del O2. Se considera que el CH4 y CO2 no son gases que alteren la fisiología

vegetal, lo que sugiere que el daño es por asfixia de la raíz y no por alteración de una ruta metabólica (Chan et al.

1991), aunque no existe suficiente investigación al respecto para una explicación definitiva. Como resultado de la

falta de O2 de suelo, ocurre un cambio de respiración de aeróbica en anaeróbica en las raíces de plantas, esto causa

una reducción en la síntesis del trifosfato de adenosina (ATP) necesario para el metabolismo aerobio y se acumulan

compuestos tóxicos como etanol, ácido láctico, acetaldehído y cianogénicos. Una acidosis citosólica ocurre en las

células debido a la acumulación de ácido láctico en el citoplasma seguido de muerte celular (Jackson 2002). La

respuesta radical más característica es la sobreproducción de ácido-1-aminociclopropano-1-carboxílico (ACC)

precursor del etileno en el tallo, también sucede una reducción de la síntesis de citoquininas y giberelinas con un

aumento de la concentración de ácido abscísico en hojas que provoca el cierre estomático (Gil et al 2007). El

transporte de O2 a la raíz es importante debido a que está involucrado en la bioquímica de oxidación de carbohidratos

para la obtención de ATP, del ión ferroso(Fe2+

) a férrico (Fe3+

), de sulfitos (SO32-

) a sulfuro (SO42-

) y el amonio

(NH4+) a nitrato (NO3

-).

Las adaptaciones de la raíz vegetal al estrés por ausencia de O2 son: la formación de raíces adventicias, difusión de

O2 procedente de la parte aérea, y el desarrollo de un aeroenquima, que es un espacio de aire intercelular formado por

disolución de células del córtex del tallo, por el incremento en la concentración del etileno, seguido de la síntesis de

celulasas para la digestión del protoplasma y separación de las paredes celulares. Existe un debate sobre si las

adaptaciones fisiológicas y morfológicas de las raíces son una respuesta exclusiva el estrés hídrico y no por la

anoxia en el suelo (Azcón et al 2001).

Conclusiones

La investigación sobre el estado del arte del efecto del biogás de RESA en el crecimiento vegetal es incipiente y

poco clara, por lo que es difícil contrastar los resultados obtenidos en este modelo experimental con trabajos previos.

Aunque los resultado confirman que el biogás producto de la DA de la FO de los RSU tiene un efecto inhibitorio del

crecimiento vegetal aun no es posible dar una explicación precisa de cuál es el mecanismo por el que se produce, por

lo que será necesaria mayor investigación para obtener una conclusión al respecto. También es necesario investigar si

el efecto fitotóxico del biogás se debe al CO2, al CH4 o a la combinación de ambos y si el daño es similar en los

diversos grupos vegetales.

Las estandarización de las condiciones de estudio como se propone en este trabajo, permitirá además probar el efecto

del biogás en las poblaciones microbianas del suelo, encontrar géneros vegetales sensibles o resistentes al biogás y

los mecanismos morfofisiológicos que en ellos actúan, lo que podría derivar en la obtención de bioindicadores de la

calidad del aire del suelo en los RESA.

Agradecimientos. – El desarrollo de esta investigación se llevó a cabo gracias al financiamiento

otorgado al Proyecto 2.7 y 5.15 (2010-2011) de la CIC-UMSNH y a la Beca 239180 del Consejo

Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT).

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1

SANEAMENTO AMBIENTAL NA PERSPECTIVA DA SAÚDE PÚBLICA E

PROMOÇÃO DA SAÚDE

ENVIRONMENTAL SANITATION IN THE PERSPECTIVE OF PUBLIC HEALTH AND

HEALTH PROMOTION

Anselmo Araujo Oliveira 1*

Sandra Maria Furiam Dias 1

Abstract

Environmental issue is a reflection of the current population dynamics and a model of civilization which is failing to

respond to social and environmental needs by it. Sanitation actions are closely related to health conditions of the

population and more than simply ensuring access to services, facilities or structures mentioning the law, also involve

measures of education of the general population. Research’s problems were developed around the questions: What

factors intercommunicate Health and Environment? What is the relationship between Environmental Sanitation,

Public health and Health promotion? The research’s objective is to analyze and reflect Environmental Sanitation

while the Public Health and Health Promotion Strategy. This is a survey of Literature Review, guided by central

themes: Environment Environmental Health, Environmental Sanitation, Public Health and Promotion health. We

used databases and virtual libraries as our search tools, as well as collections of books. It is observed in the results

of this study that the lack of sanitation is configured as a serious health risk and an affront to human dignity, even

adding the observation that sanitation is a human right and a key component of primary prevention to ensure better

health. Public health is characterized by the diversity of knowledge and one of them, Environmental Health,

expresses particular relevance to the discussion of sanitation. Although not the benefits of sanitation something

immediate, they constitute more solid and effective than simply curative actions. It is primarily a political, economic

and educational change.

Key Words: Environmental Health, Environmental Sanitation, Health Promotion, Public Health.

1 Equipe de Estudo e Educação Ambiental, Universidade Estadual de Feira de Santana.

*Autor corresponsal: Equipe de Estudo e Educação Ambiental, Universidade Estadual de Feira de Santana, Avenida

Transnordestina, s/n, Novo Horizonte, Feira de Santana, Bahia. CEP 40031460. Brasil. Telefone: +55 75 32248105;

anselmo_resgate@hotmail.com.

2

RESUMO

Percebe-se que a questão ambiental é um reflexo da atual dinâmica populacional e de um modelo de civilização que

não está conseguindo responder às necessidades socioambientais por ela apresentada. As ações de saneamento estão

intimamente relacionadas às condições de saúde da população e mais do que simplesmente garantir acesso aos

serviços, instalações ou estruturas que citam a lei, envolvem, também, medidas de educação da população em geral.

Elaboramos o problema de pesquisa em torno das questões: Quais os fatores que intercomunicam os universos Saúde

e Meio Ambiente? Qual a relação entre saneamento ambiental, saúde pública e promoção da saúde? O objetivo

dessa pesquisa é analisar e reflexionar o saneamento ambiental enquanto estratégia da Saúde Pública e da Promoção

da Saúde. Trata-se de uma pesquisa de Revisão de Literatura, norteada pelos temas centrais: Saúde Meio Ambiental,

Saneamento Ambiental, Saúde Pública e Promoção da Saúde. Utilizamos bases de dados e bibliotecas virtuais –

Scielo, LILACS, Períodos CAPES – como ferramentas de nossa busca, bem como acervos de livros. Observa-se nos

resultados desse estudo que a falta de saneamento se configura como um risco grave para a saúde e uma afronta à

dignidade humana, acrescendo ainda da constatação de que o saneamento é um direito humano e um componente

chave da prevenção primária para garantir uma saúde melhor. A Saúde Pública caracteriza-se por essa diversidade de

saberes sendo que uma delas, a Saúde Ambiental, exprime especial relevância quando em pauta a discussão de

saneamento. Mesmo não sendo os benefícios do saneamento algo imediato, ainda assim eles se configuram mais

sólidos e eficazes que ações simplesmente curativistas. É preciso se pensar em um modelo de saneamento que

preveja o engajamento da comunidade, bem como dos demais setores envolvidos nesse processo determinante de

saúde, em todas as decisões. Trata-se, sobretudo, de uma mudança política, econômica e educacional.

Palavras-chave: Promoção da Saúde, Saneamento Ambiental, Saúde Ambiental, Saúde Pública.

Introdução

Ao refletirmos sobre a questão ambiental nos dias de hoje, percebe-se que a mesma é um reflexo da atual dinâmica

populacional e de um modelo de civilização que não está conseguindo responder às necessidades socioambientais

por ela apresentada. Prima-se atualmente a ideia de que o homem não é mais somente um ser externo e mero

observador do meio ambiente, mas que também ele se faz presente e constitui o mesmo, não como agente base e

principal dessa inter-relação, mas imerso e passivo a qualquer intervenção e/ou dano gerado a esse sistema. Não se

pode mais pensar em uma relação dicotomizada entre meio ambiente e ser humano.

A partir da inquietação com um conceito de saúde intangível, a VIII Conferência Nacional de Saúde (VIII CNS),

realizada em Brasília, Brasil, no ano de 1986, formulou um novo conceito, também conhecido como conceito

ampliado de saúde, onde seu enunciado diz que variáveis como condições de alimentação, habitação, educação e

meio ambiente, dentre outras, resultariam, em sentido amplo, em uma nova configuração da definição de saúde.

(BRASIL, 1986, p. 4).

Sendo assim, nota-se a inserção e o resgate das dimensões econômica, social e política na produção da saúde e da

doença nos indivíduos, evidenciando que o processo saúde-doença perpassa por meios multicausais, onde, para além

dos condicionantes biofísicos, o Saneamento Ambiental configura-se eixo determinante na base desse processo.

Segundo o relatório da Organização Mundial da Saúde (WHO, 2008) intitulado Safer water, better health, quase um

décimo da carga global de doenças poderia ser evitado melhorando o abastecimento de água, saneamento, higiene e

gestão dos recursos hídricos. A partir da análise desse mesmo relatório, dados evidenciam que no Brasil 28.700

pessoas morrem por ano de doenças relacionadas a problemas com água, saneamento e higiene, totalizando um

percentual de 2,3 de todas as mortes ocorridas no país.

Estatísticas desse mesmo estudo indicam que milhões de pessoas ao redor do mundo, particularmente os pobres e

desfavorecidos, ainda são privados de serviços de saneamento, alertando ainda que se a tendência continuar como

atualmente previsto, em 2015 haverá 2,7 bilhões de pessoas sem acesso a saneamento básico. Torna-se notório,

3

assim, a ampla proporção dos impactos sobre as intervenções de saneamento e a necessidade do seu estudo, uma vez

que a sua carência pode fomentar aspectos negativos nos campos da educação, trabalho, biodiversidade, economia,

entre outros.

Uma vez compreendida a dimensão do impacto que a falta de saneamento ambiental traz para uma população, é

imprescindível que, no direito que essa mesma população tem à saúde, intervenções de saneamento sejam tidas como

ações contribuintes e imprescindíveis na construção e manutenção de uma sociedade saudável, onde a política de

saneamento é claramente acobertada como uma das atribuições principais do Sistema Único de Saúde (SUS), sendo

citada nos seguintes termos: “definição de políticas setoriais de tecnologia, saneamento, recursos humanos [...]”.

(ABRASCO, 1985, p. 13).

A Política Federal de Saneamento, expressa pela Lei Federal 11.445 de 05/01 de 2007, conceitua como saneamento

básico o abastecimento de água, o esgotamento sanitário, a limpeza urbana e manejo de resíduos sólidos e a

drenagem e manejo das águas pluviais urbanas. O Saneamento, no campo da saúde, atua sobre os processos

geradores de ocorrência ou determinantes das doenças. As intervenções de Saneamento elevam a qualidade de vida e

influenciam no modo de vida das populações beneficiadas podendo ter efeitos positivos sobre o bem estar e saúde

(BRASIL, 2007).

As ações de saneamento estão intimamente relacionadas às condições de saúde da população e mais do que

simplesmente garantir acesso aos serviços, instalações ou estruturas que citam a lei, envolvem, também, medidas de

educação da população em geral, pois a construção e execução de uma “obra pura” em determinada comunidade não

constitui saneamento, uma vez que a principal mudança deve acontecer nos beneficiários dessa obra, para que os

mesmos possam sair da condição de sujeitos passivos e poderem, de maneira conjunta e articulada, participarem de

todo o processo. Não se tem valia quando somente o físico é mudado, o sujeito deve também sofrer transformações

para que as intervenções de saneamento se perpetuem.

Sabe-se que os benefícios das ações de saneamento vão além da disponibilidade dos serviços, isto é, tem uma relação

com os novos hábitos de higiene adquiridos pela população e pelo novo olhar sobre o ambiente. Soares, Bernardes e

Cordeiro (2002) declaram que não podem ser desconsiderados os efeitos provenientes da educação sanitária e

ambiental, de noções de higiene e do aspecto cultural. Assim, a incorporação nos projetos de saneamento de

programas de educação ambiental deve ser uma prática rotineira.

Assim, elaboramos o problema de pesquisa em torno das seguintes questões: Quais os fatores que intercomunicam os

universos Saúde e Meio Ambiente? Qual a relação entre saneamento ambiental, saúde pública e promoção da saúde?

A importância de tais questões reside no fato de que percebe-se hoje a necessidade de se enxergar o processo saúde-

doença com um olhar para além da “ausência de enfermidade”. Sendo assim, o objetivo dessa pesquisa é: analisar e

reflexionar o saneamento ambiental enquanto estratégia da Saúde Pública e da Promoção da Saúde.

Diante disso, parte-se do pressuposto de que a saúde básica deve pensar o saneamento ambiental como uma

intervenção multidimensional que ocorre no ambiente, considerando suas dimensões física, social, econômica,

política e cultural, sobre a ótica de promoção em saúde, sendo que, em um modelo de realização das intervenções em

saneamento, a participação da comunidade e dos agentes comunitários torna-se elementos fundamentais.

Metodologia

Para o alcance do objetivo desse estudo lançou-se mão da Revisão de Literatura, através do levantamento de dados

encontrados no acervo bibliográfico atual. Efetivo e principal ferramenta para busca de artigos, o levantamento do

material literário foi realizado pela internet, a qual auxilia no desenvolvimento de pesquisas e na divulgação do

conhecimento, responsável pela recuperação de grande quantidade das informações publicadas. Sendo assim,

utilizamos bases de dados e bibliotecas virtuais – Scielo, LILACS, Períodos CAPES – como ferramentas de nossa

busca.

4

Foram também realizadas consultas aos livros dispostos na Biblioteca Central Julieta Carteado (BCJC), da

Universidade Estadual de Feira de Santana (UEFS), sendo que, em ambas as fontes de pesquisa – ao livro e digital –

delimitamos como eixos norteadores os temas: Saúde Meio Ambiental, Saneamento Ambiental, Saúde Pública e

Promoção da Saúde. A partir dessa organização metodológica, procedemos com a análise e reflexão dos conteúdos.

Resultados

Colocando o ser humano no núcleo das atenções, prioridades, o antropocentrismo enxerga o homem como o único

ser detentor de direito, criando também uma hierarquização artificial e uma segregação entre o ser humano e a

natureza. O homem seria então o padrão para todas as coisas (ALVES, 2012).

Entretanto, olhando-se retrospectivamente, torna-se notório que essa visão antropocêntrica de antes perde um pouco

a sua força e dá lugar a uma nova perspectiva da relação sociedade-ambiente, na qual as preocupações no campo do

saneamento passam a incorporar não só questões de ordem sanitária, mas também ambiental.

De acordo com dados levantados na publicação intitulada Progress on Sanitation and Drinking-Water (WHO, 2013),

a falta de saneamento se configura como um risco grave para a saúde e uma afronta à dignidade humana, acrescendo

ainda da constatação de que o saneamento é um direito humano e um componente chave da prevenção primária para

garantir uma saúde melhor. Desde a sua criação, a OMS reconheceu o saneamento como vital para a saúde global.

Estatísticas desse mesmo estudo indicam que milhões de pessoas ao redor do mundo, particularmente os pobres e

desfavorecidos, ainda são privados de serviços de saneamento, alertando ainda que se a tendência continuar como

atualmente previsto, em 2015 haverá 2,7 bilhões de pessoas sem acesso a saneamento básico. Torna-se notório,

assim, a ampla proporção dos impactos sobre as intervenções de saneamento e a necessidade do seu estudo, uma vez

que a sua carência pode fomentar aspectos negativos nos campos da educação, trabalho, biodiversidade, economia,

entre outros.

É inegável a estreita relação existente entre saneamento e Saúde Pública, o que configura ainda mais o cunho de

importância dessa temática entre os pesquisadores da saúde. Considerado um personagem seminal na área da saúde

pública, Winslow (1920, p. 183) traz uma definição bastante ampla a respeito da mesma: “É a ciência e a arte de

prevenir a doença, prolongar a vida e promover a saúde e a eficiência física e mental, através de esforços organizados

da comunidade para o saneamento do meio, o controle das doenças transmissíveis, a educação do indivíduo [...]”.

Para que os objetivos propostos pelo saneamento sejam alcançados faz-se necessário lançar mão de aparatos e

abordagens tecnológicos; entretanto, sob um outro prisma, “o saneamento encontra-se na esfera da política pública,

uma área de atuação do Estado que demanda formulação, avaliação, organização institucional e participação da

população como cidadãos(ãs) e usuários(as)”. (HELLER; CASTRO, 2007, p. 284).

Dotada de várias subáreas do conhecimento e de práticas, a Saúde Pública caracteriza-se por essa diversidade de

saberes sendo que uma delas, a Saúde Ambiental, exprime especial relevância quando em pauta a discussão de

saneamento. Tratando da inter-relação entre saúde e meio ambiente, a “Saúde Ambiental é o campo de atuação da

saúde pública que se ocupa das formas de vida, das substâncias e das condições em torno do ser humano, que podem

exercer alguma influência sobre a sua saúde e o seu bem-estar” (BRASIL, 1999, p. 5). Essa definição somente

consolida a visão de saneamento enquanto exercício da saúde pública.

Apresentando reflexões que vão ao encontro dessas ideias, Heller (1998) nos mostra a importância em se relacionar

saúde e ambiente, enquanto conceito e prática. O autor expõe que a partir desse ponto de junção valorizar-se-ia o

ambiente como fator agravante da saúde e, sobre a saúde ambiente, se ressaltaria o impacto sobre o homem nas

preocupações de enfoque ambiental, “avançando da clássica supervalorização dos impactos sobre o meio físico”.

(HELLER, 1998, p. 74).

5

Entendendo o conceito de Promoção da Saúde como “o processo de capacitação da comunidade para atuar na

melhoria de vida e saúde, incluindo maior participação no controle desse processo” definido na Primeira Conferência

de Promoção da Saúde em 1986 (WHO, 1986, p. 1) torna-se notório que o alcance da universalização do saneamento

é variável dependente do preparo dos atores para o cumprimento de seus papéis na sociedade (PINHO; MATUJILA,

2012, p. 261).

Observamos aqui que para alcançarmos um enfoque promocional da saúde, temos que transpor a ideia de um fazer

saneamento enquanto obra “pura”, ou seja, ir além das intervenções de engenharia. É pensar que para ademais do

espaço físico, o social também requer mudanças.

Essa conclusão pode ser ratificada com a fala de Souza (2007, p. 130), no qual a mesma defende que promoção de

saúde é feita com implantação de obras físicas, mas também “inclui um conjunto de ações de educação para os

usuários desses sistemas; um conjunto de políticas que estabeleçam direitos e deveres dos usuários e dos prestadores,

assim como articulações setoriais [...]”. Nota-se que todo esse diálogo recai sobre a preocupação de que, mais

importante que a implantação de sistemas sanitários, seja o seu funcionamento e o seu caráter duradouro, para que

seja possível uma intervenção definitiva, e não temporária.

A III Conferência Internacional de Promoção da Saúde, realizada em Sundsvall, Suécia, em junho de 1991, deu

origem à um documento conhecido como Carta de Sandsvall, a qual ressalta, junto à Carta de Ottawa, que o

ambiente não é composto tão somente por uma dimensão física e/ou natural, mas também por uma dimensão social,

política, econômica e cultural.

A Carta ainda salienta que essas dimensões citadas seriam os aspectos para um ambiente favorável e promotor de

saúde. Embasando-se nesses conceitos, Souza (2007, p. 129) relata que “o saneamento promocional percebe o

ambiente como dinâmico e multidimensional, cujos desequilíbrios geram doenças e agravos à saúde dos indivíduos”.

Sobre a discussão entre saneamento preventivista e de promoção da saúde, Souza (2007, p. 131) salienta que o

primeiro também se configura como uma importante ferramenta positiva para a saúde, e termina sua reflexão com a

máxima de que o ponto principal dessa diferença de enfoque entre as duas dimensões do saneamento “não é o

antagonismo entre ambos; mas, sim, a ampliação do olhar, o aperfeiçoamento e a adequação do fazer cotidianos

dentro da engenharia sanitária, visando suprir as demandas crescentes e cada vez mais complexas do mundo atual.”

Pinho e Matujila (2012) relatam que não é incomum observar, junto a representantes de líderes de locais de

determinadas regiões, a insatisfação da população como um todo em relação à falta de saneamento ambiental, bem

como perceber que essas pessoas conseguem relacionar os serviços de saneamento como uma possível melhora para

a qualidade de vida; entretanto, os autores apontam que é bem mais raro que os dados de entrada dos postos de saúde

e hospitais, bem como os de mortalidade sejam traduzidos na relação à falta de saneamento.

Tendendo essa discussão de promoção de saúde na perspectiva do saneamento ambiental a termos mais práticos,

podemos chegar à dimensão econômica que tange essa questão. Há muito é sabido que os investimentos em

prevenção/promoção têm impacto positivo na economia de um país, uma vez que os gastos com hospitalização

superam o desse primeiro.

Analisando dados do relatório da Organização Mundial de Saúde, conclui-se que os benefícios econômicos de

saneamento são persuasivos. Todo US$ 1 investido em saneamento se traduz em um retorno médio de USS $ 9.

Esses benefícios são sentidos especialmente pelas crianças pobres e nas comunidades carentes que precisam mais

deles. (WHO, 2013).

Sobre os resultados desses dados, Pinheiro e Matujila (2012, p. 260) têm considerações pertinentes e que aclaram, de

certo modo, o porquê desse fato. Os autores analisam que “os resultados da oferta de saneamento são menos visíveis

e imediatos do que as outras prioridades [da população] (saúde, segurança, controle de drogas, educação, emprego,

calçamento e pavimentação), pois estão diluídos em um resultado final do ganho em qualidade de vida.”

6

Conclusões

Nota-se que, mesmo não sendo os benefícios do saneamento algo imediato, ainda assim eles se configuram mais

sólidos e eficazes que ações simplesmente curativistas. Percebemos que as ideias de Pinheiro e Matujila (2012)

comungam com os pressupostos expressos por Briscoe (1985). Esse último subentende que os efeitos do

abastecimento de água e do esgotamento sanitário podem parecer diminuídos, a partir de uma análise a curto prazo,

já que os resultados dessa intervenção não são diretos. Contudo, sob uma perspectiva de longo prazo, seus ganhos

sobressaem aos da intervenção médico-curativista.

No que diz respeito à mudança da dinâmica nacional sobre o fazer saneamento, Pinheiro e Matujila (2012, p. 254)

discorrem acerca da necessidade de uma promoção de saúde presente na vida cotidiana da população, seja ela urbana

ou rural, e acrescentam dizendo que “as decisões técnicas são igualmente importantes quanto dimensões como

educação e colaboração social para planejamento, gestão e regulação dos serviços. O diálogo entre atores é

fundamental para potencializar resultados e medir interesses”. Trata-se, sobretudo, de uma mudança política,

econômica e educacional.

Com isso, pode-se concluir que o presente artigo conseguiu responder às suas perguntas norteadoras ao problema de

pesquisa, bem como alcançar os objetivos propostos, analisando e reflexionando o saneamento ambiental enquanto

estratégia da Saúde Pública e da Promoção da Saúde, através do prisma de que, para além da intervenção, é preciso

se pensar em um modelo de saneamento que preveja o engajamento da comunidade, bem como dos demais setores

envolvidos nesse processo determinante de saúde, em todas as decisões, desde a parte em que é traçado um

planejamento, até a realização da obra, execução e implantação do serviço, onde essa realidade só se tornará palpável

quando alcançado o entendimento de que o saneamento é uma meta coletiva, peça-chave na saúde pública e

assegurado pelo Estado.

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1

CALIDAD DE AGUA DE POZOS ARTESANALES EN LA COMUNIDAD EL TEJAR

DEL MUNICIPIO DE MEDELLIN DE BRAVO, VER.

WATER QUALITY IN WELLS FROM EL TEJAR COMMUNITY OF THE

MUNICIPALITY MEDELLIN DE BRAVO, VER.

Evelia Hernández Rivera 1

Abstract The environmental problems of the water in the municipality is given by continuous sewage discharges of

populations settled on the margins of rivers and wastewater from industrial processes sugar mills and industrial

plants located in the cities settled in top of the basins of the rivers Cotaxtla and Jamapa. About this problem it was

monitored the quality of water in artesian wells located in the town El Tejar, Municipality of Medellín de Bravo,

Veracruz. Microbiological analysis, organochlorine pesticides and heavy metals were performed in water samples.

As a result of a sample of 58 surveys it was found that 62 % of the answers have an artisan well at home, 86 % lack

of drainage and sewerage system in their neighborhood. Microbiological testing in well water samples detected the

presence of fecal coliform, organochlorine pesticides (aldrin 0.15 ngL-1

) and heavy metals (lead 0.06 mgL ) whose

concentrations are above the permissible limits . Conclusion: This information could be useful for resource

management and improve the coverage drinking water and sanitation in the community.

Key Words:

Coliforms, heavy metals, organochlorines, wells

1*Academia de Ciencias Básicas, Instituto Tecnológico Superior de Alvarado campus Medellín. Escolleras Norte S/N .Colonia la

Trocha, Alvarado Ver. Código postal 95250. México. Teléfono: (229)2564587. Email:eveheri@hotmail.com

2

Resumen

La problemática ambiental del agua en el municipio se da por las continuas descargas de aguas negras de las

poblaciones asentadas en los márgenes de los ríos, por las aguas residuales de los procesos industriales de los

ingenios azucareros y plantas industriales localizadas en las ciudades ubicadas en la parte alta de las cuencas de los

ríos Cotaxtla y Jamapa. Ante esta problemática se plantea como objetivo evaluar la calidad de agua en pozos

artesanales ubicados en la localidad del Tejar, del Municipio de Medellín de Bravo, Ver. Análisis microbiológicos,

determinación de concentración de plaguicidas organoclorados y metales pesados fueron llevados a cabo. Como

resultado de una muestra de 58 encuestas se encontró que el 62% dispone de un pozo tipo artesanal en su domicilio,

el 86% carece del sistema de drenaje y alcantarillado en su colonia. El análisis microbiológico en muestras de agua

de pozo detectó la presencia de coliformes fecales, plaguicidas organoclorados (aldrin 0.15 ngL-1

) y metales pesados

(plomo 0.06 mgL) cuyas concentraciones se encuentran por encima de los límites permisibles. Conclusión: Se

plantea la necesidad de una mayor cobertura en las redes de los sistemas de agua potable y saneamiento en la

comunidad.

Palabras clave: Coliformes, metales pesados, organoclorados, pozos.

Introducción

El agua es fuente de vida, es un recurso muy importante para el uso y consumo humano, su falta en él organismo

puede provocar problemas de salud muy serios. Cada año se dan 4.000 millones de casos de diarrea y 1,8 millones de

personas mueren a causa de este padecimiento, más del 90 por ciento (1,6 millones) son niñas y niños menores de

cinco años. La diarrea constituye el problema de salud pública más importante provocado por las deficiencias en

materia de agua y saneamiento. (UNICEF, 2013)

Actualmente existe un déficit de abastecimiento de agua, se pueden encontrar regiones en las que se carece de este

vital líquido y no se tiene acceso a ella. Cada día, con el crecimiento de la población, la disponibilidad de agua per

cápita a nivel nacional disminuirá de 4,090 metros cúbicos por habitante por año en el año 2010, a 3,815 en 2030, en

algunas regiones del país, está estimado que para el 2030 esta disponibilidad será de 1,000 metros cúbicos por

habitante por año, estos números indican una escasez muy grave en nuestro país, a esto sumado, lo que se consume

en el riego agrícola, ganadería, producción de alimento e industria de la transformación. En el mundo 600 millones

de personas no cuentan con agua potable, en México 15 millones de personas no cuentan con acceso al servicio de

agua potable en sus domicilios, lo cual es fundamental para la vida, la salud y el desarrollo mismo. En el 2010

existían solamente 49 países con cobertura de agua potable al 100%, México llegaba al 96% de cobertura

representando una preocupación para el 4% restante, es decir para 15 millones de personas ya en el 2013.

(CONAGUA, 2012)

El abastecimiento de agua para uso y consumo humano con calidad adecuada es fundamental para prevenir y evitar

la transmisión de enfermedades gastrointestinales, para lo cual se requiere establecer límites permisibles en cuanto a

sus características bacteriológicas, físicas, organolépticas, químicas y radiactivas. De acuerdo a la Norma Oficial

Mexicana NOM 127 SSA1-1994 Salud Ambiental, establece los límites permisibles de calidad y los tratamientos de

potabilización del agua para uso y consumo humano, que deben cumplir los sistemas de abastecimiento públicos y

privados o cualquier persona física o moral que la distribuya, en todo el territorio nacional. (Secretaría de salud,

2000).

En el 2010, Veracruz ocupaba uno de los cinco primeros lugares como entidad federativa con muy alto número de

municipios en el índice y grado de marginación social (CONAGUA, 2012). Esto conlleva entre muchas otras cosas a

la falta de acceso al agua en diversas poblaciones de la entidad; Medellín de Bravo, que se divide en 12

congregaciones, 35 ejidos que en el 2010, el 29.3% de sus viviendas habitadas, no disponían de agua entubada.

Aunado a la falta de infraestructura de red de agua potable y saneamiento en las comunidades, los indicadores son

alarmantes originando preocupación del municipio.

3

Esto representa un alto costo para dotar de infraestructura y proporcionar los servicios básicos a los habitantes del

medio rural. De acuerdo al diagnóstico municipal 2006, la problemática ambiental del agua en el municipio se da por

las continuas descargas de aguas negras de las poblaciones, asentadas en los márgenes los ríos y por las aguas

residuales de los procesos industriales de los ingenios azucareros, plantas industriales localizadas en las ciudades

ubicadas en la parte alta de las cuencas de los ríos Cotaxtla y Jamapa. Las norias y pozos que se ubican en los suelos

arenosos del municipio de Medellín, y que se utilizan para la extracción de agua pueden contener residuos tóxicos

como nitratos a causa del uso excesivo de fertilizantes nitrogenados los cuales se lixivian y son arrastrados por las

corrientes subterráneas y depositados en los diferentes cuerpos de agua (Zorrilla, 2006).

En el Municipio de Medellín de Bravo, Veracruz, existen zonas sin acceso de agua potable debido a la carencia de

red de sistemas de potabilización y saneamiento como son las colonias: El Porvenir, Benito Juárez, Obrero,

Campesina, El Tejar, El Bosque entre otras. El volumen de potabilización que aporta SAS en la planta ubicada en la

localidad el Tejar, es de 250 litros por segundo abasteciendo solo en un 50% a dos municipio aledaños, el otro 50%

lo abastecen alrededor de 80 pozos profundos distribuidos en la zona del puerto de Veracruz. Por lo anterior se

plantea evaluar la calidad de agua en pozos artesanales ubicados en la localidad del Tejar, del Municipio de

Medellín de Bravo, Ver. Identificando mediante encuestas la población que no cuenta con servicios de agua potable

del sistema SAS en la comunidad el Tejar y llevar a cabo análisis fisicoquímicos y microbiológicos en muestras de

agua para determinar la calidad de agua en pozos artesanales de la región de Medellín de Bravo, Ver.

Metodología

El presente estudio incluyó a diez comunidades tomadas aleatoriamente de una población de 11,168 habitantes de la

localidad El Tejar en el municipio de Medellín de Bravo Ver. Se aplicaron 58 encuestas en diez colonias de la

localidad, recabando información sobre: número de integrantes del domicilio, servicios de agua potable, drenaje y

electrificación, fuentes principales de obtención de agua para consumo y uso diario, tipos de almacenamiento de

agua, enfermedades ocasionadas por el agua. Las muestras fueron colectadas en el mes de octubre mediante un

muestreo aleatorio en siete pozos artesanales, una muestra del agua del río Jamapa ubicado a orillas de la comunidad,

una muestra de la planta potabilizadora de SAS y una en agua de llave de casa habitación. Todas las muestras fueron

colectadas directamente de las fuentes dentro de contenedores químicamente limpios, secos y esterilizados siendo

transportados inmediatamente al laboratorio para su análisis.

Un análisis físico químico y bacteriológico para calidad de agua fue realizado en el laboratorio de Investigación en

Recursos Acuáticos (LIRA) del Instituto Tecnológico De Boca del Río (ITBOCA) conforme a las normas oficiales

NOM 127 SSA1-1994 para los siguientes parámetros: coliformes fecales, plaguicidas organoclorados y metales

pesados (plomo, cadmio, mercurio, zinc, cromo, cobre) así como parámetros de pH, sólidos disueltos, y sustancias

activas al azul de metileno.

Resultados

Tabla 1. Servicio de drenaje

Servicios de Drenaje Encuestas(n= 58) Porcentaje

Drenaje 8 14%

Fosa séptica 50 86%

Tabla 2. Servicios de Agua en la comunidad

Servicios de Agua Encuestas(n=58) Porcentaje

Pozo artesanal 13 22.4%

SAS 24 41.4%

Pozo artesanal y SAS 21 36.2%

4

Tabla 3. Concentración Promedio de indicadores de calidad de agua de pozos

Resultados Limite permisible (NOM 127)

Características Bacteriológicas

Coliformes Fecales NMP/100 ml 302 No detectable NMP/100 ml

Plaguicidas Organoclorados (ngL-1

) Limite Permisible (NOM 127) (ngL-1

)

Aldrin 0.15 0.03

Endosulfan 0.03 S.N

Dieldrin

Lindano

0.02

0.04

0.03

0.02

Metales pesados (mg L-1

) Limite Permisible (mg L-1

)

Plomo 0.06 0.025

Discusión

Los datos encontrados tienen relación con estudios sobre calidad de agua en pozos, ríos y agua potable los cuales han

mostrado la presencia de microorganismos y metales pesados por encima de los límites máximos permisibles

establecidos por la OMS poniendo en riesgo la salud las poblaciones siendo su única fuente de abasto principal de

agua; (Mile et al., 2012), (Raju y Ferdinand, 2012), (Kim et al., 2013). Niveles de plomo en agua del grifo, pozos

artesanales, pozos perforados y río en una comunidad del sureste de Nigeria mostró una concentración media de

plomo y desviación estándar de 0.13 ± 0.08, 1.04 ± 0.19, 0.78 ± 0.19 and 0.83 ± 0.22 mg/L, respectivamente

(Ignatius et al., 2012). La concentración de contaminantes en agua subterránea de pozos puede verse afectada por la

variación en los patrones estacionales de bombeo (verano o invierno) y/o la profundidad de los pozos (Bexfield y

Jurgens, 2014). Respecto a la presencia de coliformes fecales, tiene consistencia con lo encontrado en un estudio

comparativo de la calidad microbiológica en Karnataka India en agua de pozos de zona rural y urbana donde se

detectó en un 90 % de las muestras presencia de coliformes, considerando de importancia un monitoreo en la calidad

bacteriológica del agua y la realización de perfiles de resistencia a fármacos (Mukhopadhyay et al., 2012); así como

en Ananthanar India en un canal de abasto de agua donde se encontró presencia de coliformes fecales 12 to 180

MPN/100 ml y Escherichia coli en un rango de 6 to 161 MPN/100 ml (Raju y Ferdinand, 2012).

Conclusiones

Este representa el primer estudio realizado en el municipio de Medellín de Bravo Ver., sobre calidad de agua en

pozos artesanales, se contempla un posterior monitoreo en las diferentes estaciones del año para observar el

comportamiento de los contaminantes, considerando que es una zona altamente susceptible de inundaciones, se

plantea la necesidad de una mayor cobertura en las redes de los sistemas de agua potable y saneamiento a la

comunidad.

Los resultados del presente estudio muestran que la media de los niveles de plomo en mg/L de las muestras de pozo

de las diferentes colonias de la localidad el Tejar del municipio de Medellín de Bravo Ver. Exceden los niveles

establecidos por la EPA (Agencia de Protección al Ambiente) una concentración de (0.015 mg/L) (WHO, 2008).

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TICOS/MEDELL%CDN%20DIAGN%D3STICO.PDF.

1

EVALUACIÓN DE LA CALIDAD SANITARIA DEL AGUA EN LA PLAYA EL

COCHORIT, SONORA, MÉXICO

WATER QUALITY ASSESSMENT ON EL COCHORIT BEACH, SONORA, MÉXICO.

León López Claudia Esmeralda1*

Arreola Lizárraga José Alfredo1

Mendoza Salgado Renato Arturo1

García Hernández Jacqueline2

Abstract Recreational water quality programs worldwide restrict access to recreational waters based on the concentrations of

bacteria indicators of pollution. The objective of this study was to evaluate the water quality on the beach "El

Cochorit" before, during, and after of Easter Week 2014, for knowing the influence of users on the concentrations of

fecal indicator bacteria. Water samples were collected at 6 sites before, during, and after Easter Week, water

samples were analyzed using the technique defined chromogenic substrate using substrate Colilert ®

for coliforms

and EnterolertTM

for enterococci. The results showed that before of Easter Week sanitary water quality of the beach

was no risk to public health, but in the periods during and after of Easter Week the sanitary water quality on the

beach was not suitable for the development of activities primary contact recreation. These results expose the

importance of monitoring the water quality on the beach and to take health management decisions to prevent risks to

public health.

Key Words: fecal indicator bacteria, water quality, beach pollution.

1 Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste S.C. 2 Centro de Investigaciones de Alimentación y Desarrollo A.C.

* Autor corresponsal: Unidad Guaymas, Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste S.C., Km 2.3 Carretera a las Tinajas

Predio al Tular S/N código postal 85454. Guaymas, Sonora, México. Tel: (622) 22 1 22 37 Email: cleon@pg.cibnor.mx

2

Resumen

A nivel mundial los programas de calidad de agua recreativa restringen el acceso a aguas recreativas con base en las

concentraciones de bacterias indicadoras de contaminación. El objetivo de este estudio fue evaluar la calidad

sanitaria del agua de la playa “El Cochorit” antes, durante y después de Semana Santa 2014, para conocer la

influencia de los usuarios en las concentraciones de bacterias indicadoras de contaminación fecal. Se realizaron 3

campañas y en cada uno se tomaron muestras de agua en 6 sitios, las muestras de agua se analizaron mediante la

técnica de sustrato cromogénico definido, utilizando sustrato Colilert® para coliformes y Enterolert

TM para

enterococos. Los resultados mostraron que antes de semana santa la calidad sanitaria del agua de la playa no tuvo

riesgos a la salud pública, pero en los periodos durante y después de Semana Santa la calidad sanitaria del agua en la

playa resultó no apta para el desarrollo de actividades recreativas de contacto primario. Estos resultados exponen la

importancia de establecer un monitoreo de la calidad sanitaria de la playa y tomar decisiones de manejo sanitario

para prevenir riesgos a la salud pública.

Palabras clave: bacterias indicadoras fecales, calidad del agua, contaminación de playa.

Introducción

México cuenta con 259 playas recreativas con destinos turísticos (SEMARNAT, 2006). En la actualidad, el valor

más representativo de las playas es el de recreación debido a que genera empleos y divisas por turismo, pero las

consecuencias potenciales adversas asociadas a esta actividad económica, son disturbios, modificación de hábitat y

contaminación (Enríquez-Hernández, 2003). La afluencia de turistas nacionales e internacionales a las playas

recreativas de México se está incrementando y se requiere de la implementación de monitoreo ambiental que permita

conocer su condición para uso recreativo, así como para tomar decisiones correctas y en tiempo para evitar la pérdida

de los servicios que estos ecosistemas proporcionan.

La Organización Mundial para la Salud (OMS) ha desarrollado la guía: “directrices para ambientes seguros de aguas

recreativas” vol.1 Aguas costeras y dulces, en donde se incluyen una serie de documentos normativos, cuyo objetivo

es proporcionar las bases para el establecimiento de normas (OMS, 2003).

En México, el Programa de Playas Limpias implementado por la Comisión Nacional del Agua tiene la finalidad de

promover acciones orientadas a la protección y conservación de ecosistemas costeros y el cuidado de la salud pública

a través de la evaluación sanitaria de las playas del país. Actualmente el programa de playas limpias incluye

aproximadamente 237 playas, de 50 destinos turísticos, de los cuales 5 corresponden al estado de Sonora

(CONAGUA, 2011).

La evaluación de la calidad del agua en playas se realiza con base en indicadores bacterianos, los más usados

actualmente son coliformes totales, coliformes fecales (E. coli) y enterococos. Sin embargo, se reconoce que el

indicador más eficiente para determinar la calidad del agua de mar para uso recreativo de contacto primario son los

enterococos, debido a que resisten las condiciones del mar (salinidad y temperatura), además que están directamente

relacionados con enfermedades gastrointestinales, respiratorias, conjuntivitis y dermatitis, entre otras (COFEPRIS,

2013).

Estudios previos sobre calidad sanitaria del agua en playas y sus efectos en la salud pública de los usuarios, han

aportado evidencia de la problemática. Ibarluzea et al. (2007) realizaron un monitoreo de la calidad del agua para

bañistas en 15 playas de España con distintos grados de contaminación, donde evaluaron la relación entre los

indicadores bacterianos y virales; Pinto et al. (2012) estudiaron tres playas de la Bahía Baixada Santista (South

Coast) en Sao Paulo Brasil, y observaron niveles de bacterias indicadoras fecales comúnmente asociados con

enfermedades diarreicas, así como otros microorganismos responsables de las infecciones de la piel y membranas

mucosas; Mangala et al. (2013) en la playa Teluk Kemang de Malaysia determinaron la concentración de coliformes

totales y E. coli para relacionarlos con los parámetros fisicoquímicos, incorporando también los síntomas de salud

percibidas entre los visitantes de las playas. En el contexto nacional Silva-Iñiguez et al. (2007) evaluaron el impacto

de la actividad turística en la calidad bacteriológica del agua de mar en la playa Boquita de Miramar, Manzanillo,

3

Colima; Silva-Iñiguez et al. (2013) evaluaron la calidad estética, bacteriológica y atributos biofísicos de las 6 playas

más importantes de Manzanillo, Colima; Flores-Mejía et al. (2012) evaluaron la calidad bacteriológica en playas de

uso recreativo de Acapulco, Guerrero.

En la playa El Cochorit, Sonora, este es el primer estudio orientado a evaluar la calidad sanitaria del agua. Esta playa

no recibe vertimientos de aguas residuales urbanas y las escorrentías por lluvias ocurren principalmente en verano

de julio a octubre (Vega-Granillo et al. 2011), así que durante el periodo vacacional de Semana Santa (abril) estas

fuentes potenciales de contaminación bacteriana están ausentes. En este sentido, la hipótesis de trabajo es que el

incremento de la afluencia de usuarios a la playa durante el periodo vacacional de Semana Santa, tiene efectos sobre

la calidad sanitaria del agua que se manifiesta con incrementos de bacterias Coliformes Totales, Coliformes Fecales

y Enterococos, en niveles de riesgo a la salud pública.

La playa "El Cochorit" en el municipio de Empalme, Sonora, no está incorporada en el programa de playas limpias,

sin embargo a esta playa acuden usuarios locales y nacionales que en el periodo vacacional de Semana Santa se

estiman en ~ 10,000 personas. Es con base en lo anterior que este estudio planteó evaluar la calidad sanitaria del agua

en esta playa en tres periodos: antes, durante y después de Semana Santa 2014 (periodo de máxima afluencia de

usuarios), para conocer la influencia de los usuarios sobre la calidad sanitaria del agua en la playa.

Metodología

Área de estudio

La playa El Cochorit está ubicada en el municipio de Empalme, Sonora, en la costa este central del Golfo de

California con una longitud aproximada de 3.5 km (Figura 1). En esta región el clima es del tipo BW(h’): muy seco,

muy cálido y cálido (García, 1988). En el área de estudio el promedio histórico de precipitación es de 230 mm

anuales; el mes más lluvioso es agosto (~67 mm en promedio) y el más seco es mayo (~ 1 mm en promedio) (Vega-

Granillo et al. 2011).

Figura 1. Área de estudio playa ”el cochorit”.

4

Trabajo de campo

El muestreo consistió en 3 campañas de muestreo que se realizaron antes, durante y después de Semana Santa 2014,

en cada campaña se recolectaron 6 muestras de agua para determinar la concentración de enterococos y otras 6 para

determinar la concentración de coliformes. Los muestreos se realizaron siguiendo los criterios de COFEPRIS (2013).

Por otro lado, en cada sitio de muestreo se registró la temperatura, salinidad, oxígeno disuelto y pH del agua con una

sonda multiparamétrica YSI modelo 556 MPS.

Las muestras de agua se recolectaron en frascos estériles de 100 ml, y posteriormente se transportaron en hielo para

mantenerlas a 4°C hasta su análisis en el laboratorio de Calidad del Agua del Centro de Investigaciones Biológicas

del Noroeste S.C.

Adicionalmente, durante los periodos de muestreo se contabilizaron el número de personas que estaban en la playa

tanto en el agua como en la arena.

Trabajo de laboratorio

Las muestras se analizaron utilizando el método de sustrato cromogénico definido Colilert® y Enterolert

TM patentada

por IDEXX y aprobada por la NMX-AA-120-SCFI-2006 que establece los requisitos y especificaciones de

sustentabilidad de calidad de playas. A los 100 ml de muestra se les agregó el contenido de un paquete Colilert® para

coliformes totales y fecales y EnterolertTM

para enterococos, se tapó y se agitó, posteriormente se vertió la mezcla de

muestra/reactivo a una charola Quianti-Tray/ 2000 y se selló en una selladora Quanti-Tray de IDEXX. La charola

con la muestra se colocó a incubación de 35±0.5°C para coliformes y a 41±0.5°C para enterococos durante 24 horas,

los resultados fueron leídos con el cuadro de interpretación de resultados (tabla 1), con la cuenta del número de

pocillos se determinó el NMP/100 ml.

Tabla 1. Criterios para interpretar los resultados de la concentración de bacterias coliformes y enterococos.

Apariencia Resultado

Menos amarillo que el comparador Negativo para colifomes totales y E. Coli

Amarillo igual o mayor que el comparados Positivo para coliformes totales

Amarillo y fluorescencia iguales o mayores que los

del comparador

Positivo para E. coli

Ausencia de fluorescencia Negativo para enterococos

Fluorescencia azul Positivo para enterococos

Trabajo de gabinete

La evaluación de la calidad sanitaria se realizó con base en las concentraciones de bacterias en agua, utilizando como

referencia el criterio establecido por la Secretaria de Salud (Tabla 2).

Tabla 2. Criterio para clasificar la calidad sanitaria de playas para uso recreativo (COFEPRIS 2013).

NMP Enterococos 100 ml-1

Clasificación de la playa

De 0 a 200 Apta para uso recreativo

> 200 No apta para uso recreativo

Los datos de calidad de agua en los diferentes sitos se compararon mediante un análisis de varianza no paramétrico

(ANOVA) con una significancia de p<0.05, y los resultados se presentan mediante gráficos de cajas y bigotes. Se

utilizó el paquete estadístico STATGRAPHICS Plus 4.1

5

Resultados

Parámetros fisicoquímicos

En la tabla 3 se presentan los valores máximos y mínimos, así como el promedio y la desviación estándar de los

parámetros fisicoquímicos del agua observados en el periodo de estudio. Los valores de temperatura se

incrementaron progresivamente en las 3 condiciones, con registros promedio de 21 °C (antes de semana santa), 23

°C (durante) y 25 °C (después). Los valores de salinidad tuvieron escasa variabilidad ~ 36 - 37 ups en las tres

condiciones estudiadas. Los valores de oxígeno disuelto disminuyeron progresivamente en las 3 condiciones, con

registros promedio de 7.3 mg L-1

(antes de semana santa), 7.2 mg L-1

(durante) y 6.6 mg L-1

(después). Los valores

de pH tuvieron escasa variación 8.3 -8.4 en las tres condiciones estudiadas.

Tabla 3. Valores de parámetros fisicoquímicos del agua antes, durante y después de semana santa 2014.

Parámetros Antes (02/04/2014) Durante (17/04/2014) Después (13/05/2014)

máx-mín promedio DE máx-mín promedio DE máx-mín promedio DS

Temperatura

(°C)

21.1-21.6 21.4 0.2 23-23.2 23.1 0.1 25.2-26.0 25.7 0.3

Salinidad

(UPS)

35.5-36.5 36.1 0.3 34.6-36.2 35.7 0.7 37.4-37.5 37.5 0.04

Oxígeno

disuelto (mg

L-1)

7.2-7.5 7.3 0.1 7.1-7.3 7.2 0.1 6.4-7.3 6.6 0.4

pH 8.2-8.3 8.3 0.03 8.3-8.4 8.4 0.03 8.3-8.4 8.3 0.03

Coliformes totales

Antes de Semana Santa se observaron los concentraciones más bajas de coliformes totales (< 100 NMP/100 ml) sin

riesgo para la salud pública. Durante Semana Santa la mayoría de los datos fueron > 200 NMP/100 ml con un

promedio de 450 NMP/100 ml y esto representó riesgos a la salud pública. Después de semana santa la

concentración de coliformes totales fue < 200 NMP/100 ml con un promedio de 100 NMP/100 ml, excepto por un

valor máximo de 800 NMP/100 ml (Figura 2a).

Coliformes fecales

Antes de Semana Santa se observaron los concentraciones más bajas de coliformes fecales (< 5 NMP/100 ml) sin

riesgo para la salud pública. Durante Semana Santa las concentraciones se incrementaron con un promedio de 20

NMP/100 ml. Después de semana santa la concentración de coliformes fecales fue < 20 NMP/100 ml. En ninguno de

los periodo estudiados las concentraciones de coliformes fecales excedieron el límite de riesgo para la salud (Figura

2b).

Enterococos

Antes de Semana Santa se observaron los concentraciones más bajas de enterococos (< 200 NMP/100 ml) sin riesgo

para la salud pública. Durante Semana Santa las concentraciones de enterococos se incrementaron hasta 2,400

NMP/100 ml, indicando condiciones de riesgo para la salud pública. Después de semana santa las concentraciones de

enterococos tuvieron un intervalo de 700 – 2,400 NMP/100 ml con promedio de 1,400 NMP/100 ml, indicando

condiciones de riesgo para la salud pública (Figura 2c).

El número de personas observadas en la playa El Cochorit antes de semana Santa fue de 20; durante 3412 personas y

después 15 personas.

6

Figura 2. Concentración de a) coliformes totales, b) fecales y c) enterococos, antes durante y después de semana

santa 2014. Nota: la línea roja en 200 NMP/100ml representa el límite de riesgo para la salud.

7

Discusión

En la playa El Cochorit, las concentraciones de coliformes totales, coliformes fecales y enterococos tuvieron una

variabilidad con el mismo patrón que se caracterizó por tener menores concentraciones antes de Semana Santa,

mayores concentraciones durante Semana Santa y disminución de concentraciones después de Semana Santa. Antes

de Semana Santa las concentraciones de coliformes totales, coliformes fecales y enterococos no representaron

riesgos a la salud pública, pero durante y después de semana Santa las concentraciones de coliformes totales y

enterococos indicaron que la calidad sanitaria del agua de la playa tiene riesgos para la salud pública debido a que

con estas concentraciones no es apta para uso recreativo de contacto primario según lo establecido por la Secretaria

de Salud (COFEPRIS, 2013). El hecho de que durante y después de Semana Santa se presente una pérdida de calidad

sanitaria del agua se atribuye a la influencia del incremento de usuarios en este periodo vacacional que fue estimado

en 3412 personas el día del muestreo (Total durante semana santa 26,792 personas en 4 días, con base en

información del H. Ayuntamiento de Empalme, Sonora) y la insuficiente infraestructura sanitaria en la playa. La

persistencia de la contaminación bacteriana por enterococos fecales se explica porque estas bacterias sobreviven más

tiempo en el agua de mar y pueden crecer en 6.5 % de cloruro de sodio, pH de 9.6 y entre 10 y 45°C (Hanes y

Fragala, 1967; Vergaray et al., 2011;COFEPRIS, 2013)

Estos resultados coinciden con los observado por Silva-Iñiguez et al. (2007), quienes también durante Semana Santa

observaron un incremento de enterococos con riesgos a la salud pública en la Playa Boquita de Miramar, Colima.

Asimismo, Flores-Mejía et al. (2012), observaron que en el periodo vacacional de verano también se incrementó la

concentración de enterococos con riesgo a la salud pública en 3 playas de Acapulco, Gro.

La evidencia aportada en este estudio y la coincidencia con estudios previos sobre la influencia del incremento de

usuarios de las playas en periodos vacacionales indica la necesidad de establecer monitoreo e investigaciones de

largo plazo que ayuden a tomar decisiones de manejo en evitar riesgos a la salud pública en las playas recreativas de

México.

Conclusiones

Antes del periodo vacacional de Semana Santa, el agua de la playa El Cochorit presenta condiciones sanitarias aptas

para el uso recreativo de contacto primario. Durante el periodo vacacional de Semana Santa, la afluencia de personas

afecta la calidad del agua, incrementando el NMP/100 ml de coliformes y enterococos, al grado de riesgo para la

salud pública. Después de un mes del periodo vacacional de Semana Santa, el agua de la playa El Cochorit, aún

permanece en condiciones no aptas para el uso recreativo de contacto primario. Los enterococos representan mejor el

grado de contaminación microbiológica del agua que los coliformes.

Agradecimientos Claudia Esmeralda León López agradece al CONACyT la beca otorgada para realizar estudios

de maestría. Se agradece a María del Refugio López Tapia, Andrés Hernández Ibarra y Gisela

García Morales su apoyo en el trabajo de campo y en el análisis de muestras en laboratorio. El

estudio fue realizado con financiamiento del proyecto Ecología y Manejo de Lagunas Costeras

del Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste S. C.

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8

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1

OCORRÊNCIA DO HERBICIDA DIURON EM ÁREA DE ATIVIDADE

SUCROALCOOLEIRA NA BACIA DO RIO BOTAFOGO, LITORAL NORTE DE

PERNAMBUCO

OCCURRENCE OF HERBICIDE DIURON IN BOTAFOGO RIVER PERNAMBUCO-BRAZIL IN A SUGARCANE ACTIVITY AREA

Hélio Oliveira dos Santos Rodrigues11

Elizabeth Amaral Pastich22

Eden Cavalcanti de Albuquerque Junior1

Abstract In the last twenty years the Brazil showed a significant increase in the average yield of cane sugar. In the State of

Pernambuco, one of the major economic activities still remains the cultivation of sugar cane that has a lot of hand

crafted work. The producers of cane sugar, seeking greater productivity, use pesticides to control pests in crops.

Diuron is a herbicide of large use in controlling weeds in the sugar cane. The present study aimed to analyze the

diuron contamination in the water bodies of Catucá, Pilão and Botafogo rivers. To collect water and sediment nine

sampling stations were established along the creek Catucá and pestle and Botafogo Rivers. The pesticide was

detected throughout the length of the water body and has considerable toxicity to aquatic organisms. Total levels of

herbicides in water in some sampling points are outside the limits set by European legislation, including being

quantified almost 30 times higher than the limit established by the portability that characterized the contamination to

the water body under study.

KeyWords: pesticides, sediment, surface water

1 Instituto de Tecnologia de Pernambuco (ITEP-OS)/ Mestrado em Tecnologia Ambiental do ITEP 2 * Av. Prof Luiz Freire, 700. Cidade Universitária, Cep: 50.740-540, Recife – PE, Brazil. Autor-correspondente:

Elizabeth.pastich@itep.br

2

Resumo Nos últimos vinte anos o Brasil apresentou uma significativa elevação na produtividade média de cana-de-açúcar. No

Estado de Pernambuco, uma das grandes atividades econômicas ainda continua sendo o cultivo da cana de açúcar

que conta com uma grande quantidade de mão de obra artesanal. Os produtores de cana-de-açúcar, visando uma

maior produtividade, utilizam defensivos agrícolas para o controle de pragas nos cultivos. O diuron é um dos

herbicidas de maior utilização no controle de plantas daninhas na cultura da cana-de-açúcar. O presente estudo teve

como objetivo principal, analisar o aporte de diuron nos corpos hídricos do riacho Catucá e rios Pilão e Botafogo em

Pernambuco. Para a coleta de água e sedimento, foram definidas nove estações de coleta ao longo do riacho Catucá e

rios Pilão e Botafogo. O agrotóxico foi detectado em toda a extensão do corpo hídrico e possui considerável

toxicidade para organismos aquáticos. Níveis totais de herbicidas na água em alguns pontos de amostragem estão fora

dos limites estabelecidos pela legislação Européia, sendo inclusive quantificados quase 30 vezes mais alto do que o

estabelecido pelo limite de portabilidade, o que caracterizada para a contaminação do corpo hídrico em estudo.

Palavras-chaves: agrotóxicos, sedimento, águas superficiais

Introdução

Nos últimos vinte anos o Brasil apresentou uma significativa elevação na produtividade média de cana-de-açúcar, de

44.000 para 67.000 kg.ha-1

. Essa expansão foi observada principalmente em estados brasileiros do sudeste e

nordeste, e em regiões de solo fértil e climas favoráveis (Takeshi, 2008). O Estado de São Paulo, o maior produtor

brasileiro, apresenta produtividade média de 78000 kg.ha-1

e possui diversas unidades produtoras que ultrapassaram

a marca dos 90.000 kg.ha-1

(Macedo, 2008). Pernambuco é o 7° maior produtor brasileiro (CONAB, 2011).

Em 2009, o consumo brasileiro de agrotóxicos foi de 3,6 kg.L-1

. Dentre os quais, os herbicidas respondem por mais de

50% do consumo. A utilização desses compostos é preocupante devido aos possíveis danos que podem ocasionar a

biota aquática. Aparentemente, o uso de compostos com longo período de degradação está aumentando em muitos

países. Muitos desses compostos podem sofrer degradação a formas mais tóxicas dentro de poucos dias de uso (Boyd,

2000).

No Estado de Pernambuco, uma das grandes atividades econômicas ainda continua sendo o cultivo da cana de açúcar

que conta com uma grande quantidade de mão de obra artesanal. O cultivo intensivo dessa monocultura no litoral

norte e sul do Estado de Pernambuco tem ampliado nos últimos anos em resposta à procura crescente do mercado

mundial. Os produtores de cana-de-açúcar, visando uma maior produtividade, utilizam defensivos agrícolas para o

controle de pragas nos cultivos, são utilizados ainda, produtos químicos além de outras substâncias, com o objetivo

demelhorar a qualidade do solo (Boyd, 1995a). O diuron [3-(3,4-diclorofenil)-1,1-dimetiluréia] é um dos herbicidas

de maior utilização no controle de plantas daninhas na cultura da cana-de-açúcar.

Neste contexto, a bacia do Botafogo, localizada no litoral norte de Pernambuco, estende-se por cerca de 480 km2 e

ocupa uma parcela expressiva dos municípios de Araçoiaba, Itaquitinga, Abreu e Lima, Itapissuma e Igarassu.

Localiza-se nessa bacia o único reservatório do Litoral Norte do Estado, o qual é integrado ao sistema de

abastecimento da Região Metropolitana do Recife – a Barragem do Botafogo – com capacidade para armazenar 27,5

× 106 m

3 de água.

A atividade agrícola de maior potencial poluidor dos recursos naturais nessa área é a cana-de-açúcar. Agrotóxicos e

fertilizantes aumentam a produtividade da agricultura, mas também podem ocasionar danos ao meio ambiente e a

saúde da população. Diversos trabalhos foram desenvolvidos na bacia do Botafogo considerado diversos aspectos

hidrobiológicos do rio (Ferreira, 2008).

Neste sentido, o presente estudo teve como objetivo principal, analisar o aporte de diuron nos corpos hídricos do

riacho Catucá e rios Pilão e Botafogo, no intuito de contribuir para futuras revisões nas principais portarias e

resoluções que tratam da qualidade ambiental da água no Brasil como, Portaria no 2914/MS/2011 e Resoluções

CONAMA 430/2011 e CONAMA 344/2004, já que em sua maioria os herbicidas não são contemplados.

3

Metodologia

Área de estudo

O rio Botafogo é formado pela confluência de diversos rios e em sua jusante estão localizados grandes

empreendimentos sucroalcooleiros, que são grandes referências na produção de cana-de-açúcar da região. Ao todo, o

corpo hídrico formado pelo riacho Catucá e rios Pilão e Botafogo percorre aproximadamente 50 km até o canal de

Santa Cruz, onde se localiza o estuário do respectivo rio (CPRH, 2009). O rio segue seu curso para sudeste da

nascente até a Barragem do Botafogo atravessando principalmente terrenos do Embasamento Cristalino.

Amostragem e coleta de água e sedimento

Para a coleta de água e sedimento, foram definidas nove estações de coleta ao longo do riacho Catucá e rios Pilão e

Botafogo, desde a jusante do reservatório de Botafogo até a foz do rio no canal de Santa Cruz, em uma extensão de

cerca de 50 km. Os pontos foram georreferenciados com auxilio de um GPS (Garmin – Etrex H) (Tabela 1),

receberam a denominação de pontos A a I, conforme apresentado na Tabela 1. Todas as coletas foram realizadas em

período de baixa-mar, nos períodos de 10/12/2010, 07/01/2011, 21/04/2011, 09/06/2011. As amostras de água

superficial do riacho Catucá e rios Pilão e Botafogo foram coletadas em nove pontos a uma profundidade superficial

de 10 cm da lamina d’água. Para a coleta de sedimento, foram selecionados oito pontos dentre os nove pontos

estabelecidos para amostragem de água devido à falta de acesso em um dos pontos. O ponto H não possuía condições

adequadas para o procedimento, devido à falta de equipamentos disponíveis. Assim, 8 (oito) amostras de sedimento

foram então coletadas nas margens do rio (direita/esquerda devido ao acesso) com o auxilio de um coletor de Van

Veen.

Tabela 1. Coordenadas geográficas das estações de coleta

Pontos de coleta (S) (W)

Pontos de

coleta (S) (W)

PA 07° 43’ 08,6’’ 034° 53’ 55,3’’ PF 07° 46’ 34,5’’ 034° 57’ 29,8’’

PB 07° 43’ 37,5’’ 034° 54’ 25,7’’ PG 07° 46’ 34,6’’ 034° 57’ 29,9’’

PC 07° 43’ 39,9’’ 034° 54’ 26,2’’ PH 07° 47’ 55,4’’ 034° 59’ 33,6’’

PD 07° 44’ 06,9’’ 034° 55’ 05,9’’ PI 07° 49’ 27,4’’ 035° 02’ 57,0’’

PE 07° 45’ 25,0’’ 034° 56’ 08,9’’ - - -

Fonte: GPS (Garmin – Etrex H), 2011

Durante a coleta, as amostras de sedimento foram colocadas em isopor com gelo até sua chegada ao laboratório,

onde foram espalhadas e acondicionadas em bandejas plásticas e colocadas para secar ao sol a temperatura ambiente.

Após a secagem, por cerca de 3 dias, o sedimento foi preparado para análise.

Extração de agrotóxicos em sedimento

A extração de agrotóxicos em sedimento foi procedida por meio da técnica de Extração Acelerada por Solvente (do

inglês: Accelerated Extraction Solvent). Nesse processo, a extração de sedimentos ocorre às temperaturas entre100 a

200 °C e às pressões entre 1500 e 2000 bar. Para 10 g de cada amostra de sedimento, destorroado e seco, foram

adicionados 5 g de florizil grau analítico (Sigma-Aldrich, EUA) a fim de permitir a purificação e dispersão da

amostra.

A amostra foi misturada e transferida para uma célula extratora do ASE de 100 ml de volume, previamente

descontaminada comhexano e diclorometano. A base inferior da célula foi lacrada e nela colocada um filtro de

celulose. Após a transferência da amostra para a célula, foram adicionados 2mL de solução de Clorpirifós Metil (±

0,7µg/mL) + Propoxur (±0,7µg/mL), além uma quantidade suficiente de florizil, a qual foi adicionada no topo da

célula para preenchimento do vazio existente.

4

A extração ASE foi realizada em um ASE 300 da Dionex com diclorometano/acetona/hexano (30:30:40%, v/v)

como solventes de extração a uma temperatura de 100 °C e pressão de 1500 psi. 2mL (dois) do extrato foi reduzido

em volume usando um Turbovap®(Caliper, Perkin Elmer, EUA).Para o resíduo, após evaporação, foi adicionado

1mL de metanol grau CLAE e transferido para um vial de 1,5 mL com tampa rosqueável. Esse recipiente foi

encaminhado para o cromatógrafo (LC-MS/MS) para análise dos agrotóxicos.

Extração de agrotóxicos em água

O método de referência aplicado nessa etapa foi baseado no método da Agência Ambiental Americana (EPA 525.2),

com modificações do procedimento para adequar o mesmo a rotina do laboratório e a técnica de LC-MS/MS. Da

mesma forma que o sedimento, para avaliar a precisão do método, amostras em triplicata de água fortificadas com

uma mistura de herbicidas a uma concentração de 0,01 mg.L-1

também foi analisada, tendo sua recuperação avaliada

em dias diferentes. No anexo C existe o quadro 10, onde está presente a recuperação do adicionado para a matriz

água.

Análise Cromatográfica: LC-MS/MS

Para análise dos níveis de herbicidas na água e sedimento foi utilizado um cromatógrafo líquido com espectrômetro

de massas acoplado (Waters®, séries Allience HTe QuattroPremier, respectivamente). As soluções analíticas de

herbicidas (padrões e amostras reais) foram percolados em uma coluna Alltima C18 (5μm, 150 × 3,2 mm) sob um

fluxo de 0,3 mL.min-1

de fase móvel constituída de formato de amônio de 5mmol.L-1

em água ultrapura (18,2 -1

) (Fase móvel A) e Metanol Grau HPLC (Fase móvel B) (Silva, 2011). Possui perfil gradiente entre 0 e 35

minutos com um tempo de 5 minutos entre as amostras injetadas. Cada amostra teve 5uL injetado numa voltagem do

capilar de 1,00 kV, sendo a temperatura da fonte de 110°C, pressão de gás de colisão (AR) = + 3,50 x 10-3

mbar e

fotomultiplicador de 650V (Silva, 2011).

Resultados e discussões

O diuron [3-(3,4-diclorofenil)-1,1-dimetiluréia] é um dos herbicidas de maior utilização no controle de plantas

daninhas na cultura da cana-de-açúcar. Pertencente ao grupo químico das feniluréias, esse herbicida atua na inibição

da fotossíntese pelo bloqueio da produção de oxigênio (Wessels and Van Der Veen, 1956), resultando finalmente em

uma interrupção na transferência de elétrons ao nível do fotossistema II. O diuron apresenta alta persistência e

adsorção ao solo, podendo contaminar solos agrícolas e o ambiente urbano.

No perímetro amostrado, em uma faixa de cerca de 50 km da jusante do reservatório do Botafogo até as

proximidades da foz do rio, no canal de Santa Cruz, foi observada em praticamente todas as amostras de água

superficial e sedimento, a presença do herbicida diuron, em concentrações que variaram no espaço (por ponto

amostrado) e tempo (período de dezembro/2010, janeiro/2011, abril/2011 e junho/2011) (Figuras 1a e b).

Devido à ausência de uma legislação brasileira que preconize os limites para agrotóxicos encontrados em água bruta,

já que a resolução CONAMA 357/2005 não contempla os agrotóxicos encontrados nesse estudo, foi tomado como

base para discussão, os limites estabelecidos para agrotóxicos em água destinada para consumo humano,

preconizados pela União Europeia (DIRECTIVA 98/83/CE, 1998) e pela portaria MS Nº 2914/2011 (BRASIL,

2011). Essa última limita-se a estabelecer apenas a concentração máxima de Diuron em 90 g.L-1

, excluindo-se os

demais agrotóxicos encontrados.

Assim, analisando-se os resultados obtidos para a ocorrência de diuron nas amostras de água e inferindo os mesmos

sobre os limites estabelecidos pela União Europeia (DIRECTIVA 98/83/CE, 1998), para esse composto, cuja sua

concentração em água para consumo humano é limitada a 0,1 g.L-1

, é prudente afirmar, que na primeira campanha

(Dez./2010), os pontos E, F e G apresentaram níveis de Diuron acima do limite estabelecidos pela referida legislação.

Dentre esses, destacam-se os pontos E e F, cujas concentrações de Diuron apresentaram-se de 6 a 25 vezes mais altas

do que o estabelecido pela referida diretiva.

5

Na segunda campanha (Jan./2011), em média, a concentração de Diuron apesar de mostrar-se acima do estabelecido

pela Diretiva 98/83/CE, (0,27 ± 0,18) g.L-1

, já apresentou um comportamento no decaimento de sua concentração,

quando comparado a primeira campanha que foi de cerca de 0,4 g.L-1

. Esse comportamento foi evidenciado nas

campanhas seguintes, Abr/2011 e Mai/2011, quando foram observadas concentrações médias desse composto da

ordem de 0,08 e 0,05 g.L-1

,respectivamente.

O fato dos níveis de diuron se encontrarem mais elevados nas duas primeiras campanhas pode ser explicado pelo

início do período de plantio da cana-de-açucar, coincidindo com o período de aplicação desse composto (pré-

emergente). Santiago e Rossetto (2012) afirmam que a época do plantio de cana-de-açúcar também pode influenciar

na diminuição das ervas daninhas. A cana-de-açúcar sendo plantada entre os meses de dezembro e março, a planta

inicia o crescimento nos meados da seca até inicio do inverno (onde o desenvolvimento desacelera).

No Brasil a Portaria MS N° 2914/11 é a única que estabelece limite máximo permitido para o herbicida Diuron em

água para consumo humano, nenhuma outra legislação brasileira faz menção ao composto, entretanto, os valores

detectados se encontram dentro dos limites máximos estabelecidos pela referida portaria, ou seja, abaixo de 90 µg.L-

1.

Malatoet al. (2002) relatam que esse herbicida é considerado uma substância perigosa e prioritária pela Comissão

Européia. Em contato com a pele ou olhos o diuron tem causa de irritabilidade. Segundo Giacomazzi e Cochet

(2004), o diuron apresenta uma pequena toxicidade para mamíferos, sendo principalmente teratogênico em altas

dosagens em camundongos. A sua toxicidade para os mamíferos de pequeno porte e para a maioria dos invertebrados

é pequena, entretanto para certos organismos como os crustáceos, são afetados por concentrações muito baixas

(Schuytema; Nebeker, 1998). Possui volatilidade muito baixa em torno de 2,3 x 10-9

mmHg, tem uma meia vida em

solo sob condições aeróbicas entre 102 e 134 dias e meia vida em água de 43 dias, solubilidade em água a um pH 7 é

baixa, de aproximadamente 42 mg.L-1

, e um coeficiente de partição (Log kow) no valor de 2,84, características

(Lavorentti; Lanças, 2003).

Dez-2010 Jan-2011 Abr-2011 Jun-2011

Campanhas (mês-ano)

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

2,6

Concentr

ação D

iuro

n, g.L

-1

Ponto A

Ponto B

Ponto C

Ponto D

Ponto E

Ponto F

Ponto G

Ponto H

Ponto I

Dez-2010 Jan-2011 Abr-2011 Jun-2011

Campanhas (mês-ano)

0,000

0,005

0,010

0,015

0,020

0,025

0,030

0,035

0,040

0,045

Co

nce

ntr

açã

o d

e D

iuro

n e

m s

ed

ime

nto

,

g.L

-1

Ponto A

Ponto B

Ponto C

Ponto D

Ponto E

Ponto F

Ponto G

Ponto H

Ponto I

(a) (b)

Figura 1- Concentração de Diuron na água (a) e (b) no sedimento.

Trata-se de um herbicida que, dependendo das condições do local onde foi inserido, pode ter longa persistência,

podendo ser encontrado em acúmulo no sedimento ou coluna d’água (Okamura et al., 2003). Sua degradação na

6

maioria das vezes ocorre pelo processo da biodegradação por uma série de micro-organismos, resultando nos

metabólitos, 3,4-diclorofenilurea, 3,4-diclorometilfenilurea e 3,4-dicloroanilina, (GIacomazzi; Cochet, 2004). No

tocante a matriz sedimento, o diuron assim como os outros os herbicidas identificados neste trabalho não estão

contemplados apenas na Resolução CONAMA 344 (2004), estes ainda não são referenciados em outras legislações

como US-EPA (2008), OMS e Canadá/SedimentQuality – (2002). Analisando os resultados obtidos naslises de

sedimento é possível evidenciar que o composto diuron não está presente apenas nos pontos A e E em todas as

campanhas, no ponto C da primeira campanha e no ponto H onde não se dispunha de material adequado para coleta.

Em todos os outros pontos dentre todas as coletas o mesmo é evidenciado numa média de 0,008 mg.kg-1

.

O fato dos níveis de diuron se encontrarem mais constantes nas análises realizadas no sedimento pode ser explicado

pelo fato dessecompostono sedimento ter uma mobilidade menor, como afirma Marques (2005). O autor, em seu

estudo na bacia hidrográfica do Rio Ribeira de Iguape, em São Paulo-Brasil,verificou a persistência dos agrotóxicos

nos corpos hídricos, também estudou o impacto da utilização de agrotóxicos na região. Em suas pesquisas observou

que alguns agrotóxicos que tem alta mobilidade em água e sedimento que podem acarretar numa maior dispersão dos

compostos perigosos.

Conclusões

Na bacia do Botafogo, a agricultura é o principal fator impactante na qualidade da água, isso porque, mesmo em áreas

mais afastadas das plantações foi observada a presença do agrotóxico diuron na água e no sedimento. Este composto é

comumente utilizado em culturas de cana-de-açúcar.

O agrotóxico foi detectado em toda a extensão do corpo hídrico e possui considerável toxicidade para organismos

aquáticos. Níveis totais de herbicidas na água em alguns pontos de amostragem estão fora dos limites estabelecidos

pela legislação Europeia, sendo inclusive quantificados quase 30 vezes mais alto do que o estabelecido pelo limite de

portabilidade, o que caracterizada para a comunidade europeia a contaminação do corpo hídrico em estudo.

Os níveis detectados nas estações de coleta estão de acordo com o permitido pela legislação brasileira, entretanto, não

significa que o ambiente não esteja sendo impactado pela presença desses agrotóxicos. São necessárias ainda

avaliações voltadas para fauna e flora da Bacia do uma vez que na mesma possui o único reservatório do Litoral Norte

do Estado, integrado ao sistema de abastecimento da Região Metropolitana do Recife-PE.

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1

CONDICIÓN AMBIENTAL DE LA LAGUNA COSTERA EL TÓBARI, SONORA,

MÉXICO

ENVIRONMENTAL CONDITION OF EL TÓBARI COASTAL LAGOON, SONORA, MEXICO

Ruiz Ruiz Thelma Michelle1*

Arreola Lizárraga José Alfredo1

Mendoza Salgado Renato Arturo2

Abstract Coastal lagoons are key ecosystems from ecologically and economically perspective to Mexico. However,

wastewater discharges from urban areas and coastal farming areas are the major vector of deterioration of both

water quality and its ability to provide ecosystem services. The aim of this study is to assess the environmental

condition of El Tóbari coastal lagoon, Sonora, Mexico. In this lagoon, the temperature, salinity and dissolved

oxygen in the water were recorded in situ and water samples were taken to determine nitrite, nitrate, ammonium and

orthophosphate in laboratory, during an annual cycle. The environmental condition was assessment by Arid Zone

Coastal Water Quality Index (AZCI, ICAC©). The index showed that the lagoon El Tóbari is prone to poor water

quality in winter and spring, but improves in summer and autumn. Moreover, the AZCI index was sensitive to spatial

and temporal variation of water quality.

Key words: Coastal lagoon, environmental indicators, environmental management, water quality index.

1 Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste S.C. Unidad Sonora, Campus Guaymas. 2 Centro De Investigaciones Biológicas del Noroeste S.C. La Paz, B.C.S.

* Estudiante de posgrado, Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste S.C. Unidad Sonora, Campus Guaymas. Km. 2.35

Camino al Tular, Estero de Bacochibampo, Las Tinajas, Guaymas, Sonora. CP. 85454. México Tel: (52) (622) 221-2237 Fax:(52)

(622) 221-2238. Email: tmruiz2@gmail.com

2

Resumen

Las lagunas costeras son ecosistemas claves desde el punto de vista ecológico y económico para México. Sin

embargo, las descargas de agua residual de las áreas urbanas y zonas agrícolas costeras son el mayor vector de

deterioro tanto de su calidad del agua como de su capacidad de proveer servicios ecosistémicos. El objetivo de este

estudio es evaluar la condición ambiental de la laguna costera El Tóbari, Sonora, México. En esta laguna, se

registraron in situ temperatura, salinidad y oxígeno disuelto del agua y se tomaron muestras de agua para determinar

nitritos, nitratos, amonio y ortofosfato en laboratorio, durante un ciclo anual. La condición ambiental fue evaluada

mediante el Índice de Calidad Ambiental Costero (ICAC©), el cual se basa en concentraciones de nutrientes (nitritos,

nitratos, amonio y ortofosfatos). El índice ICAC mostró que la laguna El Tóbari tiene tendencia a la mala calidad

ambiental en invierno y primavera, pero mejora en verano y otoño. Además, se observó que el índice ICAC fue

sensible a la variación espacial y temporal de la calidad del agua.

Palabras clave: Indicadores ambientales, índice de calidad del agua, laguna costera, manejo ambiental.

Introducción

Las lagunas costeras son sitios de reconocida importancia ecológica y socio-económica, debido a que son sitios de

alta productividad biológica y hábitats de reproducción, desove, crianza y refugio dediversasespecies

deinvertebrados, peces, aves y mamíferos marinos; además de sostener actividades productivas relacionadas con la

pesca, la acuicultura, el turismo y explotación de sal (Colombo, 1977; Barnes, 1980). También son considerados uno

de los ecosistemas acuáticos más sensibles a las modificaciones de su entorno, debido principalmente al relativo

aislamiento con el mar adyacente que limita la circulación y la renovación del agua (Contreras y Castañeda, 2004), lo

que a su vez ocasiona que reciban mayor cantidad de nutrientes y contaminantes por unidad de superficie que ningún

otro ecosistema (Boland et al., 1993).

Se ha aportado suficiente evidencia de cómo las actividades humanas en la zona costera han generado un deterioro

en su calidad ambiental y alteraciones en su estado biogeoquímico (Pinckney et al., 2001). Las aguas urbanas y el

empleo de fertilizantes en la agricultura constituyen el principal vector de nitrógeno y fósforo en las aguas costeras

que llevan al deterioro de la calidad del agua costera y marina (Boland et al., 1993; Ferreira et al., 2007).

Dentro de un ecosistema equilibrado en su capacidad de carga, los aportes de nutrientes resultan beneficiosos, debido

a que incrementan la productividad primaria (fitoplancton) y de ahí, la producción pesquera se beneficia. Por otro

lado, el exceso de nutrientes puede ser dañino y sobrepasar el equilibrio ecológico, alterando al ecosistema. Estos

nutrientes excesivos generan disturbios ambientales como la eutrofización, que se refiere al aumento de nutrientes en

el agua que provoca un crecimiento acelerado de algas y otras plantas que producen trastornos no deseados en el

equilibrio biótico y en la calidad del agua, en otras palabras, se refiere a los efectos indeseados resultantes del

enriquecimiento por nutrientes de origen antropogénico (Ferreira et al., 2011).

La detección y evaluación de la calidad del agua y el enriquecimiento por nutrientes, así como sus efectos, es un

campo de estudio importante desde el punto de vista ambiental y socio-económico para lograr el manejo y

conservación de las aguas costeras y marinas del mundo (Devlin et al., 2011), que demanda conocimiento sobre el

comportamiento del ecosistema. Para lograr esto, es necesariala utilización de índices ó relaciones de las medidas de

ciertos parámetros físicos, químicos y biológicos en la situación real con respecto a otra que se considera admisible o

deseable (Mendoza-Salgado et al., 2005) quenos permitan entender la respuesta de los ecosistemas a la influencia de

factores antropogénicos y naturales, y tomar decisiones en materia de manejo ambiental (Ferreira et al., 2007;

Sargert et al., 2008).

En México, los cuerpos de agua costeros están sujetos a presiones antropogénicas diversas (pesca, acuicultura,

agricultura, minería, turismo, crecimiento urbano) que los han llevado a presentar un alto grado de contaminación del

agua (Lara-Lara et al., 2008), por consiguiente, a colocarlos en un estado de desequilibrio y a pérdida de los servicios

ecosistémicos que brindan, como son reciclaje de nutrientes, hábitat, buena calidad del aguay recursos pesqueros.

Los indicadores generales de calidad del agua muestran que 73 % de los cuerpos de agua están contaminados, debido

3

a que 58% de las descargas de los centros urbanos y 81 % de las descargas industriales se vierten directamente en

ellos sin tratamiento previo (CONAGUA, 2011).

El estado de Sonora no es ajeno a esta realidad nacional, las actividades principales del estado: agricultura,

ganadería, camaronicultura, pesca, industria de productos pesqueros y desarrollo urbano, generan aguas residuales

que son vertidas a los cuerpos de agua costeros con nulo tratamiento (Arreola-Lizárraga et al., 2004; Beman et al.,

2005; Páez-Osuna et al., 2007; Vargas-González et al 2014), poniendo en riesgo la salud ambiental de los

ecosistemas. Desafortunadamente las tendencias de deterioro ambiental van en aumento y las medidas tomadas aún

son insuficientes.

El objetivo de este estudio es evaluar la calidad del agua y con ella la condición ambiental de la laguna costera El

Tóbari, Sonora, la cual al recibir descargas de aguas residuales acuícolas y agrícolas es susceptible a presentar

deterioro ecológico.

Metodología

Área de estudio

La laguna El Tóbari se localiza en las coordenadas 26º 50’ y 27º 10’ de latitud norte y 109º 56’ y 110º 09’ de

longitud oeste, entre los municipiosde Cajeme, Benito Juárez y Etchojoa (Figura 1), en el estado de Sonora, México.

Figura 1. Zona de estudio.

En la zona adyacente a la laguna, se encuentran las poblaciones de El Paredón Colorado y Paredoncito, con 2,665 y

2,251 habitantes respectivamente. Las actividades económicas en la cuenca hidrológica comprenden principalmente

la agricultura (zona agrícola Valle del Yaqui) y la acuicultura. Las características hidrográficas de esta laguna se

resumen en la Tabla 1.

4

Tabla 1. Características hidrográficas de la laguna El Tóbari.

Laguna costera/

características Tóbari

Cuenca hidrológica Río Yaqui, Arroyo Cocoraque, Río Mayo

Superficie 84.13 km2

Profundidad promedio 1.1 m

Amplitud de marea 1 m

Tipo de marea mixta-semidiurna bien mezclada verticalmente

Boca Norte (ancho) 1 km

Boca Sur (ancho) 0.9 km

Tiempo de residencia < 3 días

Es importante destacar que la zona agrícola Valle del Yaqui, ubicada en la cuenca hidrográfica de la laguna El

Tóbari, genera aportes de nutrientes a razón de1,113 ton mes-1

nitratos, 66 ton mes-1

fosfatos y 99 ton mes-1

amonio

(2008 - 2009), los cuales descargan en los cuerpos costeros de la región. Esto ocasiona que lagunas costeras como El

Tóbari sean vulnerables a la contaminación por nitrógeno. En el Tóbari se ha registrado que el 70% de los picos de

proliferaciones de fitoplancton tienen alta relación con la irrigación en invierno y primavera del Valle del Yaqui (Beman et al., 2005, Ahrens et al., 2008).

Adquisición de datos

Los datos de nutrientes en el agua (nitritos, nitratos, amonio y ortofosfatos) se obtuvieron en campañas de muestreo

durante noviembre y diciembre de 2011 y febrero, mayo, junio y agosto de 2012, las cuales se realizaron por

duplicado en un mes representativo de cada estación del año, cubriendo un ciclo anual. Se estableció una red de sitios

de muestreo que comprendió todo el cuerpo de agua (Figura 2). En cada sitio de muestreo se registraron in situ la

temperatura, salinidad y oxígeno disuelto con un equipo autónomo multisensor marca Hydrolab modelo Datasonde.

Se colectó una muestra de agua sub-superficial (30-40 cm de profundidad) con un recipiente de plástico con cierre

hermético (1 L) y almacenadas en una hielera a 4°C para su transporte al laboratorio. Estas muestras se procesaron

en el Laboratorio de Calidad del Agua del CIBNOR S.C. para la determinación de nitritos, nitratos, amonio y

ortofosfatos mediante espectrofotometría siguiendo las técnicas compiladas por Strickland y Parsons (1965) y

Contreras (1984).

Figura 2. Estrategia de muestreo.

5

Evaluación de la calidad del agua

La calidad del agua se estimó mediante el Índice de Calidad Ambiental Costero ICAC (Mendoza-Salgado, 2004) (o

AZCI por sus siglas en inglés, Arid Zone Coastal Water Quality Index), propuesto por Mendoza-Salgado et al.

(2005) que matemáticamente se expresa con la siguiente ecuación:

Ecuación (1)

Donde:

Ii es el índice específico ambiental de cada variable i,

ζi es el peso de importancia para cada variable i, y

n es el número de variables.

Los datos de concentración en mgL-1

de nitrito, nitrato, amonio y ortofosfato reportados de laboratorio, se incorporan

a la ecuación del software ICAC© (Mendoza-Arrambídez, et al., 2008). Éste índice maneja una escala entre 0 y 1,

donde 0 representa la extrema mala calidad y 1 buena calidad. Este índice reporta la calidad del agua de forma

holística, es decir, referenciando un solo valor y contrastando con el umbral de cambio de 0.117, donde, por arriba de

este se define la buena calidad y por debajo la mala. Adicionalmente cuenta con un umbral de alerta de 0.156, con

fines de manejo ambiental.

Análisis estadístico

Para determinar diferencias significativas entre las estaciones del año y sitios de muestreo con relación a los valores

de calidad del agua obtenidos por el índice ICAC, se aplicó un análisis de varianza no paramétrico (ANOVA) con

una significancia de p< 0.05 y los resultados se presentaron mediante gráficos de cajas y bigotes. Los diagramas de

cajas y bigotes, son un análisis gráfico de varianza no paramétrico de una vía (ANOVA), para determinar si existen

diferencias estadísticamente significativas con un 95% de nivel de confianza.

Resultados y discusión

Parámetros fisicoquímicos del agua

Los valores de temperatura superficial registradas en la laguna El Tóbari, presentaron un intervalo desde los 16.9°C a

los 33.1°C, los valores mínimo promedio se observaron en invierno (19.1°C) y los máximos en verano (promedio

estacional 31.4°C). La salinidad presentó un patrón estacional homogéneo, con un intervalo de 26.8 a 39.0 ups, con

los valores mínimos promedio en invierno (31.2 ups) y los máximos en primavera (33.7 ups).

La variación estacional del oxígeno oscilo en sus valores más altos en otoño, con 7.5 mgl-1

y en verano con los más

bajos, 3.9 mgl-1

. La variación dentro del plano espacial, mostró que los valores más bajos estuvieron en el sitio 14

durante el verano con 1.5 mgl-1

, y los valores más altos en el sitio 14, en invierno (11.5 mgl-1

). Se destaca que en

verano e invierno las concentraciones estuvieron por debajo de los valores recomendados por los criterios ecológicos

de calidad del agua de la Comisión Nacional del Agua (OD ≥ 5 mgl-1

) en algún sitio de muestreo. Durante el verano

el oxígeno disuelto fluctuó entre 1.5 a 4.9 mgl-1

en todos los sitios de muestreo, lo que indica estados de anoxia (< 3

mgl-1

) e hipoxia (< 4 > 3 mgl-1

) y un problema ecológico. Durante el invierno los sitios de muestreo 6, 9, 10, 11 y 12

tuvieron valores de entre 1.9 y 4.9 indicando problemas de anoxia y estrés biológico. En general, las concentraciones

del oxígeno disuelto en el cuerpo de agua durante un ciclo anual tuvieron un promedio de 6.4 ±1.7 mgl-1

, indicando

un ecosistema sano.

El patrón estacional de estos parámetros mostró consistencia con la estacionalidad característica de cuerpos de agua

costeros de la región central del Golfo de California (Arreola-Lizárraga et al., 2004; Valenzuela-Siu et al., 2007).

6

Calidad del agua

El Tóbari presentó valores de calidad del agua comprendidos entre 0.080 y 0.859, con una media anual de 0.269 ± 0.149 con base en el índice ICAC. Los valores más bajos, equivalente a una mala calidad del agua, se presentaron en

invierno y primavera, mientras que la mejor calidad del agua se observó en verano y otoño (Figura 3).

La primavera mostró la mayor variabilidad en los datos, encontrándose algunos valores con excelente calidad del

agua (> 0.65) y otros con mala calidad (≤ 0.117). Durante el verano todos los sitios de muestreo mostraron buena

calidad del agua por arriba del umbral de alerta (0.156). El otoño mostró una buena calidad, sin embargo valores de

los sitios de muestreo 3 y 4 estuvieron por debajo del umbral de alerta. El comportamiento del sistema en invierno

mostró una calidad del agua variable, donde los sitios cercanos a la boca norte (1-3) expresaron mala calidad y los

sitios cercanos a la boca sur (11-13) una buena calidad.

Figura 3. Comportamiento espacial y estacional de la calidad del agua en la laguna El Tóbari, Sonora. La línea

amarilla señala el umbral de alerta y la línea roja el de mala calidad.

La mala calidad en el invierno y primavera podría estar relacionada con los ciclos de siembra e irrigación agrícola

del Valle del Yaqui, donde la producción de trigo (principal producto) inicia en diciembre. Durante esta temporada,

la escorrentía de agua dulce que llega a la laguna costera proviene principalmente de la actividad agrícola, mediante

14 drenes y el arroyo Cocoroque, conectado al sistema de drenes (Bravo-Peña, 1998). Los sitios con mala calidad (4,

5, 6 y 7) se encuentran en la zona de influencia del arroyo antes mencionado y de varios drenes. Por lo que el flujo

proveniente de estos podría estar determinado la mala calidad en estos sitios sobre todo en primavera e invierno.

El valor medio de calidad del agua en primavera fue de 0.31, en verano de 0.29, en otoño de 0.27 y en invierno de

0.226 (Figura 4). El sistema mantuvo una buena calidad del agua durante el ciclo anual con tendencia a la mala

calidad en invierno.

7

El ICAC se mostró sensible a los cambios espaciales y temporales de la calidad del agua en la laguna El Tóbari, sin

embargo, los valores que reflejó el índice resultaron mejores a lo esperado tomando en cuenta la alta presión

antropogénica de la zona.

Figura 4. Calidad del agua de la laguna El Tóbari por estación del año. La línea amarilla señala el umbral de alerta y

la línea roja el de mala calidad.

Este índice ha sido utilizado con éxito en el Golfo de California. En Bahía Concepción, Baja California Sur

(Mendoza-Salgado et al., 2005) mostró una condición ambiental buena con una tendencia a bajar durante el verano;

las lagunas de Empalme, Guásimas y Algodones, en el estado de Sonora (Reynaga-Franco, 2009), manifestaron una

calidad moderada a mala (valores < 0.4); la Ensenada La Salada, Sonora (Vargas-González et al., 2014) manifestó

una calidad ambiental mala (valores de 0.04 - 0.24), lo cual concuerda con lo esperado, debido a que dicha ensenada

recibe las aguas residuales urbanas de la ciudad de Guaymas. En las lagunas costeras San José, BCS, Yavaros,

Sonora y El Colorado, Sinaloa, la calidad del agua varió de mejor a mala calidad ambiental respectivamente

(Morquecho et al., 2012). Para todos estos estudios el ICAC ha resultado un buen indicador de la calidad ambiental.

Conclusiones

El índice ICAC fue sensible a la variación espacial y temporal de la calidad del agua de la laguna El Tóbari y mostró

que esta laguna tiene tendencia a la mala calidad ambiental en invierno y primavera, pero mejora en verano y otoño.

Aunque el ecosistema presenta en general buena calidad, se recomienda tomar precauciones durante los episodios en

épocas determinadas con tendencia ambiental hacia un estado de mala calidad del agua, ya que puede darse el caso

de que entre en un estado de riesgo ambiental en su capacidad de carga.

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1

UTILIZAÇÃO DE INDICADORES DEMOGRÁFICOS, SOCIAIS E DE SAÚDE

PÚBLICA NO DIAGNÓSTICO DO SANEAMENTO NOS MUNICÍPIOS DO RIO

GRANDE DO NORTE, BRASIL

USE OF DEMOGRAPHIC, SOCIAL AND PUBLIC HEALTH INDICATORS ON THE

DIAGNOSTIC OF SANITATION IN THE CITIES OF RIO GRANDE DO NORTE, BRAZIL

Cícero Onofre de Andrade Neto 1

Marcos André Capitulino de Barros Filho1*

Alana Rayza Vidal Jerônimo do Nascimento1

David Jefferson Cardoso Araújo1

Abstract Studies that involves the influence of the covering of environmental sanitation services in the life conditions of a

population are an important tool for the development of health public politics. The objective of this study is to

investigate the existent relationship between the covering of environmental sanitation services using the Municipal

Human Development Index (IDHM), the infant mortality rate and morbidity rate for infectious and parasitic

diseases, for the cities of Rio Grande do Norte. Mostly, the cities that presents higher IDHM are characterized by a

large covering of environmental sanitation services (covering of water supply >90% and covering of sanitary sewer

>50%). On the other hand, the cities with smaller IDHM showed worse scenarios of sanitary conditions (covering of

water supply >50% and covering of sanitary sewer >20%). The infant mortality rate was higher in cities where the

covering of environmental sanitation services is low, less than 5.5%. Thus, it was observed the inversely

proportional relationship between the infant mortality rate and the populational covering of sanitary sewer. The

cities that presented higher percentages of morbidity rate exhibited a covering index for sanitary sewer or septic

tanks less than 5%, but not necessarily a lower covering index for water supply, being usually higher than 60%.

Among 14 cities that presented higher values of morbidity, 10 are part of the west mesoregion of the state, which

receives the lowest attendance with sanitary sewer network or septic tank. (<20%). Thus, it was confirmed the

hypothesis that sanitary conditions, measured by the service covering of water supply and sanitary sewer, have a

narrow relationship with demographic, social and health indicators.

Keywords: healthy environment, infectious and parasitic diseases, sanitary infrastructure, socioeconomic development.

1 Programa de Pós Graduação em Engenharia Sanitária, Universidade Federal do Rio Grande do Norte – UFRN.

Endereço: Programa de Pós Graduação em Engenharia Sanitária, Campus da UFRN. Natal, RN, Brasil. CEP: 59072-970.

Telefone: +55 84 3215-3775 Ramal 203. Correio eletrônico: cicero@ct.ufrn.br

*Rua Cerro Corá, 202. Residencial Parque do Flamengo, bloco 3 ap. 401. Bairro: Nova Parnamirim, Parnamirim – RN. CEP:

59151-650. Telefone: +55 84 8877-7211. Correio eletrônico: marcosandrebarros@hotmail.com

2

Resumo

Estudos que abordam a influência da cobertura de serviços de saneamento ambiental sobre as condições de vida de

uma população se constituem em ferramenta indispensável para o desenvolvimento de políticas públicas voltadas

para a saúde. O presente estudo tem por objetivo investigar as relações existentes entre a cobertura de serviços de

saneamento com o Índice de Desenvolvimento Humano Municipal (IDHM), a taxa de mortalidade infantil e a

morbidade por doenças infecciosas e parasitárias, para os municípios do estado do Rio Grande do Norte, Brasil. Em

sua grande maioria, os municípios que apresentaram IDHM mais elevado são caracterizados por maior cobertura dos

serviços de saneamento (cobertura de abastecimento de água > 90% e cobertura de esgotamento sanitário > 50%).

Por sua vez, os municípios com menor IDHM exibiram piores cenários de condições sanitárias (cobertura de

abastecimento de água < 50% e cobertura de esgotamento sanitário < 20%). A mortalidade infantil foi maior em

munícipios em que a cobertura por serviços de esgotamento sanitário é baixa, inferior a 5,5%. Assim, observou-se

relação inversamente proporcional entre a taxa de mortalidade infantil e a cobertura populacional com esgotamento

sanitário. Os municípios que exibiram elevados percentuais de morbidade apresentam índices de cobertura por rede

de esgotamento sanitário ou fossa séptica inferior a 5%, mas não necessariamente baixos índices de cobertura por

rede de abastecimento de água, sendo esta geralmente superior a 60%. Dentre os 14 municípios que apresentaram

maiores valores de morbidade, 10 fazem parte da mesorregião oeste do estado, a qual apresenta o menor atendimento

com rede de esgotamento sanitário ou fossa séptica (< 20%). Dessa forma, confirmou-se a hipótese de que as

condições sanitárias, aferidas pela cobertura dos serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário, mantêm

estreita relação com indicadores demográficos, sociais e de saúde.

Palavras chave: ambiente salubre, desenvolvimento socioeconômico, doenças infecciosas e parasitárias, infraestrutura sanitária.

Introdução

As ações de saneamento ambiental englobam necessidades básicas da população imprescindíveis à sua sobrevivência

e ao seu desenvolvimento. O termo sanear significa reparar, tornar salubre, restituir ao estado normal. Logo, qualquer

ação que proporciona melhoria para o meio ambiente é uma ação de saneamento ambiental.

A Lei 11.445/07 (Brasil, 2007), que estabelece diretrizes para o saneamento básico no Brasil, aborda as

especificidades de cada uma das ações de saneamento básico, incluindo serviços, infraestruturas e instalações

operacionais de abastecimento de água potável, esgotamento sanitário, limpeza urbana e manejo de resíduos sólidos

e drenagem e manejo de águas pluviais urbanas (art. 3º). Estas ações são fundamentais para que se atinjam bons

níveis de saúde pública e de qualidade de vida, bem como para que haja desenvolvimento socioeconômico (Andrade

Neto, 2007).

Saúde é um direito de todos e dever do Estado, que corresponde, segundo a Organização Mundial da Saúde (OMS,

1946), ao ―estado de completo bem-estar físico, social e mental, e não apenas a ausência de doenças ou

enfermidades‖, podendo ser garantido pelo acesso aos serviços de saneamento. No entanto, é válido salientar que os

efeitos das ações de saneamento geralmente não apresentam relação linear com a saúde pública, pois somente com a

universalização destas ações os benefícios à saúde serão perceptíveis (Andrade Neto, 2011).

A fragilidade dos sistemas públicos de saneamento é apontada como um dos principais fatores responsáveis pela alta

mortalidade por doenças de veiculação hídrica e por um grande número de mortes evitáveis a cada ano (ONU, 1997).

De fato, a relação de causalidade entre as condições de saneamento e o quadro epidemiológico é reconhecida na Lei

8.080/90 (Brasil, 1990), a qual cita tais condições como um dos fatores determinantes para a saúde pública (art. 3º)

(Libânio et al., 2005).

Para a OMS, em 2007 cerca de 233 mil pessoas morriam por ano, no Brasil, por exposição a fatores de risco

ambiental, como poluição do ar e falta de água tratada e rede de esgoto. Esse tipo de estimativa é de grande

importância para auxiliar os governantes em relação às prioridades em ações preventivas nas áreas de saúde e meio

ambiente.

3

Diversos países desenvolvidos conseguiram erradicar grande parte das doenças parasitárias e infecciosas e,

atualmente, apresentam predomínio das doenças crônico-degenerativas, caracterizando o processo de transição

epidemiológica. Em decorrência da baixa cobertura de saneamento, verifica-se, no Brasil, transição incompleta

caracterizada por um heterogêneo e complexo perfil epidemiológico, evidenciando a permanência de doenças como

diarreias, cólera, dengue, leptospirose e esquistossomose. Por conta disto, as taxas de mortalidade infantil e de

morbidade hospitalar por doenças infecciosas e parasitárias são elevadas no país (Costa et al., 2010; Ponte et al.,

2010).

Nesse contexto, o presente estudo tem por objetivo averiguar a relação existente entre indicadores demográficos,

sociais e de saúde pública e a cobertura de saneamento dos municípios do estado do Rio Grande do Norte (RN), com

vistas a auxiliar os gestores na elaboração de instrumentos de planejamento para aplicação eficaz dos recursos

financeiros em saúde pública na região.

Sendo assim, investigou-se a hipótese de que as condições sanitárias, aferidas pela cobertura dos serviços de

abastecimento de água e esgotamento sanitário, mantêm estreita relação com indicadores demográficos –

particularmente, taxa de mortalidade infantil –, sociais – Índice de Desenvolvimento Humano Municipal (IDHM) – e

de saúde pública – morbidade por doenças infecciosas e parasitárias.

Metodologia

Área geográfica e população de estudo

A área geográfica de estudo foi o estado do RN. A população estudada compreendia um total de 3.164.744 milhões

de pessoas em 2010 (IBGE, 2010).

Universo de estudo

O estudo deu-se através da investigação das relações entre indicadores sociais, demográficos e de saúde e as

condições de saneamento de cada município, a fim de analisar a influência destas sobre a qualidade de vida da

população.

Indicadores sociais, demográficos e de saúde pública

A taxa de mortalidade infantil, expressa para cada mil crianças nascidas vivas, representa a frequência com que

ocorrem os óbitos de crianças menores de um ano em uma população. Este indicador apresenta forte relação com a

infraestrutura de saneamento básico de uma localidade, pois segundo Caldeira et al. (2005) as principais causas de

óbito entre o vigésimo oitavo dia ao primeiro ano de vida estão associadas às condições ambientais e

socioeconômicas. No entanto, Ojima & Marandola Jr (2010) ressaltam que para escalas municipais, onde há baixas

taxas de natalidade, o uso da mortalidade infantil não é indicado, pois a sua ocorrência torna-se esporádica.

Nessas situações, um indicador recomendável é a morbidade por causas, visto que contabiliza os portadores de

determinada doença em relação à população total e, assim, permite conhecer o número de pessoas afetadas por

doenças associadas a condições sanitárias deficientes, tais como doenças infecciosas e parasitárias (Ojima &

Marandola Jr, 2010).

A OMS catalogou as causas de óbito na Classificação Internacional de Doenças (CID-10), cujo Capítulo I lista

inúmeras enfermidades relativas às condições sanitárias. Especificamente, neste trabalho, foram selecionadas, com

auxílio do banco de dados do Departamento de Informática do SUS (DATASUS), as seguintes enfermidades para o

período de 2010: cólera, febres tifóide e paratifóide, amebíase, diarreia e gastroenterite de origem infecciosa

presumível, outras doenças infecciosas intestinais, leptospirose icterohemorrágica, restante de outras doenças

bacterianas, outras hepatites virais, esquistossomose, outras helmintíases, outras doenças infecciosas e parasitárias.

Para análise desses agravos à saúde, optou-se pelo número de internações hospitalares por local de residência, ao

invés do número de óbitos, visto que geralmente tais doenças não levam à morte das pessoas afetadas, além da

possibilidade de reincidência caso não haja melhoria das condições ambientais e sanitárias.

4

Dentre os indicadores sociais que se relacionam com a infraestrutura sanitária destaca-se o Índice de

Desenvolvimento Humano (IDH). O IDH tem ganhado ênfase no campo das políticas públicas e em debates sociais

por simplificar a complexidade dos eventos reais ao passo que agrega, em única medida, informações de

longevidade, educação e renda. No entanto, sua aplicabilidade se restringe a grandes escalas, sendo, portanto, mais

adequado trabalhar com o IDH no âmbito municipal (IDHM) (Ojima & Marandola Jr, 2010).

Os dados municipais de mortalidade infantil e do IDHM correspondem ao ano de 2010 e foram obtidos a partir de

consulta ao Atlas de Desenvolvimento Humano 2013.

Indicadores de Saneamento

A situação dos munícipios do estado do RN quanto à cobertura dos serviços de saneamento restringiu-se ao

atendimento das populações por sistemas de abastecimento de água e de esgotamento sanitário. O índice de

atendimento para cada um desses serviços corresponde à razão entre os domicílios conectados às redes de

abastecimento de água e de esgotamento sanitário, além daqueles que possuem fossas sépticas, e o número total de

domicílios particulares permanentes. Para estes indicadores, foram utilizados os dados correspondentes ao ano de

2010, disponíveis no Sistema IBGE de Recuperação Automática (SIDRA).

Resultados

É evidente a situação desfavorável da cobertura de esgotamento sanitário em relação ao abastecimento de água em

todas as mesorregiões do estado (Figura 1). Essa discrepância é, na realidade, ainda maior se for considerado que os

dados referentes ao serviço de esgotamento sanitário dos municípios incluem como suficiente a existência de fossas

sépticas. Além disso, esses dados são provenientes de pesquisas realizadas com a população que, geralmente, por ser

desprovida de conhecimento técnico, afirma ter fossa séptica quando, na verdade, possui fossa rudimentar, o que

acaba superestimando os índices de atendimento de esgotamento sanitário.

Figura 1. Índice de cobertura por redes de abastecimento de água e esgotamento sanitário ou fossa séptica para o

estado do RN e suas mesorregiões

Por outro lado, estas pesquisas do IBGE ignoram deficiências dos serviços de abastecimento, tais como a qualidade

da água distribuída à população e a intermitência no fornecimento, em muitos casos.

A nítida relação entre o IDHM e a cobertura por redes de abastecimento de água e de esgotamento sanitário ou fossa

séptica, para os municípios do RN, pode ser explicada pelo fato desse índice levar em consideração, além de

estatísticas de renda e de educação da população, a longevidade. Esta última é um importante indicador de saúde e

retrata, de maneira indireta, as condições de saneamento, conforme pode ser verificado nos gráficos da Figura 2.

5

Figura 2. Índice de Desenvolvimento Humano Municipal dos municípios do RN, agrupados de acordo com o

percentual de cobertura de serviços de abastecimento de água e de esgotamento sanitário.

Verifica-se que a maior cobertura com redes de abastecimento de água e de esgotamento sanitário ou fossa séptica

implica em maiores valores de IDHM. Especificamente para o índice de atendimento por rede de esgoto ou fossa

séptica, percentuais de até 60% desse serviço não resultaram em acréscimo considerável no IDHM. Em

contrapartida, para municípios com atendimento acima de 60% é observado um aumento mais expressivo desse

indicador. Andrade Neto (2011) afirma que para baixos índices de cobertura de serviços de saneamento a resposta

nas condições de saúde é relativamente baixa, haja vista que se o atendimento não é massificado, pessoas portadoras

de agentes etiológicos transmitem a doença para pessoas atendidas por aqueles serviços, reduzindo os benefícios de

saúde que o saneamento poderia propiciar. Logo, apenas com a intervenção universalizada das ações de saneamento

asseguram-se bons níveis de saúde pública.

Os municípios que apresentaram IDHM mais elevado (IDHM > 0,7) são caracterizados por maior cobertura dos

serviços de saneamento (cobertura de abastecimento de água > 90% e cobertura de esgotamento sanitário > 50%),

tais como Parnamirim (0,766), Natal (0,763) e Mossoró (0,72). Por sua vez, os municípios com menor IDHM

(IDHM < 0,6) exibiram piores cenários de condições sanitárias (cobertura de abastecimento de água < 50% e

cobertura de esgotamento sanitário < 20%), como Coronel Ezequiel (0,587), Galinhos (0,564) e Ielmo Marinho

(0,55). Estudo similar realizado por Libânio et al. (2005), envolvendo a análise conjunta de indicadores sociais e de

saneamento a nível de países e estados, reforça a hipótese de que as ações de saneamento são imprescindíveis para o

estabelecimento de condições salubres, que permitem o pleno desenvolvimento humano.

A taxa de mortalidade infantil é um indicador bastante utilizado para analisar a situação de saúde de uma região. Na

mortalidade infantil, importante parcela da responsabilidade é atribuída aos serviços de saúde e de saneamento.

Logo, a adoção de medidas sanitárias e serviços de saúde adequados podem contribuir para a redução deste indicador

(Caldeira, 2005).

Os dados utilizados neste estudo mostraram que a mortalidade infantil foi maior em munícipios como Montanhas

(36,5 por 1000 nascidos vivos), Canguaretama (32,8 por 1000 nascidos vivos) e Olho D’água dos Borges (32,6 por

1000 nascidos vivos), nos quais a cobertura dos serviços de esgotamento sanitário é baixa, respectivamente 5,3%,

5,02% e 1,79%. Assim, observou-se uma relação inversamente proporcional entre a taxa de mortalidade infantil e a

cobertura populacional com esgotamento sanitário, conforme pode ser visto na Figura 3. Estudos semelhantes

realizados por Teixeira & Pungirum (2005) e Teixeira & Guilhermino (2006), respectivamente, com países da

6

América Latina e do Caribe e com estados brasileiros, identificaram que quanto menor a cobertura populacional com

sistemas de esgotamento sanitário, maior a mortalidade infantil.

De acordo com os Indicadores e Dados Básicos (IDB) de 1997, as taxas de mortalidade infantil são classificadas em

altas (50 ou mais), moderadas (20-49) e baixas (menor que 20). Dentre os munícipios estudados, não foi constatado

taxa de mortalidade infantil considerada alta. Porém, na maior parte estes se enquadram na classificação ―moderada‖.

Figura 3. Taxa de mortalidade infantil dos municípios do RN de acordo com o percentual de cobertura com redes de

abastecimento de água e de esgotamento sanitário ou fossa séptica

De acordo com a distribuição dos pontos correspondentes aos municípios na Figura 3, verifica-se que apesar de

grande parte deles apresentarem alta cobertura com rede de água, exibem mortalidade moderada. Isto pode ser

devido ao baixo atendimento com rede de esgotamento sanitário ou fossa séptica observado na maior parte destes

municípios. Uma possível contaminação das águas subterrâneas pela existência de fossas sépticas ou rudimentares

pode explicar a ocorrência de municípios que, mesmo apresentando altas coberturas dos dois serviços de

saneamento, possuem taxas de mortalidade infantil moderada. Logo, é de suma importância a análise do índice de

cobertura associado ao tipo de manancial de abastecimento.

A ocorrência de internações hospitalares por doenças parasitárias e infecciosas constitui um forte indicativo de

fragilidade dos sistemas públicos de saneamento. Nesse estudo, optou-se por analisar casos de internações por local

de residência, ao invés de por local de internação, para se obter uma descrição mais aproximada da situação sanitária

de cada município.

Para estipular as faixas de morbidade por doenças parasitárias e infecciosas dos munícipios, procedeu-se ao cálculo

da proporção dos registros de internações pela população residente. Neste estudo, adotou-se a seguinte classificação

para a morbidade: alta (> 5,5%), moderada (3 a 5,5%) e baixa (< 3%). É interessante notar que municípios com

elevados percentuais de morbidade, tais como São Miguel do Gostoso (6.4%) e Rafael Godeiro (5.9%) apresentam

baixos índices de cobertura com rede de esgotamento sanitário ou fossa séptica (< 5%), mas não, necessariamente,

baixos índices de cobertura com rede de abastecimento de água (> 60%). Por sua vez, grande parte daqueles que

apresentam morbidade moderada exibe atendimento por rede de esgotamento sanitário ou fossa séptica inferior a

30%, conforme pode ser visto na Figura 4. É perceptível que a maioria dos municípios do estado possui morbidade

baixa, estando quase todos com cobertura de rede de água superior a 60%, mas pequena parcela com bons

atendimentos de esgotamento sanitário ou fossa séptica.

Giesta et al. (2006) analisaram o impacto da implantação do sistema de esgotamento sanitário sobre a incidência de

doenças parasitárias e infecciosas (amebíase, ascaridíase, enterobíase, tricuríase e diarreia) no bairro Nossa Senhora

de Nazaré na cidade de Natal – Brasil. Os resultados da pesquisa mostraram que, após a implantação do esgotamento

7

sanitário no bairro, houve redução de 89,45% na ocorrência desse grupo de doenças, sendo mais significativo o

impacto na incidência de diarreia, cuja redução foi de 99,68%. Isso mostra que o esgotamento sanitário é uma

intervenção em saneamento que causa grande redução em casos de doenças parasitárias e infecciosas.

Figura 4. Morbidade por doenças infecciosas e parasitárias dos municípios do RN relacionada com o percentual de

cobertura com redes de abastecimento de água e de esgotamento sanitário ou fossa séptica

Dentre os municípios que apresentaram morbidade alta e moderada (14 ao todo), 10 fazem parte da mesorregião

oeste, a qual apresenta maior morbidade média das quatro mesorregiões do estado, como pode ser visto na Figura 5.

É importante destacar que o município com menor IDHM (João Dias), correspondente a 0,53, está inserido nesta

mesorregião. Por outro lado, os municípios com maiores valores de IDHM (Parnamirim – 0,766 e Natal – 0,763)

encontram-se na mesorregião leste, a qual exibe menor morbidade média por doenças infecciosas e parasitárias.

Figura 5. Morbidade média por doenças infecciosas e parasitárias das mesorregiões do RN

Ademais, a mesorregião oeste apresenta o menor atendimento por rede de esgotamento sanitário ou fossa séptica (<

20%) e contém o município do estado que exibe a condição mais desfavorável desse serviço de saneamento (Porto

do Mangue), com cobertura de apenas 0,28%.

8

Conclusões

Observou-se que na maioria dos municípios do estado do RN há uma situação mais desfavorável quanto à cobertura

de esgotamento sanitário ou fossa séptica em relação à cobertura com rede de abastecimento de água. O baixo

atendimento desse serviço refletiu em maiores índices de morbidade por doenças infecciosas e parasitárias e taxas de

mortalidade infantil.

A mortalidade infantil foi maior em munícipios em que a cobertura por serviços de esgotamento sanitário é baixa,

inferior a 5,5%. Assim, observou-se relação inversamente proporcional entre a taxa de mortalidade infantil e a

cobertura populacional com esgotamento sanitário.

Foi possível perceber também que a maior cobertura dos serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário

ou fossa séptica implicou em maiores valores de IDHM, atestando que ações de saneamento são importantes para o

estabelecimento de condições salubres que permitem o desenvolvimento humano. Assim, confirmou-se a hipótese de

que as condições sanitárias mantêm estreita relação com indicadores demográficos, sociais e de saúde pública.

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1

REMOCIÓN DE CADMIO EN SOLUCIÓN POR Chlamydomonas reinhardtii

CADMIUM REMOVAL IN SOLUTION BY Chlamydomonas reinhardtii

Piña-Olavide, R. 1

García-De la Cruz, R.F. N*1

Paz-Maldonado L.M.T.2

Alfaro-De la Torre, M.C.3

Abstract Metal ions represent a severe trouble for environment and human health owing the potential toxicity associated with

their bioaccumulation capability; moreover they cannot be properly bioreduced. Divalent cadmium is hazardous

owing to its interaction with sulfhydryl groups in proteins originating decrease in their functions. Today,

bioremediation constitutes an important strategy for removal of pollutants, based in characteristics of organisms for

metals uptake. Studies implicated in understanding mechanisms involved, represent an interesting alternative to

reduce and contain metals of natural polluted sites. In this work, cultures of the microalga Chlamydomonas

reinhardtii were exposed to increasing concentrations of Cd; we observed that growing rate was inhibited

practically in concentrations over 10 ppm of metal, demonstrating that these are phycotoxic. The analysis of pH

showed there was an important decrease, in concentrations of 10 and 20 ppm of Cd, achieving values of 4.5 and 5.3,

respectively, at 3 days of exposition, which correlated with an important decrease in microalga growth rates which

could also be related with metals uptake. C. reinhardtii was capable to remove 48-69% of metal in solution, for

concentrations in a range from 2.5 to 20 ppm of Cd. The maximum cadmium removal capability was achieved at 3-6

h for all metal concentrations, keeping values practically constant until 5 days of exposition. Further research is

necessary in order to understand the contribution of adsorption mechanisms implicated by interaction with the cell

wall compounds or whether removal conjugation followed intake across transporters predominate.

Key Words: Bioremediation, C. reinhardtii, cadmium, microalgae, atomic absorption spectrophotometry

1 Alumno de Maestría, Posgrado en Ciencias Químicas, Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de San Luis

Potosí. Email: renepiolav@alumnos.uaslp.edu.mx N*1 Jefe del Laboratorio de Bioquímica Vegetal, Profesor Investigador de Tiempo Completo, Facultad de Ciencias Químicas,

Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr Manuel Nava 6, CP 78210, San Luis Potosí, SLP, México. Email:

rgarcia@uaslp.mx Tel. (444)8262440 Ext. 6568 2 Jefe del Laboratorio de Ingeniería de Biorreactores, Profesor Investigador de Tiempo Completo, Facultad de Ciencias

Químicas, UASLP. Email: teresita.paz@uaslp.mx 3 Jefe del Laboratorio de Elementos Traza, Profesor Investigador de Tiempo Completo, Facultad de Ciencias Químicas, UASLP.

Email: alfaroca@uaslp.mx

2

Resumen Los iones metálicos representan un importante problema ambiental y de salud debido a la toxicidad asociada a su

capacidad de bioacumulación, además no pueden ser biodegradados. El cadmio divalente es tóxico debido a su

interacción con grupos sulfhidrilo de proteínas originando un decremento en su función. La biorremediación

representa actualmente una importante estrategia para la remoción de metales, basada en la capacidad que poseen

diversos organismos para captar iones. Los estudios enfocados a comprender los mecanismos involucrados en la

capacidad de captación de metales, representan una interesante alternativa para la eliminación de metales en sitios

impactados. Cultivos de C. reinhardtii, fueron expuestos a concentraciones de cadmio (1-20 ppm) observándose que

concentraciones superiores a 10 ppm de Cd, inhiben el crecimiento del alga. La determinación del pH del medio de

cultivo reveló una importante disminución, alcanzando valores de 4.5 y 5.3, cuando los cultivos fueron expuestos a

concentraciones de 20 y 10 y ppm de cadmio, respectivamente, lo que correlacionó con una disminución en el

crecimiento. Los cultivos de C. reinhardtii removieron entre un 48-69% del metal en solución para todas las

concentraciones analizadas (2.5 a 20 ppm), encontrando que la máxima capacidad de remoción de cadmio se

presentó a las 3-6 h de exposición para las diferentes concentraciones evaluadas manteniéndose estos valores

constantes hasta los 5 días. Trabajos posteriores son necesarios para comprender los mecanismos básicos de

adsorción a nivel de pared celular y/o absorción e internalización mediante transportadores en la remoción de cadmio

por los cultivos de C. reinhardti.

Palabras Clave: Bioremediación, C. reinhardtii, cadmio, microalgas, espectrofotometría de absorción atómica

Introducción

La contaminación por metales derivados de fuentes antropógenas representa un severo problema para el medio

ambiente y la salud de la población debido principalmente a la bioacumulación de éstos en la cadena trófica. El

cadmio (Cd), además del plomo (Pb) y el mercurio (Hg) son los metales de mayor preocupación ambiental en

México. Éste deriva mayoritariamente de residuos industriales, domésticos, producción de plásticos, fertilizantes así

como de la minería (INECC, 2012). La biorremediación se presenta actualmente como una importante estrategia

para la remoción de contaminantes, basada en la capacidad que poseen plantas, algas, hongos y bacterias para captar

iones metálicos. Por lo anterior, los estudios enfocados a comprender los mecanismos involucrados en la capacidad

de captación de metales, representan una interesante alternativa para la eliminación de metales en sitios impactados.

Existen reportes en la literatura que indican la capacidad de remoción de cadmio en la microalga Chlorella sp, la cual

mostró una capacidad de remoción del metal de hasta un 48.7% utilizando soluciones conteniendo 50 μM de Cd

(Matsunaga et al., 1999). Por otro lado, la microalga marina Tetraselmis suecica alcanzó porcentajes de remoción de

hasta un 60.1% en cultivos expuestos a 45 mg/L de Cadmio (Monteiro, et al., 2011).

C. reinhardtii es una microalga eucariota unicelular, modelo de estudio en el análisis de la tolerancia a metales, sin

embargo, son escasos los estudios descritos en la literatura acerca de su capacidad de remoción de contaminantes. C.

reinhardtii es utilizada actualmente como modelo de estudio de mejoramiento genético y en investigaciones sobre la

toxicidad de cationes metálicos, sin abordar a profundidad los mecanismos bioquímicos de las enzimas involucradas

en respuesta a metales y en los procesos de tolerancia (Rajamani et al., 2007; Awad y Tin Chun-Chu, 2005). El

presente estudio tiene como objetivo evaluar la capacidad de remoción de cadmio de C. reinhardtii in vitro, lo que

servirá como base para realizar estudios posteriores enfocados en comprender los procesos bioquímicos y

moleculares implicados en la tolerancia de C. reinhardtii en respuesta a metales.

Materiales y Métodos

Curvas de crecimiento en presencia de cadmio

Como material biológico se utilizó la cepa silvestre de C. reinhardtii CC-125. Se prepararon suspensiones celulares

de C. reinhardtii, en 50 ml de medio Tris Acetato fosfato (TAP) ajustándose la densidad inicial de los cultivos a

D.O.750 0.2. Posteriormente se añadió una solución de nitrato de cadmio hasta alcanzar concentraciones de 5, 10 y 20

ppm del metal. El pH de los cultivos se ajustó a 7.0 y éstos se incubaron a 25°C con una fuente de luz blanca (60

3

µmol m2 s

-1) en fotoperiodo (16 h de luz y 8 h de oscuridad) y con agitación constante a 150 rpm. Se tomaron

muestras de 0.3 mL, cada 24 horas durante 8 días para determinar la D.O.750 de los cultivos, empleando un Lector de

Elisa Bio-Rad. Las curvas de crecimiento se realizaron por triplicado en dos experimentos independientes y se

determinó el pH de los cultivos de C. reinhardtii expuestos a Cd.

Evaluación de la capacidad de remoción de cadmio por cultivos de C. reinhardtii

Se prepararon suspensiones celulares de C. reinhardtii, en 50 mL de medio de cultivo TAP ajustándose la densidad

inicial de los cultivos a D.O.750 0.2. Posteriormente se añadió una solución de nitrato de cadmio hasta alcanzar

concentraciones de 2.5, 5, 7.5, 10 y 20 ppm del metal. El pH de los cultivos se ajustó a 7.0, los cuales se incubaron

en las condiciones anteriormente descritas y se colectaron alícuotas de 1 mL a las 3, 6, 12, 24 h y posteriormente

cada 24 h durante 5 días. Las muestras fueron posteriormente centrifugadas a 8000 rpm, se recuperaron los

sobrenadantes en recipientes de polietileno de alta densidad adicionando el ácido nítrico necesario para alcanzar una

concentración final de 5%. Las muestras se conservaron a 4°C para su posterior análisis mediante Espectrofotometría

de Absorción Atómica (Varian EspectraAA 220 FS) por el método de Flama.

Resultados y Discusión

El efecto de las concentraciones de 5, 10 y 20 ppm de cadmio en el desarrollo de los cultivos de C. reinhardtii, se

muestra en la Figura 1, en donde fue posible observar que la cinética de crecimiento a la concentración de 5 ppm de

cadmio, fue prácticamente similar al control y se caracterizó por alcanzar un máximo de crecimiento a las 48 h,

permaneciendo prácticamente constante después de este periodo y durante los 7 días de exposición. En el caso de los

cultivos expuestos a 10 y 20 ppm del metal, se presentó una completa inhibición en el crecimiento de la microalga

debido a que la densidad (D.O.750) permaneció prácticamente constante durante todo el periodo de experimentación.

Figura 1. Curvas de crecimiento de suspensiones celulares de C. reinhardtii CC-125 expuestas a

concentraciones de 5, 10 y 20 ppm de cadmio.

Loa resultados obtenidos de la inhibición del crecimiento de C. reinhardtii mostraron que el cadmio es fitotóxico a

concentraciones superiores a 10 ppm, valores que correlacionan a lo descrito por Cepák et. al., 2002, para cultivos de

Chlamydomonas noctigama. Sin embargo, nuestros resultados contrastan con los reportados por Awad et al. (2005)2,

quienes observaron que a una concentración de 10 ppm los cultivos de C. reinhardtii no mostraron inhibición del

crecimiento y que el efecto inhibitorio se observó a concentraciones superiores a 25 ppm del ión metálico. La

inhibición de los cultivos de C. reinhardtii por el cadmio podría deberse a que una vez internalizado el metal e

interaccionar con proteínas, puede afectar procesos celulares esenciales para el desarrollo. En este sentido existen

reportes que indican que la toxicidad del cadmio se basa en su elevada afinidad por los grupos sulfhidrilo de la

cisteína, afectando la estabilidad de las proteínas con función estructural o enzimática (Jinadasa et al., 1999; Rama

2 Awad S, TC Chu (2005) Effect of cadmium on the growth of Chlamydomonas, Journal of Young Investigators 13 (3), 416-420

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

0 2 4 6 8De

nsi

dad

óp

tica

a 7

50

nm

Tiempo (días)

control

5 ppm Cd

10 ppm Cd

20 ppm Cd

4

y Rai, 1999). Los resultados de la determinación del pH en los cultivos de C. reinhardtii desarrollados en presencia

de 5, 10 y 20 ppm de cadmio (Figura 2), mostraron que los cultivos expuestos a 5 ppm del metal presentaron un

comportamiento similar al control y éste se caracterizó por un incremento gradual del pH desde un valor inicial de

7.0 hasta alcanzar un valor de 8.2 a los 7 días de exposición. Fue interesante observar que en los cultivos de C.

reinhardtii expuestos a 10 y 20 ppm de cadmio se presentó un importante descenso en el pH, alcanzando a las 24 h

de exposición valores de 5.3 en los cultivos expuestos a 10 ppm y de 4.5 en los expuestos a 20 ppm. En el caso de

los cultivos expuestos a 10 ppm se observó una recuperación paulatina en el pH de los cultivos ya que se registró un

aumento hasta alcanzar un pH de 7.3 a los 7 días de incubación.

Figura 2. Determinación del pH en las suspensiones celulares de C. reinhardtii expuestas a

concentraciones de 5, 10 y 20 ppm de cadmio.

La disminución en el pH de los cultivos expuestos a 10 y 20 ppm de cadmio podría deberse al desplazamiento de

protones resultado de la interacción del metal con grupos sulfhidrilo e hidroxilo de la superficie celular, además de

la actividad de transportadores en los que la captación de metales involucra un mecanismo de intercambio iónico

acoplado a una exclusión de protones (Tuteja y Mahajan, 2007). Con el propósito de determinar la capacidad de C.

reinhardtii para remover cadmio de la solución, suspensiones celulares conteniendo concentraciones de 2.5, 5.0,

7.5, 10 y 20 ppm del metal fueron incubadas en las condiciones descritas previamente. Posteriormente alícuotas de

1 ml fueron colectadas a las 3, 6, 12, 24 h y posteriormente cada 24 h durante 5 días para cuantificar la

concentración de cadmio mediante espectrofotometría de absorción atómica. Los resultados (Fig. 3) mostraron que

C. reinhardtii presentó una importante eficiencia de captación de cadmio ya que la concentración del metal en el

medio disminuyó de manera dramática en tiempos muy cortos de exposición (3h), independientemente de la

concentración de cadmio adicionada a los cultivos. Los porcentajes de remoción de cadmio para las diferentes

concentraciones probadas, obtenidos fueron consistentes en un intervalo de 48-69%.

Figura 3. Remoción de Cd en solución por suspensiones celulares de C. reinhardtii expuestas a concentraciones de

2.5, 5, 7.5 y 10 ppm

4.04.55.05.56.06.57.07.58.08.5

0 2 4 6 8

pH

Tiempo (días)

control

5 ppm Cd

10 ppm Cd

20 ppm Cd

0

4

8

12

16

20

0 20 40 60 80 100 120

pp

m C

d e

n s

olu

ció

n

Tiempo de remoción (horas)

Control

2.5 ppm Cd

5 ppm Cd

7.5 ppm Cd

10 ppm Cd

20 ppm Cd

5

La eficiente captación de cadmio mostrada por C. reinhardtii podría ser resultado de procesos conjuntos de adsorción

y absorción. El primero se basa en la interacción del metal a grupos funcionales de los componentes estructurales de

la pared celular, mientras que el segundo incluye la actividad de trasportadores localizados en la membrana celular.

Conclusiones

Los resultados obtenidos indicaron que el crecimiento de los cultivos de C. reinhardtii expuestos a 5 ppm de cadmio

no se afecta, ya que mostró un comportamiento similar al control, mientras que el crecimiento celular de la microalga

fue inhibido por concentraciones de 10 y de 20 ppm de cadmio. Por otro lado, para la determinación del pH en la

solución de los cultivos expuestos a cadmio se apreció una dramática disminución de éste parámetro alcanzando

valores de pH de 5.3 y 4.5 en concentraciones de 10 y de 20 ppm de cadmio respectivamente. Adicionalmente, fue

posible apreciar un incremento gradual del pH de los cultivos en presencia de 10 ppm de cadmio a partir del tercer

día de exposición al metal hasta alcanzar un valor de 7.3. Los cultivos expuestos a 5 ppm de Cd mostraron un

comportamiento similar al control, caracterizándose por un aumento en el pH hasta alcanzar un valor de 8.15 a los 7

días de incubación. Por último e independientemente de la concentración de cadmio a la que fueron expuestos los

cultivos de C. reinhardtii se observó una importante remoción de cadmio de la solución alcanzando valores del 48-

69%. La remoción de cadmio se presentó a tiempos muy cortos de exposición al metal, para todas las

concentraciones evaluadas (2.5-20 ppm). Trabajos posteriores son necesarios para comprender los mecanismos

básicos de adsorción y/o absorción en la remoción de cadmio por los cultivos de C. reinhardtii, además de la

comprensión de los mecanismos bioquímico-moleculares de respuesta responsables de la tolerancia al estrés

inducido por metales.

Referencias bibliográficas

Awad S, TC Chu (2005) Effect of cadmium on the growth of Chlamydomonas, Journal of Young Investigators 13 (3), 416-420

Cepák, V., Zobacova, M., Zachleder, V. (2002) The effect of cadmium ions on the cell cycle of the green flagellate

Chlamydomonas noctigama, Algological Studies, 106: 117-129

INECC (2012). Metales pesados, INSTITUTO NACIONAL DE ECOLOGÍA Y CAMBIO CLIMÁTICO MÉXICO, México,

disponible en: http://www.ine.gob.mx/sqre-temas/763-aqre-metales. <Consultado mayo, 2014>

Jiang, Y., Pan, F., Ji, H., Zhang, X.,Zhu,Y., Hu,X. (2012) Adsorption kinetics and equilibrium isotherms of cadmium removal

from wastewater using Chlamydomonas reinhardtii immobilized in sodium alginate, ISBN: 978-1-4673-1283-7

Matsunaga T, Takeyama H, Nakao T, Yamazawa A. (1999) Screening of marine microalgae for bioremediation of cadmium

polluted seawater, J Biotechnol. 1999 Apr 30; 70 (1-3):33-8.

Monteiro, C., Fonseca, Susana C.; Castro, Paula M. L.; Malcata, F. Xavier. (2011) Toxicity of cadmium and zinc on two

microalgae, Scenedesmus obliquus and Desmodesmus pleiomorphus, from Northern Portugal, Journal of Applied

Phycology, February 2011, 23 (1): 97-103

Rajamani S., Siripornadulsil S, Falcao V, Torres M, Colepicolo P, Sayre R. (2007). Phycoremediation of heavy metals using

transgenic microalgae, Adv Exp Med Biol.2007; 616:99-109.

Tuteja N y Mahajan S (2007) Calcium Signaling Network in Plants, An Overview, Plant Signal Behav. 2007 Mar;2(2):79-85.

1

EVALUACIÓN DEL ESTRÉS OXIDATIVO EN MUJERES EMBARAZADAS

EXPUESTAS A FLUORURO EN AGUA DE CONSUMO EN LA CIUDAD DE

DURANGO

EVALUATION OF OXIDATIVE STRESS IN PREGNANT WOMEN EXPOSED TO FLUORIDE

IN DRINKING WATER IN DURANGO CITY

Paola Isabel Rosas Cardoza1*

Olga Dania López Guzmán1

José Manuel Salas Pacheco2

Yolanda Alcaráz 3

Diana Olivia Rocha3

Abstract Fluoride (F

-) is a chemical element very abundant on the surface of the earth and is recognized as an element that

can cause chronic disorders in humans when are exposed to this.The F- has been found in groundwater as a result of

water / rock interaction and the trend in groundwater flow systems to develop physical and favorable geochemical

conditions for mobilization and accumulation. It is associated with rocks that exhibit mineralogical quartz, feldspar,

fluorite and apatite. In México one of the states that have reported F- concentrations above the limits allowed by the

WHO and the Mexican Official Standard NOM-127-SSA1-1994 is Durango with concentration from 0.03 mg/L to

22mg/L. One mechanism of toxicity of this contaminant is to inhibit the enzymes involved in the production of

energy, in the transfer of ions and neurotransmission. Some effects associated with hydrofluorosis areas are dental

fluorosis, skeletal fluorosis, endocrine effects, reproductive effects and neurological effects. The exposition to this

contaminant may cause alterations in thyroid function and oxidative stress. Pregnancy is an oxidative event in itself.

However, in normal pregnancy there seems a balance between antioxidant and oxidant concentrations that may be

affected by the exposition to F-.

Keywords: Fluoride, Oxidative stress, pregnancy.

1 Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Juárez del Estado de Durango.

2 Instituto de Investigación Científica, Universidad Juárez del Estado de Durango.

3 Departamento de Farmacia División de Ciencias Naturales y Exactas Universidad de Guanajuato

* Paola Isabel Rosas Cardoza: Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Juárez del Estado de Durango, Av. Veterinaria S/N,

Circuito Universitario, Col. Valle del Sur, Durango,Dgo.C.P. 34000. Email: pro_41hotmail.com

2

Resumen

El Fluoruro (F-)

es un elemento muy abundante en la superficie de la tierra y es reconocido como un elemento que

puede causar trastornos crónicos en seres humanos cuando están expuestos a este. El F- ha sido encontrado en aguas

subterráneas como resultado de la interacción agua / roca y la tendencia en los sistemas de flujo de agua subterránea

para desarrollar condiciones geoquímicas y físicas favorables para la movilización y acumulación. Se encuentra

asociado con rocas que mineralógicamente presentan cuarzo, feldespatos, fluorita y apatita. En México uno de los

estados que ha reportado concentraciones de F- superiores a los límites permitidos por la OMS y la Norma Oficial

Mexicana NOM-127-SSA1-1994 es Durango con concentraciones de 0.03 mg/L a 22mg/L. Uno mecanismo de

toxicidad de este contaminante es inhibir las enzimas involucradas en la producción de energía, en la transferencia de

iones y la neurotransmisión. Algunos efectos asociados a zonas con la hidrofluorosis son fluorosis dental, fluorosis

ósea, efectos endócrinos, efectos reproductivos y efectos neurológicos. La exposición a este contaminante puede

causar alteraciones la función tiroidea y estrés oxidativo. El embarazo es un estado oxidativo por sí mismo. Sin

embargo, en un embarazo normal aparece un balance entre las concentraciones antioxidantes y oxidantes que puede

verse afectado por la exposición a F-.

Palabras clave: Fluoruro, estrés Oxidativo, Embarazo.

Introducción

El Fluoruro (F-) es un elemento químico muy abundante en la superficie de la tierra y es reconocido como un

elemento que puede producir alteraciones crónicas en los seres humanos cuando se exponen a este (Morales et al.,

2010). Las más altas concentraciones de F- se han encontrado en aguas subterráneas como resultado de la interacción

agua/roca y la tendencia en los sistemas de flujo subterráneo a desarrollar las condiciones físicas y geoquímicas

favorables para su movilización y acumulación. El F- se encuentra asociado con rocas que mineralógicamente

presentan cuarzo, feldespatos, fluorita y apatita (Carrillo et al., 2002).

Esto ha dado a lugar que acuíferos en varias partes del mundo se identifiquen con problemas de contaminación por F-

en donde se han encontrado concentraciones mayores a los límites establecidos por la Organización Mundial de la

Salud (OMS) de 1.5 mg/L. Países como India, China, Sri Lanka, España, Holanda, Italia y México han reportado la

presencia de F-. En México, algunos de los estados que han reportado concentraciones de F

- por arriba de los límites

permitidos por la OMS y la norma oficial mexicana NOM-127-SSA1-1994 Hermosillo (0.2-7.8 mg/L), Valle de

Guadiana en Durango (0.03 – 22 mg/L) San Luis Potosí (0.3-5.8 mg/L) y Guanajuato (0.2-8 mg/L) (Díaz, 2000).

La fluorosis (intoxicación por fluoruro) es causada por la ingestión aguda o crónica de fluoruros y se caracteriza

clínicamente en los seres humanos por alteraciones en las caries dentales, así como por los cambios en el sistema

músculo-esquelético y nervioso (Morales et al. 2010).

Los estudios en animales referentes a F- han observado un déficit cognoscitivo dependiente de la dosis y del sexo,

siendo el hipocampo la principal región de acumulación (Mullenix et al, 1995). Así mismo Shivarajashankara y

colaboradores observaron cambios histológicos en el hipocampo, amígdala, corteza y cerebelo en ratas expuestas

crónicamente a 100 mg/L de F- en agua (Shivarajashankara et al., 2002a), a esta concentración los niveles de F

- en el

plasma de las ratas son similares a los niveles de F- en plasma de individuos expuestos a concentraciones de 5 a 10

mg/L de F- en agua (Mullenix et al, 1995).

En estudios anteriores se ha referido que el mecanismo de toxicidad de este contaminante es inhibir las enzimas

involucradas en la producción de energía, en la transferencia de iones y en la neurotransmisión (Vanni y Reddy,

2000). Alteraciones en la función tiroidea y estrés oxidativo son dos mecanismos de acción propuestos para F-

(Iavicoli et al., 2009)

El estrés oxidativo referido para F- se observa principalmente con el incremento de los niveles de radicales libres

(ROS) así como con la disminución de la capacidad antioxidante en animales (Basha y Madhusudhan 2010;

Shivarajashankara et al, 2002b; Narayanaswamy y Piler 2010; Madhusudhan y Basha 2010). En humanos, Varol et

al (2008)., observó una asociación entre el índice de estrés oxidativo y los niveles de F- en orina (0.36; p<0.001) en

76 adultos demostrado así que el estrés oxidativo juega un papel importante en la patogenia de los individuos que

residen en lugares con hidrofluorosis.

3

Es bien conocido que el estrés oxidativo interviene de forma crítica en el desarrollo del SNC del feto (Cerdá et al

2005). Los mecanismos desencadenantes de neurodegeneración y muerte cerebral se encuentra el estrés oxidativo

producido por la generación de especies reactivas derivadas del oxígeno molecular habiendo una estrecha relación

entre el estrés oxidativo y la patogenia de muchas enfermedades neurodegenerativas (Cerdá et al, 2010).

El objetivo principal de este estudio es evaluar el estrés oxidativo en mujeres embarazadas expuestas a F- en el

primer trimestre de embarazo.

Metodología

El presente estudio es de tipo pre-experimental transversal analítico. Se contó con la colaboración de 52 mujeres con

embarazo confirmado no mayor a 14 semanas de gestación, nativas de la ciudad de Durango expuestas a

concentraciones variables de F-, las cuales fueron captadas en el Centro de Salud 450 ubicado en la colonia

Asentamientos Humanos en la ciudad de Durango, Dgo.

Se aplicaron encuestas para conocer mejor las características de las participantes, las cuales incluían datos

antropométricos, nivel socioeconómico, datos alimenticios y consumo de drogas y/o alcohol. La toma de muestra se

realizó directamente en su domicilio. Esta toma constaba en la recolección de muestras de agua de consumo y orina

(la primera de en la mañana) que fueron almacenadas en botes de polipropileno nuevos y estériles, para la

determinación de F-

, así como extracción de sangre por punción venosa en tubos con y sin heparinizar para la

evaluación de Estrés Oxidativo y Malondialdehido en suero y plasma respectivamente. Las tomas fueron hechas en

el transcurso de la mañana debido a que la toma se realiza en ayunas. Todas las muestras fueron transportadas en

hieleras para mantener una temperatura no mayor a 4°C hasta su procesamiento.

Para la cuantificación de F- se utilizó el método potenciométrico con electrodo ion selectivo a microescala reportado

por Guevara y Ortiz (2009). Se realizó en base a una curva de calibración construida a partir de una serie de

estándares con concentraciones conocidas y por triplicado. Los estándares se prepararon a partir de una solución

stock de 100 mgF-/L. Como control de calidad se usó estándar certificado de 100 ± 0.8 mg/L de F

- (High Purity

Standards Lote # 0735446).

Para la evaluación del Estrés Oxidativo, se centrifugaron las muestras sanguíneas a 3500 rpm durante 5 minutos para

separar el suero y plasma de la muestra. Se midió tanto el Estado Total Oxidante (TOS) y la Capacidad Total

Antioxidante (TAS) en plasma a través de ensayos espectrofotométricos de los siguientes kits comerciales: Total

Oxidant status (TOS) assay Kit de Rel Assay Diagnostics y Total Antioxidant status (TAS) assay Kit de Rel Assay

Diagnostics, con la metodología descrita en cada kit midiéndose a partir de métodos espectrofotométricos a una

longitud de onda de 530 nm de absorbancia para TOS y 660 nm de absorbancia para TAS.

Para complementar la evaluación del nivel de estrés oxidativo se determinaron además los niveles de

malondialdehido (MDA) en plasma a través del Kit comercial: NWLSSTM Malondialdehyde Assay de Northwest, el

cual se usa través de métodos espectrofotométricos a partir de una curva de calibración construida con estándares

conocidos incluidos en el kit. Se realizó un análisis descriptivo de los datos obtenidos tanto de F-

como de los

biomarcadores de Estrés Oxidativo (frecuencias, media, mediana, desviación estándar, etc.).

Resultados

Cuantificación de los niveles de Fluoruro. Se recolectaron un total de 52 muestras de agua de consumo y orina

pertenecientes a mujeres embarazadas de la ciudad de Durango con una edad gestacional no mayor a 14 semanas,

todas las muestras provenientes del grifo de la vivienda de cada una de las participantes a las cuales se les determinó

la concentración de F- con el método anteriormente descrito. Se observó que las concentraciones de F

- superan a los

límites establecidos dentro de la Norma Oficial Mexicana (NOM-127- SSA1-1994) en la que se establecen como

límites máximos permisibles concentraciones de 1.5 mg/L (Tabla 1).

De manera adicional se evaluó la concentración de F- en orina observando que el 57% de la población superó el

límite de intervención ambiental (LIA), conocido como la concentración a la que no se presentan efectos adversos (2

mg/L de orina), dato establecido por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA) (Tabla 1).

4

Tabla 1. Concentraciones de F- en agua de bebida y orina.

X±DE a

(min-máx) Niveles de Referencia % Con niveles alterados

n 1er trimestre n 1er trimestre

F- agua

Llave

mg/L

52

2.59 ± 2.62

(0.46 - 18.77)

<1.5 44 67%

F- agua

Garrafón

mg/L

23

1.19 ± 1.46

(0.12 - 4.3)

<1.5 5 21%

F- orina

mg/L 52

2.29 ± 1.37

(0.27 - 8.03)

<2 22 57%

a Media aritmética ± desviación estándar; entre paréntesis se muestra el valor mínimo y máximo;

n número de muestras.

Cuantificación de TOS, TAS y MDA. Con un total de 52 muestras de suero obtenido por medio de la centrifugación

de las muestras obtenidas por punción venosas de las participantes, a 3500 rpm durante 5 min para la separación

tanto del suero como del plasma. Se cuantificó TOS mostrando que el 77.42% de la población tiene una tendencia

en presentar niveles de normales a altos y un 67.74% se vio reflejado en una disminución en los niveles de TAS en

suero en ambos casos (Tabla 2), comparado con los niveles de referencia normales siendo así <5µmol H2O2 Equiv./L

y >2 mmol Trolox Equiv./L para TOS y TAS respectivamente.

Para el MDA el 96.77% de la población tuvo niveles elevados de MDA en el plasma obtenido por centrifugación de

las muestras de las mujeres participantes esto es por arriba de 2mmol/L (Tabla 2).

Tabla 2. Niveles de TOS, TAS y MDA.

Biomarcador

X±DE a

(min-máx) Niveles de Referencia % Con niveles alterados

n

n

TOS

µmolH2O2 Equiv./L 52

7.68 ± 4.49

(1.33 - 7.22)

<5 44 84%

TAS

mmol Trolox/L 52

1.64 ± 1.36

(0.032 - 8.77)

>2 41 78%

MDA

mmol/L 52

6.77 ± 3.31

(1.96 - 6.12)

<2 52 100%

OSI 52 4 ± 2

(1 - 9) >5 52 82%

a Media aritmética ± desviación estándar; entre paréntesis se muestra el valor mínimo y máximo;

n número de muestras

Para medir el nivel de Estrés Oxidativo o índice de Estrés Oxidativo (OSI) se utilizó el cuadro de Rel Assay

Diagnostic el Rel Assay DignoSquare (Figura 1) en el cual se graficaron los datos de TOS en el eje de las abscisas y

TAS en el eje de las ordenadas de cada una de las participantes, dependiendo del cuadrante en donde se localizaron

las coordenadas, se pudo obtener el OSI.

5

TOS = Estato total Oxidante, TAS = Estado Total de Antioxidantes

Figura 1. Rel Assay DignoSquare; estado de Estrés Oxidativo según el cuadrante resultante.

Discusión

La contaminación por F- es un problema presente a nivel mundial en países como lo son Bangladesh, China,

Argentina, Chile, India, Perú etc. (Vega, 2001, Selevan, 2000). En México este problema afecta a más de 6 millones

de personas. Entre los estados con concentraciones superiores a los establecidos en la normatividad Mexicana

Durango es uno que sobre pasa los límites permitidos, ya que en estudios anteriores como el de Chávez en el 2010

nos da concentraciones para F- en el Valle del Guadiana de ≥ 2.0 mg/L. En cuanto a los niveles de TOS, TAS y

MDA en Durango no se reportan resultados obtenidos con anterioridad para dicho análisis, sin embargo en un

estudio de Xi Shuhua en el 2012 en células cultivadas in vitro demostró un incremento en las especies reactivas de

oxigeno por exposición a concentraciones elevadas de NaF-

(10 - 50 mg/L) y una disminución de la capacidad

antioxidante por una exposición a dosis de entre 5 a 40 mg/L de NaF- así como un aumento en la peroxidación

Lipídica ocasionando un aumento en la cantidad de MDA.

Morales González en el 2010 reporta un aumento en la concentración de MDA y una disminución en la actividad

antioxidante en la membrana de eritrocitos de ratas macho por exposición a concentraciones de 50 mg/L por 8 días.

Kayka et. a.l en el 2013 nos dice que las cantidades de MDA en plasma de mujeres embarazadas se ven

incrementadas naturalmente en el tercer trimestre de gestación debido al rápido desarrollo y la alta actividad

mitocondrial en la placenta lo que deriva en la generación de ROS sin embargo en nuestro estudio pudimos ver un

aumento considerable en las concentraciones de MDA desde el primer trimestre de gestación.

Conclusión

Mediante los valores obtenidos se encontró que el 67% de la población participante ingiere agua con cantidades de F-

por encima de los límites máximos permisibles establecidos tanto por la normatividad mexicana como por la OMS.

Así mismo se encontró que el 57% de la población participante contaba con valores de F- en orina superiores a los

que el LIA (Límite de Intervención Ambiental) establece. Lo cual nos dice que el consumo de este líquido vital

puede ser considerado como un riesgo a la salud de las personas que la consumen especialmente cuando la ingesta es

en edades tempranas o indirectamente cuando la exposición es en un estadío prenatal.

Los datos resultantes del presente estudio nos indican que existe una variación importante en los niveles de TOS,

TAS y MDA, lo que da como resultado un estado de Estrés Oxidativo de la población participante (52% de esta)

superior a los previamente establecidos. Debido a lo anterior es de suma importancia hacer recomendaciones de no

ingerir alimentos fluorados así como informar tanto a la población como a las autoridades correspondientes de los

riesgos a los que pueden estar expuestos por el consumo de agua de grifo ya que puede ocasionar problemas de salud

a la población sobre todo a personas con exposición crónica y generaciones futuras expuestas indirectamete al

contaminante por medio del consumo de agua de grifo desde un periodo prenatal.

Cuadrante Estrés Oxidativo

1 Muy Alto

2 Alto

3 Estrés Oxidativo

4 Desordenes Inmunológicos y Metabólicos

5 Balance (Principio de enfermedad y/o Estrés Oxidativo)

6 Nivel Normal

7 Buen Nivel

8 Muy buen Nivel

9 Mejor Nivel

6

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Comisión Nacional del Agua, Gerencia del Saneamiento y Calidad del Agua, México D.F.

1

POLUIÇÃO DAS ÁGUAS POR HORMÔNIOS SEXUAIS FEMININOS, NATURAIS E

SINTÉTICO: UM ESTUDO DE CASO NO MUNICÍPIO DE POÇOS DE CALDAS/MG

WATER POLLUTION BY FEMALE SEXUAL HORMONES, NATURAL AND SYNTHETIC: A

CASE STUDY IN THE CITY OF POÇOS DE CALDAS/MG

Olimpio Gomes da Silva Neto1*

Leida Ramos de Andrade2

Abstract This study aimed to verify the presence of natural female hormones: estradiol, estriol, estrone and the synthetic

ethinylestradiol, in the waters of the city of Pocos de Caldas-MG. The samples were collected in water treatment and

wasterwater treatment plants, before and after treatment, as well as in the sources of mineral waters, in water

bodies near the dump, pig farmers, slaughterhouses, dams, public drinking fountains, industrially bottled water and

residential water. The first samples were analyzed in the laboratory Bioagri Environmental Ltda, by Gas

Chromatography coupled to Mass Spectrometry, based on the Standard Methods, whereby no hormones for the

detection limit of 1g/L were found in the samples collected. However, in the sample ETE Contour (influent and

effluent) detected the presence of drug residues like coprostanol, ibuprofen, pentachlorophenol, stigmasterol, dibutyl

phthalate, cholestanol and caffeine, as well as residues of cholesterol. For sample analysis the second phase, the

samples were sent to the Center for Mass Spectrometry Applied Ltda in São Paulo-SP. The method used was the

High Performance Liquid Chromatography coupled to Mass Spectrometry, based on the Standard Methods. In the

analyzes of these samples only detected the presence of the hormone estriol (16300.0 ng/L) in the watercourse

downstream of the pig farm. It is suggested by these results, the importance of monitoring water quality as the

detection of these pollutants, as well as finding solutions to prevent them and eliminate them from the aquatic

environment, prioritizing the health and quality of life population, as well as preservation of ecosystems.

KeyWords: Hormones, Emerging Pollution, Water Quality.1

1 Instituto Federal Sul de Minas (IFSULDEMINAS). Endereço: Rua Ciomara Amaral de Paula 167 - Medicina - CEP: 37550-000

- Pouso Alegre/MG – Brasil. Fone: 0055 (35) 3449 6150 . Email: olimpioneto@yahoo.com.br

2 Centro Universitário das Faculdades Assoicadas de Ensino - FAE.

2

Resumo

Este trabalho teve o objetivo de verificar a presença de hormônios femininos naturais: estradiol, estriol, estrona e o

sintético etinilestradiol, nas águas do município de Poços de Caldas-MG. As amostras foram coletadas nas estações

de tratamento de água e esgoto (ETA’s e ETE’s), antes e depois dos tratamentos, assim como nas fontes de águas

minerais, em corpos d’água próximos ao lixão, de criadores de suínos, próximo ao frigorífico, em bebedouros

públicos, represas, água engarrafada industrialmente e águas residenciais. As primeiras amostras coletadas foram

analisadas no laboratório da Bioagri Ambiental Ltda., por Cromatografia Gasosa acoplada à Espectrometria de

Massas , com base nos padrões do Standard Methods, por meio do qual não foram encontrados os hormônios para o

limite de detecção de 1µg/L nas amostras coletadas. Porém, na amostra da ETE Contorno (afluente e efluente)

detectou-se a presença de resíduos fármacos: coprostanol, ibuprofeno, pentaclorofenol, estigmasterol, dibutilftalato,

colestanol e cafeína, como também resíduos de colesterol. Para as análises amostrais da segunda fase, as amostras

foram encaminhadas para o Centro de Espectrometria de Massas Aplicada Ltda (CEMSA), em São Paulo- SP. O

método utilizado foi a Cromatografia Líquida de Alta Eficiência acoplada à Espectrometria de Massas (CLAE-

EM/EM), com base nos padrões do Standard Methods. Nas análises dessas amostras encontrou-se apenas a presença

do hormônio estriol (16300,0 ngL-1

) no córrego a jusante da granja de suínos. Sugere-se, com esses resultados, a

importância do monitoramento da qualidade da água quanto à detecção desses poluentes, bem como buscar soluções

para preveni-los e eliminá-los do ambiente aquático, priorizando a saúde e a qualidade de vida populacional, bem

como a preservação dos ecossistemas.

Palavras Chave: Hormônios, Poluição Emergente, Qualidade das Águas.

Introdução

Devido ao avanço das pesquisas da medicina, iniciou-se o uso de hormônios em diversos fármacos como nos

anticoncepcionais, nas reposições hormonais, na prevenção da osteoporose e até mesmo no tratamento de alguns

tipos de câncer como de próstata e mama. Consequentemente, esse fato tem levado a um crescente aumento da

poluição dos corpos d’água principalmente pela excreção desses hormônios.

O rápido crescimento populacional e as melhorias socioeconômicas proporcionaram o aumento no uso de hormônios,

como também dos resíduos medicamentosos. A ausência de uma legislação específica para a poluição hormonal e a

falta de orientações quanto ao descarte destes, tem provocado este tipo de poluição ainda pouco conhecida no Brasil.

Nesse contexto, pesquisadores alertam em relação à poluição das águas pelos poluentes emergentes, tais como os

derivados dos fármacos, os hormônios sexuais e os resíduos de produtos industriais, pelo fato dessas substâncias

quando ingeridas em grandes concentrações ou em contato por tempo prolongado, poderem interferir no

funcionamento das glândulas endócrinas (GHISELLI, 2006).

As consequências dos desequilíbrios endócrinos podem ser desastrosas, causando câncer de próstata, dos testículos,

redução do número de espermatozoides, câncer de útero, de mama, de vagina, menstruação precoce e distúrbios da

tireoide. Oferece também um grande risco para os animais aquáticos, como os peixes e outras espécies de machos, os

quais podem se afeminar causando a diminuição da procriação das fêmeas e, consequentemente, o desequilíbrio dos

ecossistemas (CHRISTANTE, 2010).

Dentre esses poluentes emergentes estão os hormônios sexuais femininos naturais estradiol, estriol e estrona e o

sintético etinilestradiol. Suas interferências podem ocorrer mesmo quando expostos em concentrações muito baixas,

em níveis de 1 ngL-1

(BILA; DEZOTTI, 2007). Ressalta-se que no Brasil, apesar de já existirem estudos sobre a

presença de disruptores endócrinos em ambiente aquático, ainda não há parametrização legal sobre o assunto

(DALLEGRAVE, 2012).

O objetivo deste trabalho foi de verificar a presença de hormônios sexuais femininos naturais estradiol, estriol e

estrona, e o sintético etinilestradiol nas águas do município de Poços de Caldas, MG e verificar políticas públicas

realizadas na prevenção da poluição por esses hormônios.

3

A motivação deste trabalho baseou-se nos riscos que os hormônios sexuais femininos trazem para os corpos d’água,

para a saúde dos seres vivos e para o desequilíbrio do meio ambiente. A investigação foi realizada no município de

Poços de Caldas pelo fato de ser uma cidade privilegiada e famosa pelas suas fontes de águas naturais. Este trabalho

contribuirá com as autoridades locais como diretriz de monitoramento e de ações de políticas públicas na preservação

da qualidade de suas águas.

Metodologia

Em uma primeira fase coletaram-se amostras de águas de seis pontos: ETA III (afluente e efluente), ETA V

(afluente e efluente) e ETE Contorno (afluente e efluente). Na ocasião das coletadas das amostras as referidas ETA’s

e ETE se encontravam em condições normais de operação. As análises para detecção dos hormônios foram

realizadas pelo Laboratório Bioagri Ambiental Ltda, por Cromatografia Gasosa acoplada à Espectrometria de Massa,

com base nos padrões do Standard Methods. No entanto, os resultados emitidos pelo referido laboratório foram

apresentados em µg/L e como nesse nível é mais difícil de detectar a presença de hormônios, optou-se então pela

busca de outro laboratório que realizasse as análises com nível de detecção em ng/L, necessitando de uma segunda

fase de coletas.

Diante do exposto, foi realizada uma segunda fase de coleta, num total de 50 amostras, com réplica, analisadas no

Centro de Espectrometria de Massas Aplicada Ltda (CEMSA), em São Paulo- SP. O método utilizado foi a

Cromatografia Líquida de Alta Eficiência acoplada à Espectrometria de Massas (CLAE-EM/EM), com base nos

padrões do Standard Methods. Além das amostras coletadas nas estações de tratamento de água e esgoto (ETA’s e

ETE’s), antes e depois dos tratamentos também foram coletadas amostras nas fontes de águas minerais, em corpos

d’água próximos ao lixão, de criadores de suínos, próximo ao frigorífico, em bebedouros públicos, represas, água

engarrafada industrialmente e águas residenciais.

Nas coletas foram utilizados os procedimentos de acordo com as referências e critérios das Normas Brasileiras

Registradas (NBR 9898), preservações e técnicas de amostragem para efluentes líquidos e corpos receptores da

Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT).

Resultados

Na primeira fase as análises realizadas foram dos hormônios femininos estradiol, estrona e o sintético etinilestradiol.

As Tabelas 1 e 2 mostram os resultados da ET Contorno – afluente e efluente, respectivamente.

Conforme as Tabelas 1 e 2, para as amostras coletadas na ETE Contorno, afluente e efluente, respectivamente,

nenhum dos hormônios pesquisados foram encontrados em concentrações maiores que 1,0 µg/L. No entanto,

detectou-se a presença da cafeína que apesar de não ter sido o objetivo do trabalho, é uma substância vista com certo

cuidado pelos estudiosos por ser considerada indicadora da qualidade dos mananciais e do tratamento de água

(SANTANA, 2013). A presença da cafeína na efleuente tratado pode indicar que outros poluentes químicos também

não tenham sido eliminados no processos de tratamento de águas e efluentes (SANTOS, 2012).

As substâncias encontradas nas análises e descritas nas Tabelas 1 e 2 (colesterol, coprostanol, estigmasterol,

dibutilfitalato e colestanol) não foram substâncias previamente definidas para análise, mas deve se considerar como

sendo sugestivas de atenção pela forma e concentração que apareceram nas amostras e por serem substâncias de

crescente presença no meio ambiente indicando poluição de resíduos medicamentosos. Para as análises da ETA III

e V – afluente e efluente, também não foram encontrados os hormônios femininos estradiol, estrona e o sintético

etinilestradiol, além dos residuos medicamentosos e cafeína encontradas na ETE Contorno afluente e efluente.

4

Tabela 1: Tabela descritiva dos resultados da primeira coleta da ETE Contorno – Afluente

Tabela 2: Tabela descritiva dos resultados da primeira coleta da ETE Contorno – efluente

Na segunda fase, a investigação foi realizada para os hormônios naturais estradiol e estriol e o sintético

etinilestradiol. Para as amostras de águas coletadas nas residências, bebedouros públicos bem como na água

engarrafada industrialmente, fontanários, águas das represas Saturnino de Brito e Bortolan, Córrego do Moinho,

Córrego Ponte Alta, afluente Córrego dos Metais, ETE - Bortolan e ETA’s, não houve a detecção da presença dos

hormônios investigados para concentrações superiores a 1,0 ng/L. Porém, em uma das amostras do efluente Córrego

Parâmetros CAS Unidade LQ Resultados Analíticos

17-a-etinilestradiol --- µg/L 1 < 1

4-nonil fenol --- µg/L 1 < 1

Benzo(a)pireno 50-32-8 µg/L 1 < 1

Bisfenol-A 80-05-7 µg/L 1 < 1

Colesterol --- µg/L 100 322

Coprostanol --- µg/L 100 451

Norgestrel --- µg/L 1 < 1

Diclofenaco de Sódio --- µg/L 1 < 1

Estradiol --- µg/L 1 < 1

Estrona --- µg/L 1 < 1

Ibuprofano --- µg/L 1 3,61

Pentaclorofenol 87-86-5 µg/L 1 1,20

Progesterona --- µg/L 1 < 1

Estigmasterol --- µg/L 1 19

Dibutilftalato 84-74-2 µg/L 1 3,05

Dietil Ftalato 84-66-2 µg/L 1 < 1

Colestanol --- µg/L 10 30

Cafeína 58-08-2 µg/L 100 107

Paracetamol --- µg/L 1 < 1

Parâmetros CAS Unidade LQ Resultados Analíticos

17-a-etinilestradiol --- µg/L 1 < 1

4-nonil fenol --- µg/L 1 < 1

Benzo(a)pireno 50-32-8 µg/L 1 < 1

Bisfenol-A 80-05-7 µg/L 1 < 1

Colesterol --- µg/L 100 263

Coprostanol --- µg/L 100 329

Norgestrel --- µg/L 1 < 1

Diclofenaco de Sódio --- µg/L 1 < 1

Estradiol --- µg/L 1 < 1

Estrona --- µg/L 1 < 1

Ibuprofano --- µg/L 1 < 1

Pentaclorofenol 87-86-5 µg/L 1 < 1

Progesterona --- µg/L 1 < 1

Estigmasterol --- µg/L 1 16

Dibutilftalato 84-74-2 µg/L 1 283

Dietil Ftalato 84-66-2 µg/L 1 < 1

Colestanol --- µg/L 10 36

Cafeína 58-08-2 µg/L 10 87

Paracetamol --- µg/L 1 < 1

5

dos Metais (após a granja de suínos) no entorno de Poços de Caldas, verificou-se a presença do hormônio estriol na

concentração de 16300,0 ng/L, muito superior a 1,0 ng/L, apontado como limite ao qual resulta em interferência na

saúde humana.

A não verificação dos outros hormônios estudados pode ser devido ao método de preparação e análise realizados. Foi

verificado que o cromatógrafo não foi padronizado para identificar os micropoluentes que estavam presentes nas

amostras da primeira fase (resíduos fármacos). No entanto, sabe-se que a presença dos residuos fármacos nas

amostras analisadas (segunda fase) podem ter gerado os muitos ruídos, resultados observados nos cromatogramas

das análises. Como consequência da presença dos residuos fármacos, estes devem ter causado interferências na

análises dos compostos que eram o foco da pesquisa.

Em uma conversa informal com vizinhos próximos da granja de suínos, os mesmos relataram que já houve várias

reclamações, com a presença da mídia e atuação da CETESB (órgão fiscalizador, responsável do ponto de coleta

verificado). Foi informada também, a ocorrência de descargas regulares do efluente sem tratamento, gerando um

odor insuportável, além é claro, da poluição da água.

O processo de excreção dos hormônios por esses animais (porcos) normalmente ocorre em sua maioria pela urina.

No entanto, como a granja tem matrizes para reprodução dos mesmos, durante o período de gestação das fêmeas

ocorre um aumento significativo na produção de hormônios, que também são excretados pela urina e em uma

quantidade muito superior, excretados principalmente durante o parto, aumentando a concentração dos hormônios no

efluente gerado (MACHADO, 2010).

Quanto a interferência pluviométrica, acredita-se que não foi um fator relevante na detecção dos hormônios

investigados, pois as coletas das amostras foram realizadas no mês de Junho, onde a precipitação é baixa, não

contribuindo para a diluição dos hormônios nos corpos d’água.

Verificação das Políticas Públicas e de Medidas de Prevenção da Poluição por Hormônio em Poços de Caldas

Segregação de Resíduos Medicamentosos

Segundo informações, obtidas por meio da Prefeitura Municipal, Poços de Caldas não possui um gerenciamento de

serviços para a coleta seletiva dos resíduos fármacos. É a Secretaria de Saúde quem se responsabiliza pela coleta

desses resíduos nas instituições de saúde e o seu destino final. A cidade também não possui programas de

conscientização e segregação dos resíduos medicamentosos junto à população do município, fatores estes de

fundamental necessidade mediante comprovações das condições de saneamento e disposição dos resíduos sólidos

domésticos, industriais e hospitalares (PREFEITURA MUNICIPAL DE POÇOS DE CALDAS, 2012).

Aterro Controlado

A cidade de Poços de Caldas não possui um programa de segregação dos resíduos medicamentosos e os mesmos tem

como destino final o aterro controlado evidenciando o impacto que pode ocasionar nos solos e consequentemente nos

corpos hídricos. Alguns estudos de diagnósticos no aterro existente (ELIS, 2008), utilizando técnicas geofísicas

como sondagens por caminhamento dipolo-dipolo, constatou infiltração de chorume o qual diminui a resistividade da

zona saturada. Isso demonstra a capacidade de infiltração não só do chorume mas também do lixiviado, o que

acarreta na contaminação do solo e também dos corpos d’água. No diagnóstico realizado por Medeiros et al. (2009)

no aterro do município de Poços de Caldas também foi constatado que os resíduos sólidos urbanos eram dispostos a

céu aberto, além do local encontrar-se em estado de degradação. Os pesquisadores verificaram ainda que no aterro do

município não existia um sistema de drenagem pluvial o que fazia aumentar o risco de lixiviação e estes atingirem os

cursos d’água. Em uma visita ao aterro pode-se evidenciar (Figuras 1) a situação de degradação que o aterro se

encontra, como também os riscos de poluição e desequilíbrio do ambiente. As constatações não diferem muito das

realizadas por Medeiros et. al (2009). Os resíduos que puderam ser observados foram os vindos de construção civil,

medicamentosos, muitos plásticos, resíduos eletrônicos e domésticos. Pelo que foi constatado pode-se verificar que o

aterro municipal de Poços de Caldas não se enquadra como aterro controlado por não se encontrar nos padrões

recomendados. Firmando a urgência para a execução do aterro sanitário, a cidade necessita elaborar Planos

Municipais de Gerenciamentos Integrados de Resíduos Sólidos Urbanos, incluindo os medicamentosos, como

6

também projetos para que o Aterro Sanitário possa acolher estes resíduos e que os sistemas sejam sustentáveis. Para

tanto, terão que se dispor de uma equipe técnica composta por profissionais da área de Engenharia Civil, Sanitária e

Ambiental na condução dos trabalhos. A Prefeitura Municipal de Poços de Caldas informou que já foi assinado um

acordo junto a Promotoria denominado Termo de Ajuste de Conduta (TAC), constando que se deve construir um

aterro sanitário com a previsão de estar concluído em 2016.

Figura 1: Aterro controlado de Poços de Caldas Fonte: arquivo pessoal, 2013

Estação de Tratamento de Água (ETA’s) e Esgoto (ETE’s)

O Departamento Municipal de Água e Esgoto (DMAE) da cidade de Poços de Caldas-MG, possui atualmente três

estações de tratamento de água em funcionamento. A ETA I, ETA III e a ETA V e todas são dotadas de um mesmo

sistema: cloração, floculação, decantação, filtração e fluoretação (DMAE, 2012).

Mesmo na análise de hormônios neste trabalho não ter encontrado quantidades de hormônios a montante e a jusante

das ETA’s e ETE’s, deveria ser considerado um planejamento para adequações dos tratamentos com técnicas mais

apuradas quanto a remoção dos hormônios, pois os tratamentos convencionais utilizados pelas ETA’s no Brasil não

são eficientes na remoção dos hormônios. Alguns tratamentos já provaram eficiência na remoção do estradiol,

etinilestradiol, nonilfenol, bisfenol A e dietilftalato e são: carvão ativado em pó, carvão ativado granular,

ultrafiltração, nanofiltração, osmose reversa e filtro biológico com MnO2 (PÁDUA, 2013). Alguns países europeus,

como a Holanda e a França e também os Estados Unidos, há tempos utilizam o ozônio no processo de desinfecção de

suas águas em substituição ao cloro por ser este mais rápido na inativação de bactérias, alto poder de oxidação, não

produzir toxinas e maior rapidez no processo (SNATURAL, 2011). Ressaltando que a utilização do ozônio é bem

mais dispendiosa que o cloro, podendo ser um fator de impedimento para a sua implantação nas Estações de

Tratamento de Águas no Brasil.

Quanto as Estações de Tratamento de Esgoto (ETE’s) coordenadas pelo Departamento Municipal de Água e Esgoto

(DMAE) de Poços de Caldas, constatou-se que aproximadamente 70 % do esgoto gerado são descartados em corpos

d’água sem tratamento. A promissora Estação de Tratamento de Esgoto (ETE-I), ainda não está concluída e a ETE-

III opera de forma indesejável. A falta de autonomia e de recursos financeiros impediu a realização do Plano Diretor

dos Recursos Hídricos em Poços de Caldas, segundo a conselheira do Comitê Ângela Maria dos Santos

(ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 2013). Em Poços de Caldas o

Sistema de Tratamento dos Efluentes ocorre da seguinte forma: por gravidade e bombeamento, o esgoto chega à

estação de tratamento. Passa pela grade de retenção das partículas sólidas e o líquido vai para a caixa de areia

(tratamento preliminar), desta para a elevatória e para o tanque onde ocorre o primeiro processo bacteriológico

7

anaeróbico, o qual leva de 4 a 5 horas. No final deste e em outro tanque, inicia-se o processo bacteriológico aeróbico

(tratamento secundário) e finalizando o efluente tratado passa por um filtro e é descartado no córrego das Antas.

Ressaltando que os motivos expostos anteriormente, como presença de substâncias não hormonais (ocasionando os

ruídos), podem ter sido os obstáculos para não identificação da presença dos hormônios investigados: estriol,

estradiol, estrona e etinilestradiol, nas amostras dos afluentes e efluentes coletadas nas ETE’s Contorno e Bortolan na

cidade de Poços de Caldas.

Bioadsorventes já estão sendo utilizados no Brasil e podem ser alternativas promissoras para os tratamentos de

efluentes poluídos com resíduos fármacos, os quais consistem em usar produtos naturais por um custo mais reduzido.

São eles: sabugo de milho, serragem de madeira, palha de arroz, mesocarpo de coco e bagaço de cana-de-açúcar.

Licenciamento de atividades poluidoras (granjas de aves e/ou suínos)

Nos países europeus e nos Estados Unidos, as atividades relacionadas a granjas de aves e/ou suínos são controladas

por órgãos ambientais com foco na gestão ambiental e autorizam esse tipo de empreendimento apenas se houver o

manejo nutricional, ou seja, se os dejetos forem usados como adubo e ainda há a determinação da área de produção.

No Brasil, as licenças ambientais são requeridas para a produção animal e são exigidas caso o empreendimento ou

atividade utilizem recursos ambientais e/ou são capazes de causar degradação ambiental (PALHARES, 2008). Entre

as exigências, tem-se o estabelecimento da distância mínima entre as instalações de produção de suínos e manejo de

resíduos, bem como dos recursos naturais e ainda o atendimento de padrões de descarga de efluentes em corpos

d’água. No entanto, não existe um monitoramento quanto ao lançamento de hormônios nos corpos d’águas para essa

atividade. Levantou-se junto a Prefeitura Municipal de Poços de Caldas sobre os dispositivos legais para a

implantação de granjas de aves e/ou de suínos no município e foi relatado que o município não possui licenciamentos

específicos para estas criações, porque seguem as normas do Código de Postura do município as quais proíbem esse

tipo de criação (PREFEITURA MUNICIPAL DE POÇOS DE CALDAS, 2012).

Conclusão

Com a realização deste trabalho pode–se verificar a dificuldade de conhecer e monitorar a qualidade da água que é

consumida pela população. Os diferentes caminhos de poluição por esses hormônios devem ser melhores estudados,

assim como o desenvolvimento de metodologias de análise em corpos d’água menos dispendiosas, possibilitando o

monitoramento dos mesmos. Além disso, a criação de uma legislação mais específica também contribuiria para a

manutenção e melhora da qualidade dos corpos d’água, consequentemente da qualidade de vida.

A partir da pesquisa e das análises realizadas nas águas do município de Poços de Caldas – MG pode-se verificar em

uma primeira fase, que não foram encontrados os hormônios investigados para concentração superior a 1,0 µL-1

,

porém foram encontradas outras substâncias como; colesterol, coprostanol, estigmasterol, dibutilftalato, colestanol e

cafeína. Observou-se em uma segunda fase, que também não foi detectada a presença dos hormônios investigados,

para concentrações superiores a 1,0 ngL-1

, porém, em seu entorno foi verificada a presença do hormônio estriol na

amostra do efluente pós-granja de suínos, que pode ser resultado de descargas regulares de efluente sem tratamento.

A ausência dos hormônios investigados nas amostras da segunda fase não significou que os mesmos não estavam

presentes. Na análise foram observados ruídos durante o processo de investigação dos hormônios solicitados. Tais

ruídos ocorreram provavelmente devido a presença de outras substâncias, cujas massas moleculares são maiores do

que as dos hormônios, dificultando a detecção dos mesmos.

Quanto às políticas e medidas de prevenção da poluição realizadas pela prefeitura da cidade de Poços de Caldas em

relação aos hormônios investigados, verificou-se a necessidade de adotar medidas preventivas, como a segregação e

descarte de resíduos medicamentosos. O aterro controlado da cidade mostrou-se inapropriado para o descarte dos

residuos. Outro ponto verificado foi à insuficiência de Estações de Tratamento de efluentes, pois de todo o esgoto

coletado é tratado aproximadamente somente 1/3 do mesmo, sendo o restante descartado em corpos d’água. Além

disso, sugere-se a implantação de novas tecnologias nas Estações de Tratamento de Água e Esgoto, uma vez que a

tecnologia empregada atualmente é de baixa eficiência.

8

O trabalho mostrou que ainda há muito a ser discutido e avaliado para melhor compreensão dos riscos que podem

causar os hormônios sexuais femininos ou outras substâncias poluentes do sistema aquático, principalmente por

agirem como disruptores endócrinos afetando a saúde dos seres vivos e do meio ambiente. Espera-se que a partir das

informações aqui levantadas e abordadas, possa ser desenvolvidos mais estudos sobre o assunto despertando e

conscientizando as pessoas quanto à problemática dos poluentes emergentes.

Agradecimentos - Os autores gostariam de reconhecer e agradecer a contribuição do Prof. Dr.

Gilberto De Nucci, pelo apoio nas análises químicas; à FAPEMIG e IFSULDEMINAS, pelo

apoio financiero à pesquisa, e a UNIFAE, pela possibilidade de realização do trabalho.

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1

PROPUESTA DE APROVECHAMIENTO DE RESIDUOS DE NARANJA

PROPOSED USE OF ORANGE WASTE Choy-Flores Esther

Octavi

1 y 4*

Castañeda-Antonio Ma. Dolores2

Portillo-Reyes Roberto3

Martínez-Carrera Claudio Daniel 4

Santamaría Juárez Deysi J.1

Choy-Romero Miguel Ángel5

ABSTRACT

This study aimed to extract oil from orange waste generated by informal street businesses, to characterize the

chemical components of the oil and to determine their antibacterial activity to be proposed as an auxiliary product

for the topical treatment for infections produced by some microorganisms. The oil was obtained from the discarded

fruit pericarp at informal street business and grated orange peel was used as a control sample. For oil extraction,

methods such as soxhlet distillation equipment, liquid-liquid extraction and press extraction were used.

Subsequently, the oil was characterized by gas chromatography. The inhibitory capacity of the extracts, used with a

concentration of 100%, was tested on eight different microorganisms: Acremonium spp, Alternaria spp, Aspergillus

niger, Candida albicans, Pseudomonas aeruginosa ATCC-27853, Staphylococcus aureus ATCC-25923,

Trichoderma spp and Verticillium spp (unconfirmed). Positive inhibitory results were observed for strains of

Staphylococcus aureus and Candida albicans, therefore, the oil extracted from residual orange peel is proposed as

feasible auxiliary in the topical treatments against these microorganisms.

KeyWords: Inhibition, microorganisms, oil, orange, waste.

1 Facultad de Ingeniería Química. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla 2Centro en Investigaciones en Ciencias Microbiológicas. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla 3Facultad de Ciencias Químicas. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla 4Colegio de Posgraduados Campus Puebla. 5Instituto Tecnológico de Tapachula.

*Autor corresponsal: Centro en Investigaciones en Ciencias Microbiológicas. ICUAP. Ciudad Universitaria Jardines de San

Manuel 24 Sur y Av. San Claudio Puebla, Pue. Código Postal. 72490. México. Email: estherchoy@live.com.mx

2

Resumen

El presente trabajo tuvo como objetivo extraer aceite de naranja a partir de residuos generados por comercios

informales, caracterizar los componentes químicos del aceite obtenido y determinar su actividad antibacteriana para

proponerlo como un producto auxiliar en el tratamiento tópico de las afectaciones producidas por algunos

microorganismos. El aceite se obtuvo a partir del pericarpio de la fruta desechada y se utilizó como control una

cáscara de naranja rallada. Para la obtención del aceite se utilizaron los métodos de destilación con equipo soxhlet,

extracción líquido-líquido y extracción por prensado. Posteriormente se caracterizó el aceite por medio de

cromatografía de gases. Se probó la capacidad inhibitoria de los extractos obtenidos, con una concentración del

100%, en ocho microorganismos diferentes: Acremonium spp, Alternaria spp, Aspergillus niger, Candida albicans,

Pseudomonas aeruginosa ATCC-27853, Staphylococcus aureus ATCC-25923, Trichoderma spp y Verticillium spp

(sin confirmar). Se observaron resultados positivos de inhibición para las cepas de S. aureus y C. albicans por lo que

se concluye como factible el empleo del aceite de cáscara residual como auxiliar en los tratamientos tópicos contra

éstos microorganismos.

Palabras clave: Aceite, inhibición, microorganismos, naranja, residuos.

Introducción

La naranja es una fruta cítrica de la cual se aprovecha el jugo para consumo humano, sin embargo también es

utilizada para extraer la esencia de la fruta. Este aceite es valorado en la industria por su aroma y se ha convertido en

uno de los ingredientes básicos de la industria alimenticia, farmacéutica, perfumería y agronómica (Yáñez et al.,

2007). Actualmente en México se consume anualmente 39.5 kilogramos de naranja por cada habitante, esto equivale

a 4 437 293.25 toneladas de naranja al año. En la ciudad de Puebla, este consumo es de 60 822.85 toneladas de

naranja al año (INEGI, 2011; SAGARPA, 2003). Como consecuencia se genera un residuo de tipo orgánico que es

desechado a la basura porque no se le da ningún otro uso. Por otro lado, cuando este residuo es desechado sin un

tratamiento previo puede ocasionar problemas en los mantos freáticos debido a los lixiviados que produce, entre

otras afectaciones al medio ambiente (Silva et al., 1997; Restrepo, 2006; Prévez y Sánchez, 2007).

El presente trabajo se enfocó en la extracción del aceite de naranja a partir de la cáscara generada por comercios

informales en la ciudad de Puebla y proponer una aplicación a este aceite como un producto inhibitorio de

microorganismos. Los resultados de esta investigación serán la base para futuras investigaciones relacionadas con el

aprovechamiento y/o tratamiento de este residuo orgánico.

Metodología

Se realizó muestreo durante los meses de junio a agosto de 2011, dónde se obtuvo el residuo orgánico (cáscara de

naranja) producido por comercios ambulantes ubicados en la inmediaciones de Ciudad Universitaria (Benemérita

Universidad Autónoma de Puebla). Este desecho se procesó limpiando la cáscara de naranja, quitándole el bagazo,

reduciéndolo el tamaño de partícula aumentando el área de contacto. Posteriormente se usa 1kg para cada método de

extracción de aceite y 90g para determinar el porcentaje de humedad. Como referencia de aceite recuperado se usó

cascara de naranja sin exprimir, la cual se ralló como lo muestra la figura 1, para un comparativo con la cáscara de

los comercios, que ha sufrido una compresión previa. Se pesaron cantidades iguales de esta cáscara control para los

métodos de extracción de aceite.

Se emplearon 3 métodos de extracción de aceite: destilación con equipo soxhlet, extracción líquido-líquido y

extracción por prensado.

Para la destilación con equipo soxhlet se maceró la cáscara de naranja con hexano por un periodo de 7 días en un

área obscura. Posteriormente se destiló con el equipo soxhlet, se concentró en rotavapor y se limpió por filtración

con florisil y sulfato de sodio anhidro, se eliminó solvente a 25°C en estufa de secado.

3

Para la extracción de aceite líquido-líquido, la cáscara de naranja se maceró en las mismas condiciones que el

método anterior. Se filtró y se vertió en un embudo de separación donde se le adicionó 10 ml de hexano y 5 gotas de

ácido sulfúrico concentrado. Se agitó vigorosamente durante 5 minutos y se dejó reposar de 10 a 15 minutos. Cuando

se separaron las fases, la fase orgánica recuperada se vertió en tubos falcon y se centrifugaron a 5000 rpm durante 10

minutos a 5ºC, se concentró con rota vapor. Para asegurar que el aceite no contuviera residuos del solvente se metió a

la estufa a 25ºC durante un día.

Para la extracción por prensado, la cáscara previamente limpia y cortada en cuartos, se colocó dentro de una plantilla

plástica que se colocó en un tornillo de banco de 2.5 pulgadas (utilizado como prensa). El producto obtenido se

centrifugó a 5000 rpm durante 10 minutos a 10ºC. Todos los aceites obtenidos se esterilizaron a 121ºC y 15psi.

Figura 1. Pelador manual de naranja (Fuente: propia)

Para verificar la eficiencia de cada método de extracción se calculará el porcentaje de rendimiento (%R) propuesto

por Juárez et al. (2010: 11) la siguiente fórmula:

RP

VAO %100 Ecuación (1)

Donde

% R: Porcentaje de rendimiento

VAO: Volumen de aceite obtenido (ml)

P: Peso de la muestra a destilar (g)

Posteriormente se determinaron los componentes del aceite por cromatografía de gases, con el objetivo de conocer

los compuestos que le confieren sus propiedades inhibitorias de microorganismos. Se utilizó un cromatógrafo de

gases series GC System Technologies HP 7890 acoplado a un detector selectivo de masas 5973 Network Agilent,

con columna capilar 30m x 25µm x 0.25mm marca HP, con inyector split/splitless. El modo de inyección de la

muestra para determinar compuestos orgánicos volátiles y semivolátiles fue por espacio de cabeza (headspace) y la

identificación de componentes no volátiles se realizó por inyección directa. Estabilizado el equipo, se cargó el

programa de aceite con las condiciones de Inyector: temperatura: 200°C; presión: 17 psi; flujo: 42.3 ml/min; relación

40:1. Columna: HP-5MS, 0.25mm×30m×0.25µm; temperatura máxima: 350°C; presión a vacío: 17 psi. Horno:

temperatura inicial: 50°C por minuto; temperatura final: 250°C por 25 minutos. Detector: temperatura: 250 °C.

4

Se requirió determinar el porcentaje de humedad contenida en la cáscara para conocer su peso seco y estimar la

eficiencia de recuperación del aceite. En este procedimiento se hizo por triplicado, se colocó en las cápsulas

(previamente a peso constante) 30g de cáscara y se secaron a 105ºC durante 24 horas, transcurrido este tiempo se

metió al desecador para que se enfriaran las cápsulas y posteriormente se pesaron. Esta determinación se llevó a cabo

de acuerdo al método empleado por Ramírez y Mendoza (2008: 253) en donde el porcentaje de humedad se

determina por la siguiente fórmula:

HumedadB

A%100 Ecuación (2)

Donde

A: Diferencia de peso perdido

B: Peso inicial de la muestra

El cálculo necesario para determinar el peso seco (%Pseco) de la cáscara se realizó con la siguiente fórmula, utilizando

la fórmula propuesta por Ramírez y Mendoza (2008: 386):

o

iN

ccfNP

P

PPPsec%100

Ecuación (3)

Donde

PfN: Peso final de la cáscara de naranja

PiN: Peso inicial de la cáscara de naranja

Pc: Peso de la cápsula

Se evaluó la capacidad inhibitoria de microorganismos del aceite extraído, para ello los hongos se obtuvieron de una

muestra de uña afectada por onicomicosis, que se sembró en tubo con agar papa dextrosa (PDA) para posteriormente

aislar cada uno de los hongos obtenidos. Se sembraron en agar Borelli con antibiótico (Cefuroxima, 19.6 mg/l) a una

temperatura de 25ºC ± 2ºC. Las bacterias se tomaron de cepas ATCC y se sembraron en agar cuenta estándar (ACS)

a 37ºC ± 2ºC. Tanto para hongos y bacterias, estos cultivos se hicieron por triplicado, sembrando cada cepa por

extensión en placa. Los extractos obtenidos se sometieron a prueba utilizando una concentración del 100% con ocho

microorganismos diferentes: Acremonium spp, Alternaria spp, Aspergillus niger, Candida albicans, Pseudomonas

aeruginosa ATCC-27853, Staphylococcus aureus ATCC-25923, Trichoderma spp y Verticillium spp (sin confirmar)

La técnica usada se adaptó a la de difusión en placa, sustituyendo los sensidiscos por la aplicación directa de 10 µL

de cada uno de los extractos y un aceite comercial como control. El monitoreo de cada placa se realizó a las 24 y 48

horas para las bacterias y en el caso de los hongos dermatofitos hasta 5 días. La actividad antimicrobiana se

determinó midiendo el diámetro del halo de inhibición que se generó alrededor del lugar donde se aplicó la gota de

cada uno de los extractos.

Resultados

El método de extracción de aceite más eficiente de los ocupados en este estudio fue el de destilación con equipo

soxhlet ya que se obtuvo mayor cantidad de aceite de naranja (19 ± 2 ml), siendo la extracción por prensado y

líquido-líquido los menos eficientes (0.85 ± 0.15mL, 0.06 ± 0.04mL). El porcentaje de rendimiento de éste método,

utilizando como solvente hexano coincide con lo reportado por Cardona et al. (2006). Las deficiencias en el método

de extracción por prensado se deben a que al comprimir la cáscara, una cantidad del aceite queda adherido a la

plantilla plástica utilizada al igual que en el frasco contenedor, previo a la centrifugación. El bajo rendimiento en la

extracción líquido-líquido con solvente acuoso se le atribuye al proceso de fermentación que se lleva a cabo en la

maceración y a las pérdidas causadas por el restante adherido a las paredes del embudo de separación. Se encontró

5

que la cáscara control presenta mayor rendimiento que la cáscara residuo, sin embargo no tuvo diferencia

significativa en la obtención del aceite de la cáscara residual. En la tabla 1 se observan los porcentajes promedio del

rendimiento obtenidos de los tres métodos de extracción utilizados en este trabajo.

Tabla 1. Porcentaje promedio de rendimiento de métodos de extracción. Métodos de extracción: destilación soxhlet,

ext. líquido-líquido, prensado (Fuente: propia).

Método de Extracción % de Rendimiento

Destilación soxhlet 2.065

Prensado 0.09

Ext. Líquido-líquido 0.006

El análisis cromatográfico arrojó el siguiente cromatograma (gráfica 1), en el cual los picos que destacan son los

correspondientes al D-limoneno (85.93%), β-Mirceno (2.23%), Linalool (1.72%), Decanal (0.63%), α-Pineno

(0.43%) y Sabineno (0.20%). Representándose éstos últimos en la tabla 2 en la que además se observa el tiempo de

retención y el porcentaje de cada compuesto presente en el aceite.

Tabla 2. Compuestos encontrados por cromatografía de Gases (Headspace).

No. Tiempo de retención (min) % de Compuesto Compuesto

1 7.16 85.93 D-Limoneno

2 6.48 2.23 β-Mirceno

3 5.59 0.43 α-Pineno

4 8.26 1.72 Linalool

5 9.79 0.63 Decanal

6 --- 0.92 Otros

2 . 0 0 3 . 0 0 4 . 0 0 5 . 0 0 6 . 0 0 7 . 0 0 8 . 0 0 9 . 0 0 1 0 . 0 0 1 1 . 0 0

0

1 0 0 0 0 0

2 0 0 0 0 0

3 0 0 0 0 0

4 0 0 0 0 0

5 0 0 0 0 0

6 0 0 0 0 0

7 0 0 0 0 0

8 0 0 0 0 0

9 0 0 0 0 0

T i m e - - >

A b u n d a n c e

T I C : 0 2 0 6 1 1 1 4 . D

5 . 5 9

6 . 2 2

6 . 4 8

6 . 8 0

7 . 1 6

8 . 0 5

8 . 2 6

9 . 7 3

9 . 7 9

Gráfica 1. Cromatograma de aceite de naranja (inyección directa)

El contenido de D-Limoneno y β -Mirceno indica que el aceite obtenido es de buena calidad como se muestra en la

certificación de calidad del aceite de naranja hecha por Chaimala y Phutdhawong (2007). También podemos

encontrar como compuestos del aceite Decanal y Linalool coincidiendo con lo reportado en la bibliografía (Juárez et

al., 2010). De acuerdo a otro análisis realizado (Yáñez et al., 2007), podemos decir que el Limoneno es el compuesto

que resalta de los demás por las cantidades en la que se presenta. Los beneficios que se le atribuyen a los aceites de

6

cítricos tiene que ver con sus componentes principales (D-Limoneno y alcohol perílico) que les otorgan propiedades

quimiopreventivas y quimioterapéuticas de cáncer de mama, piel, pulmón y estómago (Palencia, 2002). Mientras que

en otros compuestos como el Linalool, β-Mirceno, Decanal y Pineno (flavonoides, antraquinonas, curaminas, etc.)

reportan actividad biológica y que le atribuyen al aceite propiedades antimicrobianas (Juárez et al., 2010).

Por inyección directa se encontró en mayor cantidad alcanos, tal y como se demuestra en el espectrograma (gráfica

2). Cabe mencionar que entre los compuestos arrojados en el análisis destacan el D-Limoneno y el Linalool.

2 . 0 0 4 . 0 0 6 . 0 0 8 . 0 0 1 0 . 0 0 1 2 . 0 0 1 4 . 0 0 1 6 . 0 0

1 0 0 0 0 0 0

2 0 0 0 0 0 0

3 0 0 0 0 0 0

4 0 0 0 0 0 0

5 0 0 0 0 0 0

6 0 0 0 0 0 0

7 0 0 0 0 0 0

8 0 0 0 0 0 0

9 0 0 0 0 0 0

1 e + 0 7

1 . 1 e + 0 7

1 . 2 e + 0 7

1 . 3 e + 0 7

1 . 4 e + 0 7

1 . 5 e + 0 7

1 . 6 e + 0 7

1 . 7 e + 0 7

1 . 8 e + 0 7

1 . 9 e + 0 7

T i m e - - >

A b u n d a n c e

T I C : 2 0 0 6 1 1 5 . D

4 . 5 3

4 . 9 6

5 . 1 6

5 . 3 2

5 . 3 4

5 . 4 2

5 . 6 4

5 . 7 5

5 . 8 1 5 . 9 2

5 . 9 9

6 . 2 8 6 . 3 3

6 . 4 5

6 . 5 4 6 . 9 7

9 . 0 1

9 . 1 6

1 2 . 1 9

1 3 . 1 8

Gráfica 2. Espectrograma de aceite de naranja.

En la tabla 3 se enlista los compuestos arrojados en el cromatograma y espectrograma, describiendo las aplicaciones

de dichos compuestos.

Tabla 3. Lista de compuestos obtenidos en el análisis, comparando porcentajes, describiendo las aplicaciones de los

compuestos y referencias.

Compuestos

identificados

% obtenido

(headspace)

% obtenido

(inyección

directa)

Aplicaciones Referencias

D-Limoneno 85.93 8.76

Propiedades quimiopreventivas y

quimioterapéuticas de cáncer de mama,

piel, pulmón y estómago.

(Palencia,

2002)

β-Mirceno 2.23 0.0 Propiedades antimicrobianas (Juárez et al.,

2010)

α-Pineno 0.43 0.0 Propiedades antimicrobianas (Juárez et al.,

2010)

Linalool 1.72 0.17

Es utilizado por la industria cosmética por

su fragancia y propiedades odoríficas.

También posee propiedades insecticidas.

(Karlaganis,

2002)

Decanal 0.63 0.0 Se utiliza para diluir productos cosméticos (Mettler

Toledo, 2006)

7

Para la inhibición se compararon cada uno de los extractos obtenidos de los dos tipos de cáscara (control y residuo) y

un aceite comercial. Para leer de los halos de inhibición y establecer los parámetros en el presente trabajo, se

tomaron en cuenta los diámetros utilizados por García et al. (1997). En la gráfica 3 se muestran los resultados de los

extractos de la cáscara residuo (que fue el objeto de estudio) y se observa claramente una inhibición moderada en

Staphylococcus aureus y Candida albicans, presentando una sensibilidad intermedia al extracto obtenido por

Destilación con equipo soxhlet. Staphylococcus aureus también presentó sensibilidad intermedia con el extracto por

líquido-líquido. Mientras que los demás microorganismos ofrecieron resistencia a todos los aceites utilizados.

Gráfica 3. Resultados de actividad antimicrobiana de los aceites obtenidos de la cáscara resido.0: nula; 1: muy poca;

2: poca; 3: moderada; 4: alta. AC control (aceite comercial); ELLSO (extracto por destilación con equipo soxhlet);

ELLSA (extracto por líquido-líquido); EPP (extracto por prensado); ACA Propuesta (aceite de naranja con ajo).

La determinación de humedad da como resultado que la cáscara de naranja contiene 8.55 % de humedad lo cual

indica que el 91.45% es la peso seco. El porcentaje de humedad reportado por Tejeda et al. (2010) en cascara de

naranja es de 69.39%, no coincide que el valor obtenido en este trabajo.

Conclusiones

Las conclusiones a las que se llegaron en este estudio son que sí se puede aprovechar la cáscara residuo de los

comercios de jugos para obtener aceite, debido a que su rendimiento no varía mucho en comparación con la cáscara

control. Además, de los métodos para obtener aceite, sin duda alguna, la destilación con equipo soxhlet fue la más

efectiva en cuanto a la cantidad de aceite y componentes volátiles recuperados. La extracción por prensado presenta

la ventaja de ser más económica que la mencionada anteriormente. Los resultados obtenidos por cromatografía,

coinciden con lo reportado bibliográficamente, por lo que se concluye que el aceite de naranja sí contiene

compuestos con propiedades inhibitorias para S. aureus y C. albicans, mientras que para los hongos no presentan

poder inhibitorio, su efecto es fungistático. Como conclusión final podemos decir que es factible y conveniente

emplear el aceite obtenido a partir de cáscara residual como auxiliar a los tratamientos contra Staphylococcus aureus

y Candida albicans siempre y cuando su aplicación sea tópica externa, no ingerida y se tenga la confirmación de

cualquiera de estos agentes etiológicos.

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