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LOMBRICULTURA; UNA ALTERNATIVA VIABLE PARA LA COMUNIDAD RURAL DE ZACALOMA, TETELA DE OCAMPO, PUEBLA. E. Calderón-Fabián1, J.M. López-Fuentes2, C. Calderón-Fabián1, R. Rueda-Luna1, R. Vázquez-Ramírez1. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla. Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas (DICA-ICUAP)1. Escuela de Ingeniería Agroindustrial. Campus Acatzingo2. 14 Sur 6301. Col. San Manuel, Puebla, Pue. E-mail: [email protected]

RESUMEN. Con el transcurso de los años surge con la presencia del hombre un nuevo factor, que va adquiriendo cada vez mayor importancia debido al incremento constante de la población humana, ejerciéndose así una mayor presión sobre los recursos naturales con lo cual el hombre se convierte en un factor antagónico, rompiendo la estabilidad ecológica establecida por la naturaleza y desencadenando factores de riesgo que hasta entonces no se habían manifestado. El hombre comienza a romper el equilibrio ecológico con la tala de árboles; la quema de residuos vegetales, técnicas agrícolas mal empleadas, aumento de la población, entre otras; todo ello provocó que hubiera un incremento en las necesidades humanas y por lo tanto, una mayor producción de alimentos, la cual se realizó sin tener en cuenta la estabilidad del ecosistema, así comienza un proceso paulatino de degradación de éste con la destrucción del hábitat. Todo ello hizo necesario implementar técnicas viables que de alguna u otra forma traten de disminuir todos aquellos problemas presentes y una de estas técnicas es la lombricultura; técnica biotecnológica utilizada para la transformación, por medio de las lombrices, de los residuos orgánicos originados por las propias actividades de subsistencia que realizan los pobladores. Esta técnica se puso en práctica en la comunidad de Zacaloma, Tetela de Ocampo, dando como resultado que los residuos empleados como alimento para las lombrices eran factibles para la crianza de ellas, con lo que se pudo obtener abono orgánico para la producción de hortaliza y de esta forma aliviar la situación alimentaria, concientizar a los pobladores sobre producción orgánica, disminuir la presión sobre el medio natural y mejorar la calidad de vida de los habitantes.

Palabras clave: Lombricultura, Tetela de Ocampo INTRODUCCIÓN La revolución verde produjo un cambio sustancial en todos los sectores relacionados con las actividades productivas, sobre todo en el sector agropecuario, donde la denominada modernización de la agricultura promovió un gran aumento en la producción agropecuaria, basada en el uso intensivo de insumos

industrializados. Sin embargo, aunque por una parte existía una razonable concordancia entre la producción agropecuaria y explosión demográfica, por otra surgieron, de manera colateral, conflictos no deseados, que han llegado ser alarmantes en la actualidad. Cabe destacar el uso irracional de las reservas naturales no renovables, la contaminación de los alimentos por el uso indiscriminado de agroquímicos, la degradación ambiental y, por último, la desconsideración del beneficio social frente al beneficio económico. Todo ello motivó a todo el mundo a la búsqueda de tecnologías alternativas que abarcaran todas las fases de producción agrícola y que, además, garantizaran el uso racional de los recursos naturales, el abaratamiento de los costos, el desarrollo económico y social de las zonas rurales y la obtención de alimentos no contaminados por agroquímicos. En México, el deterioro ecológico causado por el uso irracional e intensivo de insumos industrializados tiene diversas causas, dentro de las cuales están, el manejo inadecuado de los recursos naturales, intenso uso de fertilizantes químicos e insecticidas, prácticas agrícolas mal empleadas y fuerte dependencia de insumos externos. Todo ello hace necesario implementar técnicas de producción agrícola enfocadas al uso eficiente de los recursos que tienda hacia una agricultura sustentable, en este sentido la producción y aplicación de abonos orgánicos. La agricultura sustentable enmarcada dentro de un esquema de desarrollo sustentable, se entiende como aquel tipo de agricultura dentro de un sistema de producción en el cual se conservan los recursos naturales mediante un manejo ambientalmente sano y económicamente viable. Este tipo de agricultura busca sustituir factores externos de producción por aquellos que puedan obtenerse en granja o en comunidad. Una de estas alternativas viables y de bajo costo es la lombricultura; biotecnología que utiliza a la lombriz de tierra roja californiana (Eisenia foetidae) como herramienta de trabajo; para el manejo de desechos orgánicos. La descomposición de estos productos por parte de la lombriz pueden ser utilizados y aprovechados para la producción de hortalizas, frutas, etc., así como la lombriz puede ser aprovechada para la alimentación de especies menores manejable en la comunidad como aves, peces, conejos, entre otros, permitiendo de esta manera suplir la necesidad de vitaminas, minerales y proteína animal necesitadas por el agricultor y su

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familia, en igual forma para mejorar la calidad ambiental, fertilidad de los suelos, mejoramiento de la salud humana, etc. MATERIAL Y MÉTODOS El trabajo se realizó en la Localidad de Zacaloma, Tetela de Ocampo, Puebla, México. El municipio se localiza en la parte norte del estado; sus coordenadas geográficas son los paralelos 190 43´00´´ y 190 57´06´´ de latitud norte y los meridianos 970 38´12´´ y 970 54´06´´ de latitud occidental. Tiene una superficie de 304.89 kilómetros cuadrados; cuanta con 17 localidades en la que destaca Zacaloma, entre otras. El municipio se localiza en la vertiente hidrográfica septentrional del estado, se ubica dentro de la zona de climas templados de la Sierra Norte; conforme se avanza de sur a norte se incrementa la humedad; es francamente montañoso e irregular y está conformado por varias sierras, conjuntos montañosos y valles intermontañas. La altura oscila entre 1 500 y 3 000 m.s.n.m. Presenta la mayor parte de su territorio cubierto de bosque, tanto de pinos, como de asociaciones de pino-encino. Dentro de las actividades económicas se encuentra la agricultura, ganadería, pesca, apicultura, industria, minería y explotación forestal. Para la realización de actividades en la comunidad se les proporcionó una capacitación para que conocieran el potencial y beneficios de la lombricultura y así contar con los conocimientos básicos para el establecimiento de las camas o lechos para las lombrices. Los pasos a seguir fueron: La identificación del terreno a utilizar; de tal forma contara con las condiciones adecuadas. Se construyó una primera cama al que se le llamó píe de cría establecido en la casa del Sr. Miguel Lucas, el cual se condicionó para el cultivo de lombrices. El área destinada para dicha cama fue de 1 metro de largo por 1 metro de ancho y 20 centímetros de altura; como barrera se utilizó troncos de pino; como alimento se utilizó estiércol vacuno y de conejo. Después de haber transcurrido el establecimiento de la primera cama (un mes) se prosiguió a la construcción de 2 camas más en la casa del Sr. Filiberto Martínez y de la Sra. Ángeles Rodríguez. Cada una de las unidades establecidas fue dividida en áreas donde se iban a realizar cada una de las actividades. Como primer área se tiene a la de recepción o precomposteo del material ; es un área donde se recibe el residual y se le proporciona las características idóneas para que sea utilizado como alimento para la lombriz; éste se colocó de un modo que permitiera su adecuación en el menor tiempo posible. El tamaño del área estuvo en dependencia del volumen de producción planificado (2 metros de ancho por 2 metros de largo). Área píe de cría o también llamada área de reserva de lombrices. Área de camas que es el espacio destinado para producción, en esta área cada cama fue de 1 metro de ancho por 4 metros de largo y 20 centímetros de

altura; estos fueron protegidos con plástico para evitar que las lombrices estuvieran en contacto directo con el suelo evitando de esta manera la contaminación del humus de lombriz así como evitar algunas plagas; como barrera se utilizaron troncos de pino-encino y tablas de la misma. A una de las camas se le proporcionó estiércol de conejo (10cm de alto), posteriormente se colocaron las lombrices de manera que quedaran dispersas en toda la cama. Al resto de las camas se les proporcionó estiércol bovino (10cm de alto) e igualmente se colocaron las lombrices de manera que quedaran dispersas. Una vez realizado lo anterior, a las camas se les proporcionó otra capa de estiércol (aproximadamente 10cm) y se protegieron superficialmente con arpillas. La revisión de las camas se realizó cada tercer día por los productores para observar el comportamiento de las lombrices en los distintos estratos. Esta actividad se realizó hasta la obtención del humus de lombriz (4 meses aproximadamente) el cual fue empacado en bolsas de plástico con capacidad de 30 kilogramos. RESULTADOS Los resultados obtenidos mostraron que las camas con estiércol de conejo las lombrices tendían a emigrar en busca de otros sustratos (compostas cercanas a este), todo ello ocurrió aproximadamente a los 8 días de haber sido colocadas las lombrices. De acuerdo con los análisis de laboratorio se determinó que la causa de las migraciones se debió a que el sustrato presentaba un pH de 9.04, el cual es considerado demasiado alto para la adaptación y reproducción de esta especie de lombriz, ya que la especie solo tolera pH equivalente al neutro, es decir, de 6.8-7.2; de no ser así las lombrices tienden a emigrar o bien se les suele encontrar muertas. Además de los análisis de laboratorio se hizo una revisión manual de las camas para ver si las condiciones de éstas estaban en buen estado y que las migraciones no solo se debieron al alto contenido de alcalinidad. Las camas con estiércol bovino las lombrices se adaptaron muy rápidamente al sustrato, mostrando con ello que el alimento cumplía con las características idóneas para la adaptación y reproducción. Debido a esto, la actividad de las lombrices empezó a manifestarse a los 8 días de haber sido colocadas en las camas; empezaron a reproducirse y posteriormente a la puesta de huevos. En un lapso de 4 meses aproximadamente el sustrato ya estaba del todo descompuesto por lo que se prosiguió al desdoble y tamizado del humus de lombriz para ser aprovechado para la siembra de cultivos. De cada una de las camas con estiércol bovino se obtuvo aproximadamente 70 kilogramos de humus de lombriz por metro cuadrado que corresponde a 280 kilogramos de cosecha de producto de humus de lombriz para cada una de las camas; el producto tamizado fue empacado en bolsas de plástico con capacidad de 30 kilogramos y llevado a un lugar fresco para su aprovechamiento. Debido a que el sustrato le fue propició a la lombriz se planeo la

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construcción de más camas para aprovechar al máximo el sustrato de estiércol bovino, además de poner en práctica esta misma actividad con otros sustratos disponibles en la comunidad. Las camas con estiércol de conejo se les recomendó a los productores que el sustrato se tenía que precompostear por más tiempo y mezclar con otro sustrato para equilibrar un poco el pH, de no ser así las lombrices continuarían realizando migraciones. El sustrato recomendado a utilizar fue el estiércol bovino en una relación de 50% y 50%. Se espera que el sustrato le sea propicio como alimento para la obtención de humus de lombriz. DISCUSIÓN De los residuos orgánicos empleados se pudo observar que en el estiércol bovino las lombrices no presentaron ningún problema de adaptación teniendo como resultado una buena cosecha de humus de lombriz y una buena población de lombrices que nos sirvieron para el cultivo de las nuevas camas; mientras que, el sustrato estiércol de conejo los organismos no se adaptaron al medio ya que se observaron migraciones y muerte por lo que se prosiguió a hacer un precomposteo más riguroso mezclando con otros sustratos este estiércol, en este caso el mismo estiércol de bovino y paja de fríjol (20 días), todo esto nos llevo a tener un mejor equilibrio en los sustratos empleados que dio como resultado la adaptación de las lombrices al medio. Se concluye que cualquier desecho orgánico generado en la comunidad (estiércoles, pajas, etc.) sirve como alimento para las lombrices siempre y cuando se le proporciones las características idóneas, es decir, un precomposteo óptimo de pH, humedad y temperatura; de esta forma se tendrá un buen cultivo de lombrices que nos llevarán a tener buen resultado para la producción de humus de lombriz. CONCLUSIONES Concluimos que siempre y cuando se produzcan desechos orgánicos dentro de un sistema productivo, se puede establecer la lombricultura con la finalidad de integrar otras actividades que puedan desarrollarse en la zona. De esta manera en un pequeño módulo se

puede establecer un sistema productivo que genere ingresos a la familia por la venta de diversos productos y a su vez satisfaga sus necesidades alimentarías. El estiércol de conejo, se tiene que adecuar, haciendo mezclas con otros sustratos, puede ser el mismo estiércol de borrego. AGRADECIMIENTOS Se agradece el apoyo incondicional a la gente de la Comunidad de Zacaloma, Municipio de Tetela de Ocampo, Puebla, ya que, sin su apoyo no se hubiera podido llevar a cabo dicho trabajo y en especial a la Unidad de Lombricultura del Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas (DICA-ICUAP).

REFERENCIAS Burbano H. (1989). El Suelo: Una visión sobre los componentes bioorgánicos. Serie investigaciones No.1. Universidad de Nariño. Colombia. Calderón, F. E. y Col. (2003).Manual para la producción y uso de humus de lombriz. (Eds) Benemérita Universidad Autónoma de Puebla (BUAP), México., Instituto de Suelos. Ministerio de la Agricultura, Cuba. 1ra. Edición. pp. 11-84. Calero, M.B.J.; A. Morales; F. Martínez; R. Nogales y E. Benítez. (2001). Composición microbiana del vermicompost y su variación en diferentes formas de almacenaje.Instituto de Suelos.Ministerio de Agricultura. Cuba. 11 p. Font L, Gandarilla j, Francisco A. (1997). Efecto del tiempo sobre las propiedades químicas y biológicas del humus de lombriz almacenado bajo techo. Agrisost. (Revista electrónica ).Cuba. 4 pp. Martínez, C. (1995). Alternativa para la producción de abonos en la agricultura campesina de la Sierra Tarahumara. II Encuentro de Agricultura Ecológica y Desarrollo Sustentable. 16-17 de Agosto. Creel, Chih. INI-CET. DGTA. Pineda, M. R. (1994). Lombricultura: Humus de Lombriz, Preparaciones. Cipca-Piura/Centro de Investigación y Promoción del Campesinado, Perú. pp. 7-72.

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GEOASOCIACIÓN DE LA MORTALIDAD POR CRIPTOSPORIDIOSIS Y DEFICIENCIAS EN LA NUTRICIÓN EN EL ESTADO DE CHIHUAHUA. M.E Torres-Olave1 , O. Urita2 , LH Sanin2 , M.T Alarcón-Herrera 1 * Centro de Investigación en Materiales Avanzados. CIMAV. Teléfono (614) 4391121 Extensión 1121. Miguel de Cervantes 120.Complejo Industrial Chihuahua 31109.Chihuahua, Chih. México1. Facultad de Enfermería y Nutriólogia de la UACH. Av. Politécnico Nacional No. 2714 Col. Quintas del Sol, C.P. 312502. [email protected] RESUMEN. La mortalidad por Criptosporidiosis y por deficiencias en la nutrición representa dos problemas de Salud Pública que han sido poco estudiados. El objetivo del estudio fue explorar la relación entre la mortalidad por Criptosporidiosis y la mortalidad por deficiencias en la nutrición en el Estado de Chihuahua según grupos etarios y distribución geográfica. La metodología de abordaje de estos problemas epidemiológicos mediante sistemas de información geográfica es una importante aportación, demostrando la utilidad del trabajo colegiado en el análisis de bases de datos que ayuden a establecer la causalidad del fenómeno estudiado a un bajo costo. La distribución por grupos etarios permitió ver que los grupos mas afectados son las edades extremas, para el grupo de 1 a 4 años se encontró una tasa de mortalidad por Criptosporidiosis de 9.6 por 10,000 habitantes en el municipio de Creel y de 11.8 por deficiencias en la nutrición, en el grupo de 65 años y más, se encontraron tasas de 20.3 y 40.5 respectivamente. El mapa muestra de una manera práctica el daño mediante la distribución geográfica de las tasas de mortalidad tanto por Criptosporidiosis como por deficiencias en la nutrición y como estas coinciden en la mayor parte de los municipios abarcando diferentes regiones geográficas: de la sierra, zona desértica, y del Centro - Sur del Estado de Chihuahua, puede inferirse que el único común denominador es el ambiente social: la pobreza y el desamparo de los viejos y los niños. Se analiza el efecto del subregistro de criptosporidiosis. Palabras clave: Mortalidad, Criptosporidiosis, Deficiencias en la nutrición, Sistemas de Información Geográfica INTRODUCCION La criptosporidiosis constituye uno de los mayores problemas de salud pública en el mundo, hasta el punto de ser considerada en la actualidad como una enfermedad emergente. Los brotes epidémicos, generalmente de transmisión hídrica, asociados a aguas potables contaminadas, pozos, aguas superficiales y de la red de abastecimiento público, incluso aguas filtradas y tratadas (Kruger, et al.1998). La desnutrición infantil y de adultos mayores es uno de los principales problemas de Salud Pública en México. Dicha enfermedad es causa de

inmunodeficiencia en el mundo, sin embargo pocos estudios describen a Cryptosporidium en niños y ancianos desnutridos graves. El uso de Sistemas de Información Geográfica (SIG), está favoreciendo el monitoreo de enfermedades y han venido a demostrar el riesgo asociado a ellas, aunque en nuestro país su uso es muy limitado. Los SIG son un medio capaz de unir volúmenes de información disímiles y ayuda a identificar las posibilidades ocultas en el interior de los datos informativos mediante un lenguaje más fácil de interpretar, como es el de los mapas (Moreno, 2000). Este documento conjuga datos sobre la mortalidad por deficiencias en la nutrición y por Criptosporidiosis, dos graves problemas actuales de salud pública, esto en un intento por visualizar las coincidencias en la perspectiva de factores comunes y/o la diferencia entre las regiones de la entidad. Además de ser el primer trabajo que presenta esta metodología como una herramienta para el análisis de los problemas epidemiológicos en el Estado y la Región, ya que no existe en esta zona estudios donde se asocien las deficiencias de la nutrición y la criptosporidiosis. Por lo anterior los objetivos de este estudio fueron explorar la relación entre la mortalidad por deficiencias en la nutrición y la mortalidad por criptosporidiosis en el estado de Chihuahua según grupos etarios y distribución geográfica y mostrar la bondad del SIG. METODOLOGIA El estudio se dividió en dos partes: Un análisis epidemiológico de la mortalidad basada en los dos tipos de causas de muerte y un análisis espacial para ver la distribución de las tasas de mortalidad por las causas mencionadas. La mortalidad así compuesta se trató en el corte temporal del año 2000 del Estado de Chihuahua. Variables Dependientes: Mortalidad asociada a deficiencias de la Nutrición. Tasa de mortalidad por deficiencias en la nutrición Mortalidad asociada a Criptosporidiosis. Tasas de mortalidad específica Variables Independientes: Edad. Se clasificó en las siguientes categorías:- De uno a cuatro años - De cinco a catorce años- De quince a veinticuatro - De veinticinco a treinta y cuatro- De treinta y cinco a cuarenta y cuatro - De

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cuarenta y cinco a sesenta y cuatro - De sesenta y cinco y más. Lugar de residencia habitual. Para el análisis espacial: Se utilizaron las tasas de mortalidad específica de ambas causas de muerte para la preparación de la base de datos alfanumérica con la utilización del DBASE IV y posteriormente la asociación con sus respectivos datos espaciales en dicho sistema. La representación y preparación de la información en forma de mapas digitales fue realizada en el software SIG Arcmap versión 9.1, de ESRI Inc. (MapInfo, 2000).

10,000 habitantes) son las de: Guachochi (17.9), Creel (11.8), El Fuerte (5.4) y Cuauhtémoc (2.6) (Tabla No1). En cuanto a adultos mayores las jurisdicciones mas afectadas que presentan las mayores tasas corresponden a: Gómez Farías (54), Creel (40.5), Camargo (26.1), Chihuahua (25), Ojinaga (22.3), Cuauhtémoc (20), El Fuerte (17.4), Nuevo Casas Grandes (17.4), Juárez (15.4) y Guachochi (7.3). (Tabla 2 y Figura 1). Figura 1. Mortalidad por Criptosporidiosis y Deficiencias en la Nutrición, según Edad y Municipio en el Estado de Chihuahua.

RESULTADOS Y DISCUSION Para Criptosporidiosis (considerando las defunciones por cada 10,000 habitantes) las jurisdicciones que presentaron las tasas mas altas en el mismo grupo de edad (1-4 años) fueron: El fuerte (10.2),Creel (9.6) y Cuauhtémoc (1.2); En el grupo de 25 a 34 años: Creel presentó la mayor tasa (7);Para adultos mayores, las jurisdicciones de: El Fuerte (35.90), Creel (20.32), Cuauhtémoc (16.55) Nuevo Casas Grandes (13.99), Chihuahua (11), Camargo (10.36), Parral (9.54) y Juárez (8.05) fueron los más altos (Tabla 1 y Figura 1). Las tasas se construyeron con la población censal tomando la metodología general (Estrada et al. 2002). Se revisó la mortalidad de la totalidad de jurisdicciones del estado de Chihuahua en el año 2000, encontrando que las jurisdicciones sanitarias más afectadas por deficiencias de la nutrición en los niños de 1-4 años (expresadas en defunciones por cada Tabla 1. Mortalidad por Criptosporidiosis, según edad y jurisdicción sanitaria en el Estado de Chihuahua, (Año 2000).

Jurisdicción Chihuahua Juárez Parral Cuauthémoc Nvo.Casas Grandes Camargo Creel El Fuerte Ojinaga Guachochi

Mortalidad* por Criptosporidiosis Grupo Etario 1-4 5-14 15-24 25-34 35-44 45-64 65- mas 0.7 0.05 0.2 1.3 1.6 3.0 11.0 0.3 0.03 0.5 1.8 2.4 3.3 8.0 0.7 0.9 1.1 9.5 N/D N/D 0.2 1.2 0.1 0.1 0.71 0.8 2.6 16.5 0.9 N/D 0.4 1.0 3.8 1.8 13.9 N/D 0.6 1.4 2.6 0.8 10.3 9.6 0.7 0.4 7 4.5 4.7 20.3 10.2 0.05 1.3 N/D 5.0 5.7 35.9 0.7 0.03 N/D N/D N/D N/D N/D 0.3 N/D N/D N/D N/D N/D

Gomez Farías N/D *Tasa por 10,000 habitantes. N/D: No hay datos. Fuente Indirecta

0.1

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Tabla 2. Deficiencias en la edad y sanitaria en el Chihuahua, (Año

Mortalidad* por deficiencias en la nutrición Grupo Erario Jurisdicción 1-4 5-14 15-24 25-34 35-44 45-64 65- mas Chihuahua 0.6 0.2 0.1 0.3 0.5 1.9 25.0 Juárez 0.4 0.1 0.2 0.5 1.0 0.3 15.4 0.2 0.3 0.6 20.6 Parral 0.5 N/D N/D Cuauthémoc 2.6 0.2 N/D 0.2 N/D 2.3 22.0 Nvo.Casas Grandes N/D N/D 0.4 0.4 0.6 1.9 17.4 Camargo N/D 0.6 N/D N/D N/D 0.9 26.1 Creel 11.8 N/D N/D N/D N/D 3.0 40.5 El Fuerte 5.4 N/D N/D N/D N/D 1.7 17.8 Ojinaga N/D N/D N/D N/D N/D 2.9 22.3 Guachochi 17.9 N/D 0.9 3.0 1.4 1.4 7.3 Gomez Farías N/D N/D *Tasa por 10,000 habitantes. N/D: No hay datos .(19)

El mapa muestra de una manera muy objetiva los daños y como estos coinciden en la mayor parte de los municipios exceptuando, los municipios de Namiquipa, Guachochi y Ojinaga (Figura 1). La distribución geográfica de las causas de muerte deficiencias en la nutrición y criptosporidiosis son muy semejantes en el Estado de Chihuahua; corresponden principalmente a los grandes núcleos de población y a zonas agrícolas de temporal y/o con población indígena. Es aparentemente mas amplia la zona afectada por las deficiencias en la nutrición lo cual puede deberse a dificultades de diagnóstico y un subregistro de la criptosporidiosis. CONCLUSIONES El apoyo de la tecnología en forma de mapas temáticos permite visualizar con claridad la densidad de la mancha que producen en la zona geográfica afectada y por lo mismo enfocar los esfuerzos tanto del conocimiento de la problemática como los de su solución. La base cartográfica digital obtenida, permite su uso en otros Sistemas de Información Geográfica, lo que multiplica las posibilidades de análisis de acuerdo con las exigencias de la investigación en salud y ambiente.

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1.9

Mortalidad por Nutrición, según

Estado 2000)

jurisdicción de

54.0

BIBLIOGRAFIA Estrada CR, CHR, Patiño, LH Sanín y O Urita. 2006. Mortalidad Asociada a Deficiencias en la Nutrición por causa múltiple en el Estado de Chihuahua 2006. Facultad de Enfermería y Nutriología.,UACH. Chih., RESPYN. 7(3):. México. Kruger P, A Wiedenmann and K Botzenhart. 1998. Detection of Cryptosporidium oocysts in water: comparison of the conventional immunofluorescence method with PCR and TaqManÒ PCR. Workshop of the Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD) on ‘Molecular Technologies for Safe Drinking water’, 5–8 July 1998, Interlaken, Switzerland. (Proceedings with complete manuscripts in preparation for http://www.oecd.org and http://www.eawag.ch). MapInfo Corporation. MapInfo ver. 9.0, User's Guide. USA: MapInfo Corp, 2000. Moreno R. Supports Diverse GIS Efforts. GIS World Rev 2000;4(5):58-60.

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PRUEBAS DE COAGULACIÓN–FLOCULACIÓN EN AGUA DE DESCARGA DE UNA PLANTA TRATADORA DE AGUAS RESIDUALES INDUSTRIALES M. Rueda–Becerril, A. D. Alaniz–Hernández, V. Pacheco–Salazar, J. C. Sánchez–Meza, T. B. Pavón–Silva Facultad de Química UAEMex, Paseo Tollocan Esq. Paseo Colón, Col. Residencial Colón, Toluca, México. Teléfono y Fax: (722) 217 38 90, [email protected] RESUMEN. Debido a la presente problemática de contaminación en el Río Lerma, correspondiente a la zona del Corredor Industrial Toluca-Lerma, se realizaron pruebas de coagulación-floculación al agua de salida de la una planta tratadora de aguas residuales en dicha zona. El agua fue sometida a pruebas de jarras con los diferentes coagulantes de origen químico – Cloruro férrico (FeCl3), Sulfato de Aluminio (Al2(SO4)2), Poliacrilamida (PAAM), hidroxicloruro de Aluminio (PAC) Clarian®, Südflock EX–984® (Süd Chemie de México), Terrana® (Süd Chemie de México) – y combinaciones de los mismos para evaluar su efectividad en la remoción de color y turbiedad de la misma. Los resultados obtenidos en estas pruebas muestran que la mezcla más efectiva para la remoción de color y turbiedad fue la constituída de 4 mL de PAC y 5 mL de Südflock EX–984®. Palabras clave: Hidroxicloruro de aluminio, remoción turbiedad/color, Río Lerma INTRODUCCION El río Lerma se origina en los manantiales de Almoloya del Río en el Estado de México y atraviesa hacia el NO del Valle de Toluca, formando parte del sistema LermaChapala-Santiago que descarga en el Océano Pacífico (Figura l). Este sistema provee de agua potable a la ciudad de México por un acueducto que atraviesa la Sierra de las Cruces [García y Falcón 1974].

Figura 1. Trayectoria del Río Lerma desde su nacimiento en Almoloya del Río, Estado de México, hasta su paso cerca de la Ciudad de Guadalajara. La importancia del río Lerma estriba en que es un recurso natural básico para las actividades humanas y porque también es utilizado como fuente de energía

eléctrica que surte a la ciudad de México con 79,000 Kw [García y Falcon 1974]. Por otra parte, se utiliza para riego de los cultivos de las zonas agrícolas situadas en sus márgenes, como ejemplo tenemos el Valle de Santiago en el Estado de Guanajuato el cual ocupa un lugar importante dentro de las zonas agrícolas del país, asimismo es hábitat de peces comestibles que son aprovechados por el hombre de estas regiones. La coagulación es uno de los métodos fisicoquímicos ampliamente utilizado en el tratamiento de aguas para la potabilización y como pretratamiento de aguas residuales urbanas e industriales. El proceso es efectivo para remover partículas sólidas suspendidas y materia orgánica. [Baoyu 2005]. Y es utilizada como pretratamiento [Tapas 2003] o tratamiento al final de un proceso biológico Las sales más utilizadas son de hierro, aluminio [Tapas 2003, Van Benschoten 1990, Fawzia 2001] y cal (Cal (Ca(OH)2)), [Fawzia 2001], sin embargo estos no funcionan adecuadamente con las diferentes composiciones de aguas residuales. Para cubrir estas necesidades se han desarrollado nuevos coagulantes para mejorar el funcionamiento y por lo tanto la eficiencia de los tratamientos. Dentro de los coagulantes se tiene una amplia gama de combinaciones, tanto orgánicos como inorgánicos, tales como las poliacrilamidas catiónicas o aniónicas [Aguilar 2005, Alan Soares 2007], derivados de chitosan [Savant and Torres 2000, Fung Hwa Chi 2006], arcillas modificadas con sales poliméricas de Al/Fe(III) [JiaQian 2004], policloruro de aluminio (PACl) [Shahnawaz 2004, Ahmad 2006], polisulfato de aluminio (PACS) [Baoyu 2005], polyaluminium silicate chlorides (PASiCs) [Panyue Zhang 2004], los polialuminio (PAC) [Zhaoyang Chen 2006], entre otros. La empresa Reciclagua, colecta el agua de una gran cantidad de industrias y la somete a un tratamiento de descontaminación de varias etapas, que incluye cribado, remoción de partículas sólidas por sedimentación, así como un proceso de lodos activados y como última etapa desinfección (Figura 2). Asimismo, se tiene contemplado el uso del KROFTA que es un equipo que realiza las operaciones unitarias de coagulaciónfloculación–flotación y esta indicado para la remoción de DQO.

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Se dejó sedimentar durante 30 minutos para poder así tomar una muestra del sobrenadante, al cuál se le determinaron tanto color como turbiedad en un espectrofotómetro Hatch. RESULTADOS Y DISCUSION El color fue removido, pero en un porcentaje menor al esperado. Como puede observarse en la Figura 3, los mejores resultados para la remoción del color fueron los obtenidos con la mezcla de 4 mL de PAC con 5 mL de Südlfock, que disminuyó el color en un 70.8%; así como con el PAC (5 mL/L) que disminuyó el color en un 18%. Figura 2. Diagrama del Proceso de Descontaminación dentro de la Planta de Tratamiento de Aguas Residuales. (1) Rejilla de desbaste, (2) cárcamo de bombeo, (3) canal de arenas y trampas de grasas, (4) canal de medición, (5) tanque de clarificación primaria, (6) segunda estación de elevación, (7) reactores biológicos, (8) distribución de caudales, (9) tanques clarificadores secundarios, (10) cámara de cloro, (11) descarga del agua tratada, (12) tanques de espesado, (13) filtros de banda, (14) incinerador de lodos, (15) equipo DAF Krofta. El tratamiento con lodos activados ha resultado ser efectivo para la disminución de los niveles de DBO cumpliendo con la normatividad de descarga a bienes nacionales. Sin embargo, al final del tratamiento, se tiene un agua que presenta un color café claro. Para disminuir este color, y consecuentemente disminuir también la DQO del agua de salida, se buscara como alternativa el uso de coagulantes o floculantes así como la combinación de los mismos.

% de Re moc i ón de Col or FeCl3 ( mg) 80 PAAM ( mL) 60

Al2 ( SO4 ) 3

40

sulf alum + 4 PAC ( mg)

20

PAC ( mL) Sü df o l ck ( mL)

0 0

10

20

30

T er r an a ( mg) T er r an a ( mg) + 4 PAC

mg o mL Sü df o l ck + 4 mL PAC

Figura 3. Gráfico de % de remoción de color En cuanto a la disminución de turbiedad, la Figura 4 muestra que las pruebas que dieron mejores resultados fueron la realizada con el Terrana (5 mg/L) el cual disminuyó la turbiedad en un 73%; PAC (1 mL/L), 64%; y la que involucró la mezcla de 4 mL de PAC con 5 mL de Südflock en un 63%. % d e R e m o c i ó n d e Tu r bi e da d FeCl3 ( mg)

80

PAAM ( mL)

60

METODOLOGIA Las muestras de agua se tomaron después del proceso de lodos activados, al salir del clarificador secundario, pero justo antes del proceso de desinfección.

Al2 ( SO4 ) 3

40

sulf alum + 4 PAC ( mg)

20

PAC ( mL)

0 -20 0

10

20

30

Sü df o l ck ( mL) T er r an a ( mg)

-40

T er r an a ( mg) + 4 PAC

mg o mL Sü df o l ck + 4 mL PAC

Se sometieron las muestras a un tratamiento de coagulación–floculación con los siguientes coagulantes: Cloruro férrico (FeCl3), Sulfato de Aluminio (Al2(SO4)2), Poliacrilamida (PAAM), hidroxicloruro de Aluminio (PAC) Clarian®, Südflock EX–984® (Süd Chemie de México), Terrana® (Süd Chemie de México). Se hicieron tanto pruebas individuales, como algunas mezclas. Los experimentos consistieron en pruebas de jarras; se tenía en agitación el agua a 100 rpm y se le adicionaba la cantidad de coagulante según la prueba y lo anterior se consideraba el tiempo cero de la prueba. Posterior, se mantenía la agitación rápida de 100 rpm durante 1 minuto, seguida de una agitación lenta de 40 rpm durante 15 minutos.

Figura 4. Gráfico de % de remoción de tubiedad Con los resultados anteriores se ha podido evaluar la eficiencia de los distintos agentes coagulantes que se tenían disponibles para este estudio, de manera general, se puede observar que los coagulantes con base en arcillas no fueron tan funcionales en comparación con el PAC y su mezcla respectiva con Sudflock EX–984. Las características del agua de salida del proceso de tratamiento que provee la planta son aptas para que se lleve a cabo una prueba de simulación del reactor KROFTA y poder llegar a implementar algún producto eficiente en el proceso. Sin embargo, se esta buscando el uso de los coagulantes sin necesidad de aplicar el proceso KROFTA, ya que el consumo de energía es

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muy alto impactando en los recursos disponibles para su implementación. En las gráficas que se presentan en las figuras 3 y 4, se puede observar el comportamiento de los coagulantes/floculantes con respecto a la remoción tanto de la turbiedad como del color al variar la concentración de los mismos. En ambas gráficas es notorio el cambio tan eficiente de las mezclas PAC–Südflock, ya que observamos remociones bastante altas con respecto a los demás coagulantes. CONCLUSIONES De acuerdo con los resultados obtenidos en las pruebas de jarras que se practicaron al agua de salida de la planta tratadora de aguas industriales Reciclagua, haciendo uso de diferentes coagulantes, el mejor resultado obtenido en cuando a la remoción de color y turbiedad, fue la mezcla de 4 mL de PAC con 5 mL de Südflock.

AGRADECIMIENTOS Se agradece el apoyo otorgado al Ing. Clemente de Jesús Ávila y a la Quím. Patricia Guerrero por las facilidades otorgadas para la realización del presente trabajo. BIBLIOGRAFIA A.L. Ahmad, S. Sumathi, B.H. Hameed. 2006. Coagulation of residue oil and suspended solid in palm oil mill effluent by chitosan, alum and PAC Chemical Engineering Journal 118, 99–105. Alan Soares Landim, Guimes Rodrigues Filho, Rosana Maria Nascimento de Assunção. 2007. Use of polystyrene sulfonate produced from waste plastic cups as an auxiliary agent of coagulation, flocculation and flotation for water and wastewater treatment in Municipal Department of Water and Wastewater in Uberlândia-MG, Brazil. Polymer Bulletin 58, 457–463. Baoyu Gao , Qinyan Yue. 2005. Efect of SO42-/Al3+ ratio and OH-/Al3+ value on the characterization of coagulant poly-aluminumchloride-sulfate (PACS) and its coagulation

performance in water treatment. Chemosphere 61, 579 –584. Fawzia A. Fahim, Daisy H. Fleita, Abdallah M. Ibrahim and Farida M. S. El-Dars. 2001. Evaluation of some methods for fish canning Wastewater treatment. Water, Air, and Soil Pollution 127: 205–226. Fung Hwa Chi Æ Wen Po Cheng. 2006.Use of Chitosan as Coagulant to Treat Wastewater from Milk Processing Plant. J Polym Environ, 14:411– 417. Jia-Qian Jiang, Zhiqiang Zeng and Pete Pearce. 2004. Evaluation of modified clay coagulant for sewage treatment. Chemosphere. 56, 181185. M. I. Aguilar, J. Sáez, M. Lloréns, A. Soler, J. F. Ortuño, V. Meseguer, A. Fuentes. 2005. Improvement of coagulation –flocculation process using anionic polyacrylamide as coagulant aid. Chemosphere 58 47 –56. Panyue Zhang, Hermann H. Hahn, Erhard Hoffmann and Guangming Zeng. 2004. Influence of some additives to aluminium species distribution in aluminium coagulants. Chemosphere. 57, 1489-1494. Savant and Torres. 2000. Chitosan-Based Coagulating Agents for treatment of Cheddar Cheese Whey. Biotechnol Prog. 16, 1091-1097. Shahnawaz Sinha, Yeomin Yoon, Gary Amy and Jaekyung Yoon. 2004. Determining the effectiveness of conventional and alternative coagulants through effective characterization schemes. Chemosphere, 57, 1115-1122. Tapas Nandy, Sunita Shastry, P. P. Pathe and S. N. Kaul. 2003. Pre-treatment of currency printing inkwastewater through coagulationflocculation process. Water, Air, and Soil Pollution 148: 15–30. Van Benschoten, J.E., Edzwald, J.K. 1990. Chemical aspect of coagulation using aluminum salts— I. Hydrolytic reaction of alum and polyaluminum chloride. Wat. Res. 24, 1519– 1526. Vivek D. Savant and J. Antonio Torres. 2000. ChitosanBased Coagulating Agents for Treatment of Cheddar Cheese Whey, Biotechnol. Prog., 16, 1091-1097. Zhaoyang Chen, Bin Fan, Xianjia Peng, Zhongguo Zhang, Jinghua Fan, Zhaokun Luan. 2006. Evaluation of Al30 polynuclear species in polyaluminum solutions as coagulant for water treatment. Chemosphere 64, 912-918.

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EVALUACIÓN DE ABONO ORGÁNICO EN CULTIVO DE BRÓCOLI (Brassica olaraceae, var. Patriot) A NIVEL INVERNADERO, EN UN SUELO CAMBISOL DEL MUNICIPIO DE TEPEACA, PUEBLA. J. M. López-Fuentes1, E. Calderón-Fabián2, G. Linares-Fleites2, C. Calderón-Fabián2. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, Escuela de Ingeniería Agroindustrial1. Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas (DICA-ICUAP)2. Av. 16 de Septiembre S/N Esquina 2 Oriente, Col. Centro, Acatzingo, Puebla. Correo electrónico: [email protected]

RESUMEN. Lombricultura, es una técnica biotecnológica en la cual se utiliza a la lombriz de tierra para la transformación de los desechos orgánicos, y es considerada una técnica viable para mantener el equilibrio ecológico con el ambiente. Esta técnica biotecnológica es utilizada para la transformación fuera del suelo de los residuos sólidos orgánicos originados por las propias actividades de subsistencia que realizan sus pobladores. Todos estos residuos son factibles de ser utilizados para la crianza de las lombrices, con lo que se puede obtener abonos orgánicos para mejorar la fertilidad de los suelos y la calidad de vida (proteína para alimento de aves, conejos, el hombre mismo, entre otros); con todo ello se contribuye a aliviar la situación alimentaría de la población empleando éste producto para los cultivos frutícolas y hortícolas y al mismo tiempo disminuir la presión sobre el medio natural. Objetivo del trabajo, es de Evaluar el efecto de Humus de Lombriz (Eisenia foetida) en diferentes dosis en un cultivo de Brócoli (Brassica oleracea var. Patrio ) a nivel invernadero. Palabras clave: Evaluación, Tepeaca, Lombricultura INTRODUCCIÓN Como se sabe, existen grandes extensiones de suelo no aptos para la agricultura, de los cuales se obtiene poco rendimiento debido al desgaste, el manejo inadecuado de los recursos naturales, intenso uso de agroquímicos, abuso de prácticas agrícolas, alto grado de mineralización y fuerte dependencia de insumos externos. Sin embargo, cuando se logra aplicar métodos de explotación que no dañen la estabilidad del ambiente, como el uso de determinadas biotecnologías, se aumenta la disponibilidad y durabilidad de los recursos naturales que redundan en beneficio del ser humano. En este sentido, la aplicación de abonos orgánicos. La de gradación de los residuos orgánicos por procesos biológicos es un fenómeno que ha ocurrido desde tiempos muy antiguos. El inicio de esta degradación ha sido de manera natural, como producto de la disposición

de basuras domésticas, desechos industriales, estiércoles, etc., que se han ido acumulando en capas sobre la superficie del suelo. Con todo ello se buscan alternativas que den solución a este tipo de problemas ya que día a día crecen de manera indiscriminada. Una de estas alternativas es la lombricultura, la cual, consiste en reciclado de desechos orgánicos por parte de la lombriz de tierra (Eisenia foetidae) para obtener productos útiles para el hombre. Uno de los tantos productos obtenidos de esta técnica es el humus de lombriz; un producto con buenas propiedades físicas, químicas y microbiológicas que lo hacen único de otros abonos orgánicos. Por lo anteriormente expuesto nuestro estudio plantea el uso de humus de lombriz (Eisenia foetida) en diferentes dosis en un cultivo de Brócoli (Brassica oleracea) a nivel invernadero. MATERIAL Y MÉTODOS Este trabajo se realizó en el Invernadero de la Unidad de Lombricultura del Departamento de Investigación de Ciencias Agrícolas de la Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, ubicado en Colonia San Manuel, Estado de Puebla. Se utilizó plántula de Brócoli var. Patriot. Se emplearon macetas con capacidad de 10 kg con suelo tamizado del CERCA (Centro Experimental Regional de Ciencias Agrícolas) y se utilizó un diseño experimental de 4 tratamientos con 3 repeticiones cada uno: dosis de humus de lombriz (4,8,12 y 16 ton/ha) obtenido en la Unidad de lombricultura del DICAICUAP, 100% suelo sólo y suelo con dosis de fertilizante químico (140-120-80). Preparación de suelo. La preparación inicial del suelo se efectuó 20 días antes del trasplante, el cual consistió en extender el suelo en una superficie lisa, distribuyéndolo de tal manera que el grosor fuera aproximadamente de dos centímetros. Se dejó por un periodo de 72 horas (invernadero) a temperatura ambiente con la finalidad de eliminar la humedad presente. Para disminuir el tiempo de secado, se rompieron los agregados grandes presentes en el suelo con ayuda de un mortero. Durante el periodo de secado el suelo fue

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RESULTADOS. FIGURA 1. DIÁMETRO DE PELLA DE BRÓCOLI (cm)

FIGURA 2. PESO FRESCO DE PELLA DE BRÓCOLI (gr) Effect: Tratamientos 200 180 160 140

P 120 E S 100 O 80 60 40

IV.16ton/hu

III.12ton/hu

II.8ton/hu

F.Quí1.100%

0

I.4ton/hu

20 SSuelo0.100%

Trabajo de invernadero. Para este experimento se utilizaron semillas de Brócoli, var. Patriot, proporcionadas en la Unidad de lombricultura DICA-ICUAP. Se sembraron 40 semillas en una charola de poliestireno; se regaron cada tercer día. Una vez germinadas las semillas se prosiguió al trasplante el cual se efectuó lo más pronto posible (35 días) en macetas de plástico. Se regaron al principio diariamente y posteriormente cada tercer día. Se agregó el fertilizante químico en dos etapas: 15 y 54 días después del trasplante y el humus de lombriz igualmente en dos etapas: 15 y 45 días después del trasplante. Durante el desarrollo de la planta se fueron rotando de tal manera que quedaran al azar; ésta actividad se realizó cada ocho días. Se evaluaron los siguientes parámetros: A) Diámetro de la pella; a cada pella se le hicieron dos mediciones para obtener una media con ayuda de un vernier de 12.5 cm. B) Peso fresco. La pella se separó del tallo cortándolo finamente a aproximadamente 10cm. Se tomó su peso en fresco con ayuda de una balanza analítica. c) Peso seco. Para acelerar la deshidratación y así obtener el peso seco, se procedió a colocarlas en bolsas de papel con sus respectivas etiquetas para colocarlas en la estufa a 600C con el objeto de alcanzar el peso constante.

Los datos del diámetro de la pella del brócoli mostrados nos indican que el testigo “fertilizante químico” produce un mayor diámetro que todos los demás tratamientos. Se puede observar diferencia entre los tratamientos 8, 12 y 16 ton de humus con el suelo solo y con tratamiento I (4 ton de humus). Para investigar si existía diferencia significativa se realizó el análisis de varianza (ANOVA).

Cell Mean

removido regularmente para facilitar la pérdida de humedad.

Cell TRATAMIENTO

Los datos de peso fresco de la pella nos indican que el testigo “fertilizante químico” produce un mayor peso que todos los demás tratamientos. Como se observa, puede detectarse diferencia entre los tratamientos 8, 12 y 16 ton de humus con el suelo solo, como con el uso de 4 ton de humus. Para investigar si existía diferencia significativa se realizó el análisis de varianza (ANOVA). DISCUSIÓN

Effect: Tratamientos 10

8

Cell TRATAMIENTO

IV.16ton/hu

III.12ton/hu

II.8ton/hu

I.4ton/hu

F.Quí1.100%

0

SSuelo0.100%

Cell Mean

D I 6 Á M E 4 T R O 2

Nuestro estudio con brócoli; de acuerdo a la prueba estadística ANOVA para la pella de la planta, se obtuvo que al comparar las medias de tratamientos, resulta que si hay diferencia significativa. Como p=0.0031 < 0.05 los tratamientos tienen diferentes efectos sobre el diámetro de la pella, por lo que las medias son diferentes. Para esclarecer donde se dieron las diferencias entre las medias de los tratamientos se procedió a realizar las pruebas de comparación múltiples PLSD de Fisher´s. Pudo apreciarse que el diámetro de la pella al usar fertilizante químico difiere de todos los demás tratamientos. Al comparar los tratamientos II, III y IV con el tratamiento I y el suelo solo, se observó, que existe diferencia significativa entre ellos, sin embargo, al compararlos con el tratamiento fertilizante químico, existe diferencia significativa. ANOVA de peso fresco y peso seco, resulta significativo con un valor de p=0.0001 < 0.05. Para

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esclarecer donde se dieron las diferencias entre las medias de los tratamientos se procedió a realizar las pruebas de comparación múltiples PLSD de Fisher´s. Se pudo apreciar que la media de pesos al usar fertilizante químico difiere de todos los restantes tratamientos. Al comparar los tratamientos I, II, III y IV con el suelo solo, se observa que la media de pesos con el uso de 4 ton de humus de lombriz por hectárea no difiere, pero al usar 8, 12 y 16 ton de humus de lombriz por hectárea si se muestra diferencia significativa tanto con el suelo solo como con el uso de 4 ton de humus. Se observó que no existe diferencia significativa entre los tratamientos II, III y IV (8, 12 y 16 ton de humus de lombriz por hectárea). CONCLUSIONES Para el diámetro de la pella se observó que el testigo fertilizante químico es el que tiene mayor valor de significancia con respecto a los demás tratamientos, solo superando en poco a los tratamientos II, III y IV (8, 12 y 16 ton de humus de lombriz por hectárea). Para el peso fresco y peso seco, el testigo fertilizante químico es el que tiene mayor valor de significancia con respecto a los demás tratamientos, superando a todos los demás tratamientos pero seguido por los tratamientos II, III y IV (8, 12 y 16 ton de humus de lombriz por hectárea). Los tratamientos con dosis de humus de lombriz, mostraron que fueron mejor que el testigo suelo sólo, por lo que pueden ser empleadas las dosis de humus de lombriz con 8, 12 y 16 toneladas de humus de lombriz ha-1 en brócoli en suelo de Tepeaca.

Flores-García, A. y R. Ferrera-Cerrato. 1995. Uso de la vermicomposta en la producción de hortalizas. pp. 138. In: Memorias de la 1 Reunión Internacional de Ecología Microbiana. CINVESTAVIPN. Distrito Federal, México. Martínez, C. 1995. Beneficios directos de la lombricultura. Parte 1. Boletín Divulgativo Agricultura Integral, A.C. Tepoztlán, Morelos. Martínez, C. 1995. Alternativa para la producción de abonos en la agricultura campesina de la Sierra Tarahumara. II Encuentro de Agricultura Ecológica y Desarrollo Sustentable. 16-17 de Agosto. Creel, Chih. INI-CET. DGTA. Martínez, C. C. 1999. Potencial de la Lombricultura: Elementos Básicos para su Desarrollo. pp. 11-140. Zamora, A. R.; R. Santiesteban, y R. Fonseca. 1992. “Estudio de dosis de humus de lombriz de tierra en el cultivo de maíz ( Zea mays L. ) en suelos aluviales”. En programa y Resúmenes del VIII Seminario Científico y 1 Taller Internacional sobre Biofertilzación en los Trópicos. INCA. La Habana, Cuba, 18-20 nov., 1992. p. 74

AGRADECIMIENTOS Los más sinceros agradecimientos al M.C. Eduardo Calderón Fabián, Director de la Unidad de Lombricultura del Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas de la Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, por el espacio brindado para la realización de dicho trabajo. REFERENCIAS Caballero, R.; J. E. Gandarilla; O. Pacheco; Denia Pérez y M. Sánchez. 1992. “Uso del humus de lombriz como alternativa del fertilizante mineral en el cultivo de la papa sobre un suelo ferrítico”. En Programa y Resúmenes del VIII Seminario Científico y 1 Taller Internacional sobre Biofertilización en Los Trópicos. INCA. La Habana, Cuba, 18-20 nov., 1992. p. 61. Calderón, F. E., F. Martínez y J.A. Ruiz. 2003. Manual para la producción y uso de humus de lombriz. (Eds) Benemérita Universidad Autónoma de Puebla (BUAP), México., Instituto de Suelos, Ministerio de la Agricultura, Cuba. 1ra. Edición. pp. 1184.

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de los desarrollos más recientes en tecnología ambiental

ELIMINACIÓN DE PLOMO(II) PRESENTE EN SOLUCIONES es la biotecnología, en donde se usan biosorbentes para ACUOSAS EMPLEANDO Citrus limonum COMO BIOSORBENTE recuperar metales tóxicos de efluentes industriales (Aksu, Polo and Utrilla, 2002;Roa Jia etMorales al.,2002; Sheng et al., Edgar Millán Carbajal, Patricia Balderas2005; Hernández, Gabriela 2004; DengBarrera et al., 2003). Arturo Colín Cruz y Carlos Eduardo Díaz. Facultad de Química, Universidad Autónoma del Estado de México. Paseo Colón esq. Paseo Tollocan, Toluca, México, Tel.:(01722) 2-17-51-09, Fax (01722) 2-17-38-90 Correo electrónico: [email protected] Dentro de estos biosorbentes se encuentran las biomasas no vivas tales como la cáscara de cacahuate, cáscara de

RESUMEN

soya, cáscara de naranja, mazorcas de maíz, que están En el presente trabajo de investigación se consideró a la cáscara

de

limón

(Citrus

limonum)

como

un

descontaminante potencial de metales pesados tóxicos presentes en soluciones sintéticas. Los estudios fueron realizados a una temperatura ambiente empleando soluciones sintéticas de plomo de concentración inicial de 20 mg/L a un valor de pH de 3. Una vez establecidas las condiciones optimas, se realizaron pruebas en lote, empleando 10 mL de solución de plomo por cada 100 mg de cáscara de limón y se determinó la concentración de plomo a los diferentes tiempos de contacto, utilizando métodos voltamperométricos. Se observo que bajo las condiciones óptimas solo fueron necesarios 100 mg de cáscara de limón para remover el 100% de plomo en 15 minutos de contacto.

disponibles en grandes cantidades y pueden presentar potenciales altos como sorbentes de bajo costo para el tratamiento de efluentes (Marshall et al., 1999; Wafwoyo et al., 1999; Vaughan et al., 2001). Estos materiales tienen la propiedad de acumular iones de metales pesados por medio de distintos mecanismos fisicoquímicos (Chu and Hashim, 2004). La biosorción presenta ciertas ventajas con respecto al uso de organismos vivos, como es el hecho de que son sorbentes de bajo costo, son abundantes en la naturaleza, no necesitar de productos metabólicos, ni estar sujetos a limitaciones por toxicidad o tener un amplio intervalo de variables de operación, por lo que actualmente se busca la obtención de nuevos materiales adsorbentes que contengan grupos funcionales con características especiales que permitan una mayor eficiencia en los niveles de sorción (Al Qodah, 2000).

Palabras claves: plomo (II), Citrus limonum En varios países se han establecido mecanismos para INTRODUCCIÓN

La contaminación del agua por metales pesados ocurre principalmente por la actividad industrial, agrícola o por la disposición final de residuos (Arnason and Fletcher, 2003; Inglezakis et al., 2002). Debido a la acumulación de los metales pesados en la cadena alimenticia y su persistencia en la naturaleza, es necesario eliminar a los metales pesados tóxicos de las aguas residuales. Para disminuir la concentración de este tipo de contaminantes en el agua, se utilizan métodos como la precipitación química, la ósmosis inversa, el intercambio iónico, las membranas de separación y la adsorción (Volesky, 2001; Aksu, 2001; Bayramoglu et al., 2002; Lacour et al., 2001; Yan y Viraraghavan, 2001). Sin embargo, algunos de estos procesos tienen una eficiencia baja y resultan ser demasiado caros en su operación o mantenimiento. Uno

regular el problema de la contaminación, definiéndose

requisitos de ensayo, normas y niveles de tolerancia, así como la elaboración de listas de sustancias permitidas o prohibidas, además se han reglamentado las emisiones de productos químicos a través de descargas (Santoyo, 2000). En México, la Norma Oficial Mexicana NOM001-SEMARNAT-1996, establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, para el caso del cadmio, establece un límite permisible de 0.1 mg/L en promedio diario y para el caso de plomo un valor de 10 mg/L, para su uso en riego agrícola. La Norma Oficial Mexicana NOM-002-SEMARNAT-1996, establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descarga de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado urbano o municipal, para cadmio total

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establece un límite de 0.75 mg/L en promedio diario y

diferencial de pulsos (VDP) y un sistema de tres

para plomo un valor de 1.5 mg/L. La Norma Oficial

electrodos: electrodo de trabajo: pasta de carbono;

Mexicana NOM-127-SSA1-1994, “Salud ambiental, agua

electrodo de referencia: Ag/AgCl y contraelectrodo de

para uso y consumo humano-limites permisibles de

platino empleando como electrolito soporte Na2SO4 0.1

calidad y tratamiento a que debe someterse el agua para

M.

su potabilización”, considera para el caso del cadmio un límite máximo permisible de 0.005 mg/L y para plomo un

RESULTADOS Y DISCUSIÓN.

valor de 0.0025 mg/L. En la Figura 1 se muestra el voltamperograma diferencial En este trabajo se presenta un estudio de eliminación de

de pulsos de la solución de Pb(II) de concentración de 20

plomo presente en soluciones acuosas usando a la cáscara

mg/L tratada con el biosorbente, como una función de la

de limón como material biosorbente

intensidad de corriente a temperatura ambiente. Se observa que el máximo pico de potencial se encuentra

MATERIALES Y METODOLOGÍA.

alrededor de -0.500 V, se observa que la corriente en el pico disminuye con el tiempo de contacto, debido al

Reactivos.

decremento de la concentración de plomo en la solución.

Solución de plomo: Se utilizó nitrato de plomo grado

Es importante mencionar, que para el intervalo de

reactivo para preparar soluciones sintéticas, empleando

tiempos de 10 minutos a 60 minutos, no es detectado

agua desionizada para evitar interferencias en las lecturas

ningún pico que corresponda a plomo, ya que las

realizadas por el potenciostáto (BAS Epsilon Modelo C-3

concentraciones del metal en la solución son muy

Serial 1065). Como electrolito soporte se utilizó sulfato

pequeñas debido al proceso de biosorción en la cáscara

de sodio grado reactivo.

de limón. 7

Con. Inicial 3 min 5 min

6

10 min 15 min

5

30 min

I/µ A

60 min

Material.

4 3 2

El biosorbente utilizado fue la cáscara de limón, (Citrus 1

limonum), a la cual se le realizó un pretratamiento 0 -0.9

empleando una solución de etanol al 5 %, secando a una

-0.8

-0.7

-0.6

-0.5

-0.4

-0.3

-0.2

-0.1

0

E/V

temperatura de 50°C durante 24 horas. El tamaño de partícula del biosorbente fue de 0.84 mm.

Metodología.

Se realizaron pruebas en lotes para soluciones sintéticas de plomo de concentración inicial de 20 mg/L, a un valor

Figura 1. Voltamperograma diferencial de pulsos a diferentes

de pH de 3, empleando 10 mL de solución de plomo por

tiempos de contacto, para una solución de Pb(II) (20mg/L)

cada 100 mg de cáscara de limón y se determinó la

tratada con cáscara de limón como biosorbente.

concentración de plomo a los diferentes tiempos de contacto: 3, 5, 10, 15 y 30 minutos, 1, 2, 3 y 5 horas. Las

En la Figura 2 se observan los valores obtenidos para la

concentraciones de plomo se determinaron por el método

carga como una función de tiempo de contacto entre el

de

biosorbente y la solución de plomo. Se observa que se

adiciones

estándar

utilizando

voltamperometría

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inicia con un valor inicial de 453 C. Sin embargo, en el

Figura 3. Porcentaje de remoción del plomo en función del

momento que va incrementando el tiempo de contacto, va

tiempo de contacto.

disminuyendo el valor de la carga en las soluciones de plomo. Es importante mencionar que se observa un valor CONCLUSIONES

constante a partir de los 15 minutos de contacto.

El material propuesto (cáscara de limón) permite, a las 500

condiciones del trabajo, la remoción de plomo (II) al 100 % en un tiempo corto (15 min.), representando de esta

400

manera, una alternativa económica para la remoción de Q/µ µC

300

plomo en soluciones acuosas, la cual puede ser aplicada en el tratamiento de efluentes contaminados con plomo.

200

100

0 0

20

40

60 Tiempo / min

80

100

AGRADECIMIENTO

120

Los

autores

agradecen

a

la

UAEMex

por

el

financiamiento a este trabajo, a través de los proyectos 2452/2007U y 2425/2007U UAEMEX

Figura 2. Carga en función del tiempo de contacto del adsorbente con la solución de plomo (II).

En la Figura 3 se muestra el porcentaje de remoción de plomo en función del tiempo de contacto. Se observa que para los 3 minutos de contacto, la cáscara de limón

REFERENCIAS

elimina un 97% de plomo presente en la solución. El 100% de remoción de plomo se alcanza a tan solo 15

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minutos de iniciar el contacto.

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20

40

60

80

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Tiempo / min

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CAPTURA DE CARBONO EN SUELOS DE ORIGEN VOLCÁNICOS Gladys Linares Fleites1,2, Miguel A Valera Pèrez1,2, Maribel Castillo Morales2 y Maria de Lourdes Sandoval Solís3. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla. Instituto de Ciencias. Departamento de Investigaciones en Ciencias Agrícolas1. Postgrado en Ciencias Ambientales2.Facultad de Ciencias de la Computación3. E-mail: [email protected]

RESUMEN Establecer la importancia del secuestro de carbono y su relación con los gases de efecto invernadero y el cambio climático ha sido el propósito general de este trabajo. De manera específica, se ha perseguido estimar el carbono orgánico promedio en los suelos de la región de Teziutlán, Puebla, México. Se realizó el cálculo del carbono en suelos del orden Andosol obteniéndose un valor aproximado de 9.5x10-7 Pg (1Pg = 1015g) que puede considerarse una estimación realista. Además, se han analizado diferentes opciones de mitigación de carbono para suelos forestales. Palabras claves: cambio medioambiente, suelos forestales.

climático,

carbono,

INTRODUCCIÓN El incremento en la atmósfera de los llamados gases de efecto invernadero (GEI) y el consecuente cambio climático está teniendo ya efectos importantes en el presente siglo, y aunque los escenarios exactos son todavía inciertos, se esperan serios efectos, que pudieran ser en algunos casos positivos, pero en la mayoría de las veces serán negativos. (INE-SEMARNAT, 2006) Los ecosistemas forestales pueden absorber cantidades significativas de bióxido de carbono (CO2), principal gas de efecto invernadero. Como producto de este hecho, ha surgido un interés considerable por incrementar el contenido de carbono en la vegetación terrestre mediante la conservación forestal, la reforestación, la agroforestería y otros métodos de manejo del suelo. (De Jong et al., 2004). Los estudios relacionados con los ecosistemas forestales en México y su relación con el impacto y la vulnerabilidad del Cambio Climático, han sido, hasta ahora muy generales. (Villers y Trejo, 2004). En los estudios recientes, a nivel regional y global, sobre cambio climático se señalan, de manera particular, que los incrementos de temperatura pueden afectar tanto a los sistemas físicos como a los sistemas biológicos del planeta. Es necesario también, desarrollar estudios a nivel local, que permitan esclarecer el papel del suelo en el secuestro de carbono en los bosques. Los suelos forestales son los mayores depósitos de carbono en los ecosistemas terrestres: contienen cuatro veces la cantidad de carbono que la vegetación y desempeñan un determinado papel en el ciclo global de carbono. El carbono es un elemento fundamental de los compuestos orgánicos, en los que se combina con nitrógeno, fósforo, azufre, oxígeno e hidrógeno para constituir las moléculas más importantes para la vida (Jaramillo, 2004). El carbono en su unión molecular con el oxígeno, constituye el CO2, que ha sido un

componente importante de nuestra atmósfera desde hace millones de años. La concentración de CO2 en la atmósfera se regula por dos mecanismos generales que operan de manera conjunta pero en escalas diferentes de tiempo: uno a largo a plazo y otro a corto plazo. En este último, surgido con la aparición de la vida, dominan dos grandes transferencias anuales de carbono: el flujo de CO2 de la atmósfera a las plantas como resultado de la fotosíntesis, y el regreso de CO2 a la atmósfera como resultado de la descomposición de la materia orgánica. Aunque el papel de los bosques como moderador del ciclo del carbono es mínimo, es un reto definir las opciones que pueden ofrecerse para ayudar en los esfuerzos para mitigar los efectos adversos sobre nuestros recursos naturales. Los bosques del mundo no tienen la capacidad de almacenar todo el carbono que se emite, pero tienen el potencial de mantenerlo durante algunas décadas. ¡El sector forestal ofrece la opción de comprar tiempo! (Jandl, 2005). Es necesario que un cierto número de medidas sean tomadas para reducir las emisiones de gases de efecto invernadero, en particular de CO2, y para incrementar su captura en los suelos y en la biomasa. El CO2 se considera “capturado” durante el tiempo en que se encuentra constituyendo alguna estructura de la planta o el suelo, hasta que es enviado nuevamente a la atmósfera. El objetivo de este trabajo es estimar el carbono orgánico de suelos de origen volcánico, en particular los Andosoles, de la región de Teziutlán, Puebla, México y analizar las posibles opciones de captura de carbono en los mismos METODOLOGÍA En el ecosistema terrestre, el reservorio de mayor tamaño corresponde al carbono orgánico del suelo (COS). Las estimaciones globales del contenido de carbono en el suelo presentan ciertas dificultades debido a diferentes aspectos como la alta variabilidad espacial del contenido de carbono en suelos, insuficientes datos como densidad aparente, confusos efectos de la vegetación y cambios de usos de suelos. Un aspecto esencial que dificulta la determinación de carbono en suelo es la estimación relativa de las áreas ocupadas por distintos tipos de suelos. Todos esos aspectos apuntan a que cualquier intento de calcular la liberación neta anual de CO2 del humus del suelo puede considerarse sólo una aproximación. Este estudio se llevó a cabo en los suelos de la Caldera de Teziutlán situada en la porción nororiental del estado de Puebla, entre los paralelos 19°43′30′′ y 20°14′54′′ de latitud norte y los meridianos 97°07′42′′ y 97°43′30′′ de longitud occidental. Estos suelos, derivados de material

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piroclástico, se presentan cubriendo una superficie de 846 Km2. Fueron identificados como Andosoles y la vegetación corresponde a Bosques de Pino. El análisis fisicoquímico del suelo se efectuó de acuerdo a la Norma Oficial Mexicana NOM-021-RECNAT-2000, determinándose las siguientes propiedades del suelo: Materia Orgánica (MO), Porciento de Carbono Orgánico (Corg), Porciento de Nitrógeno Total (Ntot), y Relación C/N (C/N) Estas propiedades se analizaron en muestras de suelo tomadas en 22 localizaciones no regulares, que eran representativas de la zona de estudio. Se llevaron a cabo análisis estadísticos (univariado, bivariado y multivariado) de los datos y se utilizaron técnicas geoestadísticas para predecir el COS en los puntos no observados. Estas observaciones pudieron ser tratadas con técnicas geoestadísticas ya que las mediciones fueron tomadas en localizaciones fijas y en escala continua. (Linares. et al., 2006 a). Finalmente se calculó, de manera aproximada, el carbono acumulado promedio en los suelos de la región. RESULTADOS Y DISCUSIÓN El cálculo de las estadísticas univariadas permitieron considerar que, salvo el % de Nitrógeno Total, las restantes variables poseen distribución aproximadamente simétrica, dada la cercanía entre la media y la mediana de cada variable y presentar coeficientes de asimetría cercanos a cero. Se aplicó la transformación logaritmo a la variable % de Nitrógeno Total, para continuar el análisis con una tabla de datos donde todas las variables tuvieran distribuciones no sesgadas. La matriz de correlaciones de Pearson entre las cuatro variables consideradas, mostró correlaciones significativas al 5% entre tres parejas de variables, excepto la variable relación C/N que mostró baja correlación con las restantes variables. Finalmente, el Análisis de Componentes Principales (ACP), para sólo tres variables (se omitió C/N que mostraba baja correlación con las restantes variables). (Linares. et al., 2006 b). La primera componente principal explica el 78% de la variabilidad total y puede interpretarse como un índice de carbono en suelo, ya que los coeficientes de la misma fueron: 0.966 para MO, 0.966 para COrg y 0.697 para el logaritmo del % de Nitrógeno total. Para estimar las relaciones espaciales debe contarse con el variograma, que da una medida de la correlación espacial y que describe como los datos muestrales están relacionados con la distancia y la dirección. De esta manera puede detectarse si el proceso es isotrópico (si no depende de la dirección) o es anisotrópico (si depende de la dirección).

Varias herramientas exploratorias como las nubes de variogramas y la matriz de anisotropía geométrica, señalaron que los datos analizados provenían de un proceso ligeramente anisotrópico. El variograma empírico, brindó la descripción de cómo los datos están correlacionados con la distancia y permitió estimar los parámetros de rango, “sill” y “nugget”, con los valores 9582.39, 0 y 2.298, respectivamente. Dado que para desarrollar el método kriging es necesario especificar una función de variograma teórico, seleccionamos el modelo esférico. Se modeló el variograma esférico con los parámetros mencionados anteriormente y se obtuvieron las predicciones kriging a través de kriging ordinario, con sus correspondientes errores estándar de predicción. Previamente se comprobó que los puntajes de la componente principal tenían un coeficiente de asimetría de 0.21, lo que corroboraba empíricamente el supuesto de normalidad de la misma. El análisis fue realizado con SPLUS: S+Spatial Stats, (2000). Consideraciones sobre la variabilidad espacial no fue particularmente significativa. Esto es, simples mediciones del carbono en el suelo, como la media, pudieran ser suficientes para estimar el carbono almacenado en el suelo. Otros análisis estadísticos mostraron que no existe diferencia significativa entre los diferentes tipos de vegetación en la zona, pero si existe diferencia significativa en el % de Carbono Orgánico entre los horizontes A y B considerados. (Valera et al., 2006). Finalmente, teniendo en cuenta los resultados anteriores y dado que los promedios de ambos horizontes considerados son: 3.94% de Carbono Orgánico y 28.5 cm de profundidad, es posible calcular el carbono de estos suelos en la superficie de los 846 Km2 de la región de Teziutlán. Así, si en 100 cm3 se tienen como promedio 3.94 g de carbono, en un volumen de 24 111 × 106 cm3 puede estimarse que el carbono promedio acumulado es, aproximadamente, 9.5x10-7 Pg. (1Pg = 1015g). Buringh, en 1984, hace estimaciones del carbono orgánico en los suelos del mundo de diferentes órdenes de suelo, pero no incluye en su estudio a los suelos de origen volcánico, en particular, a los Andosoles. En Eswaran et al., 1993 (citado por Sandoval et al., 2003) se expone que los Andosoles en zonas tropicales en un área de 1683 × 103 km (105 ha) contienen 47 Pg de Carbono Orgánico. Estos datos permiten calcular que estos suelos tienen un 2.79% de Carbono Orgánico. El porciento de Carbono Orgánico en los Andosoles de la Caldera de Teziutlán es ligeramente más alto. Los suelos de origen volcánico de esta región (Valera et al., 2006) tienen propiedades típicas de los Andosoles, a saber, entre otras, a) elevados porcentajes de Materia Orgánica Total, Carbono Orgánico Total y Nitrógeno Orgánico Total que son el resultado de la actividad biológica en el suelo;

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b) minerales coloidales con cationes de aluminio (Al+3) y hierro (Fe+3) que son químicamente activos en la retención de iones fosfato, y c) retención o formación de compuestos químicos de forma termodinámicamente irreversible entre los fosfatos y los minerales coloidales del suelo Las dos últimas propiedades denominadas “Propiedades Ándicas del Suelo”, tienen especial importancia porque son reconocidas internacionalmente como de diagnóstico para los suelos del Orden Andosol. En la región estudiada se evidenció la importancia de las propiedades Ándicas del Suelo y la importancia del contenido de Carbono Orgánico Total en el fenómeno de Retención de Fosfatos por los Andosoles. Esto pudiera justificar que la estimación del % de Carbono Orgánico obtenida sea algo superior. Un breve análisis de las posibles opciones de captura de carbono en suelos forestales nos permitirá reflexionar sobre investigaciones futuras en la región. El sector forestal tiene un rol importante tanto en el almacenamiento como en el potencial de mitigación de los gases de efecto invernadero. (De Jong et al., 2006). Una opción de mitigación de carbono está definida como cualquier acción que dé como resultado una reducción del incremento neto en las emisiones de este gas de un área determinada. Existen tres opciones básicas de mitigación de carbono en el sector forestal: • La conservación. Esta opción consiste en evitar las emisiones de carbono preservando las áreas naturales protegidas, fomentando el manejo sostenible de bosques naturales y el uso de renovable de la leña y/ o reducción de la ocurrencia de incendios. • La reforestación y forestación. Esta opción consiste en recuperar áreas degradadas mediante acciones como la protección de cuencas, la reforestación urbana, la restauración para fines de subsistencia y el desarrollo de sistemas agroforestales. • La sustitución. Esta opción consiste en sustituir los combustibles fósiles por combustibles renovables, como leña, carbón vegetal y biogás. Las opciones forestales de mitigación, bien instrumentadas, pueden fortalecer el proceso de desarrollo rural sustentable del país y de la región de Teziutlán en particular. CONCLUSIONES México se encuentra dentro de los 20 países con la mayor emisión de gases efecto invernadero en el mundo. (Masera y Sheinbaum, 2004). Al mismo tiempo México es un país en desarrollo y no tiene todo el capital necesario para realizar inversiones incrementales en las opciones de mitigación para reducir esas emisiones, por lo que es particularmente importante realizar investigaciones que contribuyan a identificar escenarios de mitigación de

carbono para el sector forestal. Debe destacarse que, además, los estudios de secuestro de carbono alcanzan una dimensión ambiental y social que realzan su importancia. Un resultado importante de este trabajo es la estimación del carbono acumulado promedio de los suelos de origen volcánico, identificados como Andosoles, de la Caldera de Teziutlán, Puebla, México. La estimación es de 9.5x10-7 Pg (1Pg = 1015g). y puede considerarse bastante realista al compararla con los estudios de Andosoles del mundo realizado por otros autores. En general, el incremento de COS depende del tipo de suelo inserto en una condición de clima (temperatura y humedad, entre otros) que dará la capacidad potencial con que las tasas de entrada y salida se produzcan. Es necesario incorporar estas condiciones para lograr estimaciones más precisas. Por otra parte, el análisis de las posibles opciones de captura de carbono en el sector forestal, tales como, la conservación de los bosques, la reforestación y la forestación, deberán ser objeto de investigaciones futuras en los suelos volcánicos de Teziutlán, lo que podrá contribuir al desarrollo sustentable de la región.

AGRADECIMIENTOS Agradecemos a los especialistas de suelo del Departamento de Investigaciones de Ciencias Agrícolas (DICA) del Instituto de Ciencias de la BUAP y a los alumnos del Postgrado de Ciencias Ambientales por el apoyo prestado para la realización de este estudio.

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IMPACTO DE LA LOMBRICULTURA EN EL MUNICIPIO DE MAZAPILTEPEC DE JUAREZ, PUEBLA. M. E. Ruiz-Martínez1, J. M. López-Fuentes1, E. Calderón-Fabián2, A. Bautista-Castillo1, M. L. Machorro-Ramos1, J. Ramírez-Trujillo1. Benemérita Universidad Autónoma de Puebla, Facultad de Ingeniería Química, Escuela de Ingeniería Agroindustrial, Campus Acatzingo1. Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas (DICA-ICUAP)2. Av. 16 de Septiembre S/N Esquina 2 Oriente, Col. Centro, Acatzingo, Puebla. Correo electrónico: [email protected]

RESUMEN. La revolución verde produjo un cambio sustancial en todos los sectores relacionados con las actividades productivas surgiendo de manera colateral conflictos no deseados que han llegado a ser alarmantes en la actualidad. La revolución verde permitió el uso indiscriminado de pesticidas, agroquímicos y fertilizantes que han afectado al suelo al grado de hacerlo estéril y dañar nuestra salud. Hoy en día hace necesario la implementación de abonos orgánicos para tratar de disminuir la problemática presente en los suelos y el ambiente. La de gradación de los residuos orgánicos por procesos biológicos es un fenómeno que ha ocurrido desde tiempos muy antiguos. El inicio de esta degradación ha sido de manera natural, como producto de la disposición de basuras domésticas, desechos industriales, estiércoles, etc., que se han ido acumulando en capas sobre la superficie del suelo. Todo ello puede ser tratado mediante la lombricultura ya que es una de las tantas alternativas que hoy en día esta dando solución a este tipo de problemas porque, día a día crecen de manera indiscriminada.

Palabras clave: Lombricultura.

Impacto,

Mazapiltepec,

INTRODUCCIÓN El manejo inadecuado y la eliminación de los desechos pecuarios son la causa de muchas incidencias de contaminación registradas cada año. Los problemas potenciales varían entre cada región, según los factores locales. El problema de malos olores y lixiviación son los más significativos en áreas donde la ganadería intensiva esta cerca de zonas densamente pobladas, es por ello que hoy en día se buscan alternativas viables que de alguna u otra forma traten de disminuir el problema presente; una de estas alternativas es la Lombricultura que consiste en la descomposición de los desechos orgánicos por parte de la lombriz (Eisenia foetidae) para obtener un abono orgánico útil para el hombre, de tal forma pueda ser utilizado y aprovechado para la producción de hortalizas, viveros forestales, etc., así como la lombriz pueda ser aprovechado para la alimentación de especies menores

manejables, para mejorar la calidad ambiental, fertilidad de los suelos y mejoramiento de la salud humana. El objetivo de este trabajo fue reciclar los desechos sólidos (estiércoles) generados en la región de Santa Margarita Mazapiltepec de Juárez, Puebla, para disminuir el impacto negativo así como la obtención de humus de lombriz.

MATERIAL Y MÉTODOS Este trabajo se realizó en el Municipio de Santa Margarita Mazapiltepec de Juárez, Puebla, el cual se ubica en la parte centro-este del Estado de Puebla. Sus coordenadas geográficas son los paralelos 19º 12' 54" y 19º 12' 54" de latitud norte y los meridianos 97º 40' 00" y 97º 42' 54" de longitud occidental, cuenta con una extensión superficial de 44.66 kilómetros cuadrados que lo ubica en el lugar número 176 con respecto a los demás Municipios del Estado. El clima predominante es templado subhúmedo con lluvias en verano, se presenta en las estribaciones del cerro de la Palizada, en la parte meridional y en la parte septentrional del Municipio. Los pasos a seguir fueron: La identificación del terreno a utilizar; de tal forma contara con las condiciones adecuadas, pláticas de capacitación sobre la técnica de lombricompostaje para conocer el potencial y beneficios e instalación de camas. El Módulo de Lombricultura se instaló en la casa de la Señorita Karina Hernández López en el cual se construyó una cama empleando como barrera blocks. Las dimensiones de la cama fueron de 1m de ancho por 2.5 m de largo y 60 cm. de altura, como sustrato se utilizó estiércol vacuno, equino y bovino generado en los alrededores del Municipio; se utilizó plástico para el piso para evitar que las lombrices estuvieran en contacto directo con el suelo evitando de esta manera la contaminación del humus de lombriz así como evitar algunas plagas y con el propósito también de recoger el lixiviado para su posterior uso como fertilizante foliar. A la cama se le puso 10cm de alimento el cual se esparció y posteriormente fue colocado un píe de cría traído de la Unidad de Lombricultura (DICA-ICUAP). La alimentación de las lombrices se realizó aproximadamente cada 20 días.

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La revisión de las lombrices se realizó cada ocho días para observar su comportamiento en los sustratos. Esta actividad se realizó hasta la obtención del humus de lombriz (3 meses), el cual fue empacado en bolsas de plástico con capacidad de 1 kilogramo para su venta y el restante aplicado a cultivos de la región.

en la región se tiene planeado llevar a cabo una segunda etapa del proyecto, además, de que se cuenta con el material suficiente para el cultivo de las nuevas camas.

Mazapiltepec de Juárez, Puebla.

Concluimos que el manejo controlado de la actividad de lombrices para el reciclado de estiércoles ha sido de gran beneficio, ya que, ha ayudado a los pequeños productores a lograr beneficios grandes a un costo mínimo, además, de que siempre y cuando se produzcan desechos orgánicos dentro de un sistema productivo, se puede establecer la lombricultura con la finalidad de integrar otras actividades que puedan desarrollarse en la zona.

CONCLUSIONES

AGRADECIMIENTOS Se agradece el apoyo incondicional a la familia de la Señorita Karina Hernández López por brindarnos el espacio para la instalación del Módulo de Lombricultura, al Municipio de Mazapiltepec de Juárez, Puebla, y en especial a la Unidad de Lombricultura del Departamento de Investigación en Ciencias Agrícolas (DICA-ICUAP) ya que sin su apoyo no se hubiera podido llevar a cabo dicho trabajo.

REFERENCIAS

RESULTADOS El resultado obtenido mediante la Técnica de Lombricompostaje ha sido favorable para el reciclado de estiércoles generados en los alrededores del Municipio ya que, las lombrices se adaptaron muy rápidamente al sustrato, mostrando con ello que el alimento cumplía con las características idóneas para la adaptación y reproducción. Debido a esto, la actividad de las lombrices empezó a manifestarse a los 21 días de haber sido colocadas en las camas; empezaron a reproducirse y posteriormente a la puesta de huevos. La producción final de humus de lombriz fue de 140 kg el cual, se ha estado empleando para abonar árboles frutales, cultivos hortícola, plantas de ornato y el restante se ha llevado a venta. . DISCUSIÓN De acuerdo a los resultados obtenidos se pudo observar que el sustrato empleado como alimento (estiércol vacuno, equino y bovino) para las lombrices no presentaron ningún problema de adaptación teniendo una buena cosecha de humus de lombriz y una buena población de lombrices. Debido al buen resultado y a la fuerte demanda de humus de lombriz

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TRATAMIENTO ACOPLADO ELECTROFENTON-BIOSORCIÓN APLICADO A LAS AGUAS RESIDUALES DE UNA INDUSTRIA DE GIRO ALIMENTICIO. S. Alonso-Zepeda, P. Balderas-Hernández, C. Barrera-Díaz, G. Roa Morales*. Universidad Autónoma del Estado de México. Facultad de Química. Paseo Colón intersección Paseo Tollocan S/N. C.P. 50120, Toluca, Estado de México, México. Tel.: + (52)-(722)-2173890; fax: + (52)-(722)-2175109. E-mail: [email protected], [email protected]

RESUMEN.

Esta investigación presenta una propuesta en el tratamiento de aguas residuales industriales para el caso particular de una empresa de giro alimenticio la cual presenta alta carga de contaminantes en sus aguas residuales. En este proyecto se acopla un método de tratamiento electrofenton/biosorción, para tratar las aguas residuales por electrofenton se diseño y construyó un reactor electroquímico con electrodos de hierro el cual tiene una capacidad 2000 ml, al operar el reactor por 60 minutos los resultados muestran que las condiciones óptimas a las cuales es posible degradar la mayor cantidad de materia orgánica fueron: a un valor de pH 4, una intensidad de corriente eléctrica de 4 A, el suministro de 7.5 ml de peróxido de hidrógeno. Citrus Sinensis ha sido convertido a un adsorbente, los resultados de los experimentos de biosorción muestran que las mejores condiciones para este tratamiento son pH 8 con 5 g/L de adsorbente y un tiempo de equilibrio de 35 min. El tratamiento electrofenton/biosorción redujo la demanda química de oxígeno (DQO) a un 95%, la demanda bioquímica de oxígeno a un 95%, la demanda bioquímica de oxígeno a un 90 % y los coniformes totales 99 %. La calidad del agua fue monitoreada usando espectrofotometría UV-vis y voltamperometria cíclica con el fin de caracterizar el nivel de contaminantes inicial y final. Finalmente, la morfología y la composición elemental de los lodos resultantes fueron caracterizados usando microscopia electrónica de barrido y análisis elemental por dispersión de rayos X.

Palabras clave: Electrofenton, biosorción, DQO, Citrus Sinensis. INTRODUCCION El sector alimenticio produce una gran cantidad de aguas residuales con altas concentraciones de compuestos orgánicos tales como azúcares, carbohidratos y productos fermentados, que no son eliminados totalmente por tratamientos fisicoquímicos previos como la coagulación/floculación y sedimentación, o por procesos biológicos. Esta investigación presenta una propuesta en el tratamiento

de aguas residuales industriales para el caso particular de una empresa que elabora galletas y que ha incrementado la carga de contaminantes en sus aguas residuales, por lo cual se presenta la búsqueda de métodos alternativos, en este caso se intento acoplar un método de tratamiento de electrofenton/biosorción, para ofrecer una técnica confiable y que sea capaz de competir exitosamente ante los métodos físicoquímicos y biológicos convencionales. El proceso de electrofenton ha sido desarrollado para el tratamiento de agua, éste involucra un reactor electrolítico con electrodos de hierro disueltos por electrolisis suministrando cantidades estequiométricas de Fe2+ al efluente, el Fe2+ reacciona con H2O2 formando especies coagulantes e hidróxidos de metal que precipitan y adsorben los contaminantes disueltos. El Fe2+ se adhiere a la solución tratada para realzar el poder oxidante del H2O2 por la producción del radical hidroxilo (OH•), el radical OH• es formado por la clásica reacción de Fenton, mostrada en la ecuación 1. +

Fe 2 + H 2 O 2 + H + → Fe 3+ + OH • + H 2 O

Ec. 1

El radical OH• es un agente oxidante muy poderoso que reacciona con la material orgánica hasta su mineralización [3]. El ión Fe2+ puede ser rápidamente destruido por el radical OH• conduciendo a un ión hidróxido, como se presenta en la ecuación 2. Fe 2 + + OH • → Fe 3+ + OH −

Ec. 2

El Fe2+ electrogenerado reacciona con el H2O2 y el exceso de Fe3+ formado precipita como Fe(OH)3. Los contaminantes son entonces removidos por la acción combinada de su degradación homogénea con OH• generado por la reacción mostrada en la ecuación 1.1 y por su coagulación con el Fe(OH)3 precipitado. Para el seguimiento y control de la oxidación las mediciones más relevantes son el potencial eléctrico, la temperatura y el nivel de acidez o pH. Idealmente el pH debe mantenerse en un rango ácido de entre 2 y 4, la temperatura a presión atmosférica debe cuidarse que no sobrepase los 50 °C, de lo contrario, ocurre una descomposición acelerada del peróxido de hidrogeno en oxígeno y agua [3]. La materia orgánica se remueve por la adición de NaOH para dar un precipitado de Fe(OH)3 que facilita la separación de la materia suspendida en el efluente. Esta etapa de

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coagulación/precipitación se da por la adición de NaOH concentrado, ajustando a un pH de 8 y tiene tres funciones: (1) parar la reacción de oxidación de Fenton, (2) eliminar la materia orgánica suspendida o coloidal que no ha sido eliminada en el proceso de oxidación y (3) minorizar la interferencia potencial del peróxido de hidrógeno residual en la determinación de la DQO. El proceso de biosorción puede ser definido como la captación de contaminantes de una solución acuosa por un biomasa completa (viva o muerta), a través de mecanismos fisicoquímicos como la adsorción o el intercambio iónico. Cuando se utiliza una biomasa viva, los mecanismos metabólicos de captación también pueden contribuir en el proceso. Los mecanismos de biosorción de contaminantes difieren cuantitativamente y cualitativamente de acuerdo al tipo de biomasa, su origen y su procesamiento. La biomasa muerta puede ser residuos agrícolas como paja, residuos forestales como ramas finas, residuos de madera de industria forestal como astillas y aserrín, residuos ganaderos como purines y otros excrementos de ganado y cultivos como cardo y otras plantas. La evolución de las especies iónicas de metales en solución es importante en los estudios de biosorción mientras que la captación del metal depende del pH. A altos valores de pH usualmente resulta un catión de metal más grande captable debido a una solubilidad baja del metal. La aplicación de la bioadsorción utilizando biomasa no viva para el control de la contaminación de aguas se ha desarrollado en años recientes, comparado con otras tecnologías la bioadsorción presenta ventajas económicas debido al bajo costo de la materia prima, que suele ser algún producto residual. La biomasa de Citrus Sinensis (cáscara de naranja) es un subproducto de la agricultura y esta fácilmente disponible. METODOLOGIA

Este trabajo acoplo un método electroquímico, electrofenton, seguido de un proceso de biosorción a partir de la biomasa no viva Citrus Sinensis (cáscaras de naranja), con la finalidad de remover los contaminantes del agua residual de una industria alimenticia en términos de la Demanda Química de Oxígeno. Las muestras de agua residual tratadas fueron las de una empresa que elabora galletas y que debido al aumento de líneas de producción ha aumentado la carga de contaminantes, por lo cual se pretendió la búsqueda de métodos alternativos, en este caso un tratamiento acoplado de electrofenton/biosorción capaz de competir exitosamente ante los métodos físico-químicos y biológicos tradicionales. Electrofenton El tratamiento electroquímico desarrollado se llevo a cabo en una celda de electrodos de hierro con ánodo y cátodo intercalados, monitoreando diferentes variables

en el proceso de la reacción como concentración del H2O2, pH e intensidad de corriente eléctrica. El reactor empleado para llevar a acabo el tratamiento de electrofenton ocupa un volumen de 2 L, tanto el ánodo como el cátodo están formados por cinco placas de hierro intercaladas. El tiempo de tratamiento fue de 60 minutos y se uso como electrolito soporte sulfato de sodio (Na2SO4) a una concentración 0.01 M, como agente oxidante se empleo una solución de H2O2 al 30 %. Los parámetros que se variaron en el tratamiento fue la regulación del pH, experimentado para valores de pH de 1, 2, 3 y 4; el volumen de H2O2 total que se adiciona a la celda, para lo cual se realizaron experimentaciones variando el volumen de 0 a 10 ml de la solución de H2O2 al 30 %. Se hicieron pruebas en el tratamiento electroquímico del agua aplicando aireación y sin sistema de aireación, y por último se vario la intensidad de corriente eléctrica experimentando para una intensidad de corriente de 2 y 4 Amperes suministrados a al reactor. Finalizados los 60 minutos de tratamiento electroquímico se detuvo la reacción al dejar de suministrar corriente eléctrica a la celda. A las muestras de agua tratadas se les ajusta el pH a un valor de 8 mediante una solución de NaOH 1 M, a este pH se precipita el Fe3+ formando Fe(OH)3. Biosorción El proceso de biosorción se llevo a cabo empleando como biomasa Citrus Sinensis, la cual se pone en contacto con las aguas tratadas previamente por el tratamiento electroquímico, las variables monitoreadas fueron la cantidad de biomasa y el pH del proceso de biosorción. La biomasa Citrus Sinensis se recolecto, se dejo secar a temperatura ambiente durante 80 días, se molió y tamizó a con tamices número 20, 40 y 60 mesh. Las partículas obtenidas en el tamiz de 40 mesh fueron lavadas con agua destilada, secadas al sol por 5 días, y entonces deshidratadas a 80 °C por 48 horas, la biomasa se enfría y permanece en un desecador por 6 horas. La biomasa Citrus Sinensis fue tratada con ácido sulfúrico en una relación en peso de 1:1.8 gramos de biomasa por gramos de ácido durante 6 horas a 160 °C. La biomasa tratada con ácido fue lavada con agua desionizada y secada a 105 °C for 6 horas, una vez que se ha enfriado se pone en contacto con una solución al 5 % de formaldehído durante 24 horas con agitación continua, se filtra y lava con agua desionizada, se seca a 105 °C por seis horas, se enfría y permanece en un desecador por 12 horas. El objetivo de éste tratamiento es prevenir la lixiviación de los componentes órganos coloreados del material y activar la biomasa para que pueda ser usada como adsorbente. Después del tratamiento químico aplicado a la biomasa, ésta se pone en contacto con las aguas tratadas previamente por electrofenton. Los parámetros que se variaron en el tratamiento fue la regulación del pH y la cantidad de biomasa empleada, se experimento con valores de pH de 4, 6 y 8; y 0.05 g de biomasa por 10 ml de agua. Análisis y Caracterización

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Finalmente a las aguas tratadas electroquímicamente y por biosorción se les realizaron análisis fisicoquímicos y microbiológicos, y fueron caracterizadas mediante UV-Vis y voltamperometría cíclica. Los lodos obtenidos en el tratamiento electroquímico fueron caracterizados por microscopia electrónica de barrido (MEB) y análisis elemental por energía dispersa de electrones (EDS) para conocer su composición y morfología.

8

7

6

% rem DQO

5

4

pH=4

3

pH=6 2 pH=8

RESULTADOS Y DISCUSION

1

En la tabla 1 se muestra un resumen de los resultados obtenidos respecto a la remoción de DQO en todas las pruebas realizadas al tratar el agua residual de una industria alimenticia por electrofenton. Por lo tanto, las condiciones óptimas para tratar los efluentes del agua residual proveniente de una industria alimenticia fueron las siguientes: acoplamiento de un sistema de aireación, intensidad de corriente eléctrica de 5 A, suministro de 7.5 ml de H2O2 y Na2SO4 como electrolito soporte. El agua tratada electroquímicamente en la prueba número 9 (ver tabla 1) presentó una carga de DQO de 143 mg/L, de esta agua se tomaron alícuotas para tratarlas por biosorción. La figura 1 muestra los perfiles de remoción de DQO a los 60 minutos de contacto de 10 ml de agua con 50 mg de biosorbente a un pH de 4, 6 y 8.

0 0

10

20

30

Te

40

50

60

Tiempo, min

Fig 1. Porcentaje de Remoción de DQO al tratar las aguas bajo las siguientes condiciones: 0.05 g de biomasa y pH de 4, 6 y 8.

De la figura 1 notamos que el punto de equilibrio sobre la remoción de DQO se alcanza a los 35 minutos, aunque existen pequeñas oscilaciones en la curvas de la figura debido al ruido que se genera por las variaciones tan pequeñas que existe en cada lectura tomada. En la figura 2 se presentan las isotermas de Langmuir para la biosorción del agua tratada electroquímicamente con la biomasa acondicionada químicamente.

Tabla 1. Remoción de DQO al tratar las aguas residuales mediante electrofenton bajo las siguientes condiciones: pH= 1, 2, 3 y 4; I=2 y 4 A, H2O2= 0, 2.2, 5 y 7.5 ml y Na2SO4 0.01 M como electrolito soporte. Prueba 1

Prueba 2

Prueba 3

Prueba 4

Prueba 5

Prueba 6

Prueba 7

Prueba 8

Prueba 9

Prueba 10

Prueba 11

pH I

2 4

2 4

2 4

2 4

1 4

3 4

4 4

4 2

4 4

4 4

4 4

H2O2 Aireació n DQO del agua cruda DQO, 60 min % de Remoci ón de DQO a 60 min.

5

2.25

0

7.5

7.5

7.5

7.5

7.5

7.5

Sin A.

Sin A.

Sin A.

Sin A.

Sin A.

Sin A.

Sin A.

Sin A.

7.5 Con A.

7.5 Con A.

1710

1710

1710

1700

1700

1700

1700

1700

2030

2030

1530

307

348

470

126

88

102

119

187

143

203

83

82

80

73

93

95

94

93

89

93

90

95

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Sin A.

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100.00

Coliformes totales (NMP/100 ml)

Ce/qe, g de adsorbente/L

80.00

1600

17

2

99.9

En la tabla 3 se observa que se logran remover buenas eficiencias en cuanto el color y la turbidez al realizar un tratamiento acoplado electrofenton/biosorción, además se logra una remoción de la DQO del 95 %.

60.00

40.00

pH=4 pH=6 20.00

pH=8

0.00 0

20

40

60

80

100

120

140

Ce, mg/L

Fig 2. Isotermas de Langmuir para la adsorción del agua en contacto con 0.05 g de biomasa Citrus Sinensis a pH 4, 6 y 8.

La caracterización del agua por voltamperometría cíclica se presenta en la figura 3 y fue realizada utilizando un electrodo de pasta de carbón como electrodo de trabajo, un electrodo de Ag/AgCl como electrodo de referencia y como electrodo auxiliar un electrodo de Pt.

3

Tabla 2. Parámetros obtenidos de las Isotermas de Langmuir para adsorción de agua tratada electroquímicamente en 0.05 g de biomasa Citrus Sinensis a pH 4, 6 y 8. Q°, K, r2 pH mg/g L/mg 4 1.6918 0.0526 0.9436 6

1.8275

0.1521

0.9678

8

1.9666

0.5407

0.9815

Las mejores condiciones para el proceso de biosorción del agua tratada previamente por electrofenton es a un pH de 8 y con 0.05 g de biomasa en 10 ml de agua. La capacidad de adsorción de la biomasa no viva Citrus Sinensis es 1.966 mg/g. En la tabla 3 se muestran los parámetros fisicoquímicos de agua residual y del agua tratada mediante el sistema acoplado electrofenton/biosorción, se puede observar una alta mejoría en la calidad del agua al utilizar estos métodos de tratamiento, removiendo materia orgánica, color, turbiedad e incluso microorganismos patógenos. Tabla 3. Análisis fisicoquímicos y biológicos del agua residual y del agua tratada por electrofenton/biosorción. Agua Electro% de Parámetro Biosorción Cruda fenton Remoción Color, 62.50 5.00 2.50 96 UPC Turbiedad, 22.80 0.64 0.50 98 UNT pH 7.38 9.78 7.90 N/A DBO5 612 78 62 90 (mg/L) DQO 1530 83 75 95 (mg/L) La figura 4 muestra que el barrido del agua cruda presenta una onda de oxidación electroquímica (o1)

2.5

Absorbancia

Agua cruda 2

Electroperoxicoagulación Biosorción

1.5

1

0.5

0 250

300

350

400

450

500

550

600

650

700

750

800

850

900

Longitud de onda, nm

Fig 3. Espectros UV-VIS del agua residual, del agua tratada por electrofenton y por biosorción, a una longitud de onda de 250-900 nm. La caracterización del agua por voltamperometría cíclica se presenta en la figura 4 y fue realizada utilizando un electrodo de pasta de carbón como electrodo de trabajo, un electrodo de Ag/AgCl como electrodo de referencia y como electrodo auxiliar un electrodo de Pt. 3.00E-05

2.00E-05

1.00E-05

o1 i, A

En la figura 2 se muestra que la relación Ce/qe es menor a un pH de 8, lo cual indica que la remoción de DQO es mayor que a pH 4 y 6. En la tabla 2 se muestran los valores de de Q° y K y el coeficiente de correlación r2 para las isotermas de Langmuir de la figura 2.

0.00E+00

-1.5

-1.0

-0.5

0.0

-1.00E-05

0.5

1.0

1.5

Agua cruda Electroperoxicoagulación

-2.00E-05

r1

Sorción

-3.00E-05

E, V [Ag/AgCl]

Fig 4. Voltamperometría cíclica del agua cruda y del agua tratada por electrofenton y por biosorción a una velocidad de barrido de 0.1 V/s.

asociada con los contaminantes orgánicos presentes en el agua en un potencial de 0.935 V, esta onda de

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oxidación decrece al electroquímico y biosorción.

aplicar

tratamiento

En la figura 5 se muestra el diagrama de distribución de especies de la reacción generalizada de hierro II a hierro III, presentes en el agua al aplicar el tratamiento de electrofenton. La fuerza iónica en la solución tiene un valor de 0.18 y tal valor fue requerido para la realización del diagrama. 1.0 Fe(OH)3

Fig 6. Análisis Elemental por dispersión de rayos X de los lodos generados en el tratamiento electroquímico

0.9 0.8

Fracción

0.7 Fe2+

CONCLUSIONES

0.6 0.5

Fe 2+ 0.4

FeSO4 0.3

FeS2

Fe(OH)3 FeSO4

0.2

FeS2(c)

0.1 0.0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

pH

Fig 5. Diagrama de distribución de especies de hierro para las siguientes condiciones de operación: pH=2, I=4 A, 7.5 ml de H2O2 y Na2S04 0.01 M. La figura 5 muestra la morfología de los lodos generados en el proceso electroquímico, mediante la caracterización por microscopia electrónica de barrido y en la figura 6 se muestra el análisis elemental por dispersión de rayos X.

Las condiciones de operación a las que fue posible lograr mayor remoción de carga de contaminantes en el agua residual tratada por electrofenton fueron: pH 4, intensidad de corriente de 4 A, el suministro de 7.5 ml de H2O2 al 30% y aireación. Las mejores condiciones para efectuar el proceso de biosorción a partir de la biomasa Citrus Sinensis fueron: pH 8 y el empleó de 0.05 g de biomasa por 0.01 L de agua durante 35 minutos de contacto entre ambas fases. El proceso de biosorción del agua tratada por electrofenton mediante la biomasa no viva Citrus Sinensis se ajusta al modelo linearizado de Langmuir con una desviación de 0.9815 y una capacidad de adsorción de la biomasa de 1.96 mg/L. El análisis fisicoquímico y biológico del agua residual y del agua tratada por electrofenton/biosorción muestra que se obtuvo una remoción del 95% de Demanda Química de Oxígeno, 90 % de Demanda Bioquímica de Oxígeno y el 99% de coliformes totales. AGRADECIMIENTOS Agradecemos a la UAEMex por financiamiento al proyecto 2054, así como a Instituto Nacional de Investigación Nuclear por el apoyo otorgado para la realización del trabajo.

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Fig 5. Micrografía de los lodos generados en el tratamiento electroquímico.

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DINÁMICA POBLACIONAL BACTERIANA EN EL LAGO DE CUITZEO, MICHOACÁN, MÉXICO. I. Pedraza Agustin1, R. Alfaro Cuevas V.1, R. Farías Rodríguez1, R. Cortés Martínez2, V. Martínez Miranda2. Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo1. Universidad Autónoma del Estado de México2. RESUMEN. Se determinó la dinámica poblacional bacteriana total, coliformes totales, Escherichia coli y los géneros Pseudomonas, Vibrio y Salmonella en agua en el lago de Cuitzeo, Michoacán. Se realizaron cuatro campañas de muestreo entre los meses de noviembre 2006 y marzo 2007 en ocho sitios distribuidos en el lago. Se determinaron algunos parámetros fisicoquímicos mayores del agua para establecer la influencia de éstos sobre la presencia de las poblaciones bacterianas mencionadas. La densidad bacteriana tuvo variaciones en los diferentes monitoreos, encontrándose la mayor población en el sitio Río Grande, al igual que de Escherichia coli. Este es el sitio que registró la menor concentración de sales durante el estudio. En todos los sitios se detectaron coliformes totales. Salmonella fue el género que mostró una menor densidad poblacional. La población de Vibrio se mostró estable en el transcurso del estudio. El género Pseudomonas fue el que más cambios presentó a lo largo del periodo de estudio. Los resultados de esta investigación manifiestan que la densidad poblacional bacteriana del lago de Cuitzeo está influenciada por diferentes factores ambientales.

microorganismos patógenos que llegan a los depósitos de agua proceden de los desechos intestinales del hombre y de los animales. Además, ciertas especies de bacterias, particularmente Escherichia coli, y otros microorganismos similares denominados coliformes, estreptococos fecales (como Streptococus fecalis) y Clostridium perfringens, son habitantes normales del intestino grueso de los hombres y animales y en consecuencia siempre están en la materia fecal. Así pues, la presencia de cualquiera de estas especies en el agua es evidencia de contaminación fecal (Atlas y Bartha, 2002, McLellan, 2004). El objetivo de este trabajo fue determinar la presencia de los géneros Vibrio, Salmonella, Pseudomonas, coliformes totales y E. coli en el lago de Cuitzeo. Este lago ocupa el segundo lugar en extensión en el país y se le ha dado poca atención a su conservación y manejo ambiental. Este cuerpo de agua es receptor de residuos industriales, municipales y de actividades agropecuarias que en su mayor cantidad son transportados por su principal afluente, el Río Grande, no permitiendo la recuperación natural del ciclo biológico de estas aguas (Israde et al., 2002), que son utilizadas para pesca, riego y en algunos casos para consumo humano.

Palabras clave: Lago de Cuitzeo, E. coli, Pseudomonas, Salmonella, Vibrio, coliformes fecales.

METODOLOGÍA Descripción del área de estudio El lago de Cuitzeo está localizado al noreste del Estado de Michoacán y sureste de Guanajuato. Se ubica entre los paralelos 20° 05’ 13’’ y 19° 52’ 48’’ N y meridianos 100° 50’ 08’’ y 101° 19’ 40’’ W (Figura 1). Comprende los municipios de Huandacareo, Cuitzeo, Chucándiro, Copándaro de Galeana, Santa Ana Maya, Zinapécuaro y Álvaro Obregón en Michoacán y Acámbaro en Guanajuato (Figura 1). La actual cuenca está limitada al oriente por productos basálticos calco-alcalinos pliocuaternarios de la región de Queréndaro y el sistema geotérmico que conforma la caldera de los Azufres; al oeste está limitada por el volcán Quinceo, en el sur lo limita la secuencia volcánica de Mil Cumbres (Israde et al., 2002). Sitios de muestreo Se seleccionaron 8 sitios distribuidos en ambos vasos del lago. La Figura 2 y la Tabla 1 muestran la localización de los puntos.

INTRODUCCIÓN El agua es el componente más abundante de la biosfera y el más importante, pues toda la vida de la Tierra la usa como medio para el funcionamiento metabólico. Los ambientes de agua dulce muestran una amplia variación en términos de sus características físicas y químicas (Smoll, 2002). El agua favorece la existencia de muchos microorganismos, de éstos las bacterias son las más numerosas sin embargo, se conoce poco acerca de la composición y dinámica bacteriana. Las bacterias constituyen el componente principal de la biomasa terrestre, su distribución, al igual que la de otros microorganismos está determinada por condiciones ambientales locales (Prescott et al., 2004; Langenhder et al., 2005). Probablemente, las bacterias patógenas más importantes transmitidas por el agua son Salmonella Typhii, el agente etiológico de la fiebre tifoidea y Vibrio cholerae, el agente etiológico del cólera (Brock, 1999). Se sabe que los

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Figura 1. Localización del área de estudio.

Figura 2. Ubicación de los sitios de muestreo.

Tabla 1. Localización de los sitios de muestreo. SITIO 1 2 3 4 5 6 7 8

COORDENADAS 19° 58' 37'' N 101° 03' 63'' W 19° 56' 96'' N 101° 05' 04'' W 19° 56' 53'' N 101° 08' 51'' W 19° 57' 13'' N 101° 13' 52'' W 19° 54' 80'' N 101° 12' 59'' W 19° 55' 16'' N 100° 54' 25'' W 19° 53' 12'' N 100° 56' 30'' W 19° 56' 25'' N 100° 58' 65'' W

Toma de muestras Se seleccionaron cuatro fechas de muestreo en los meses de noviembre y diciembre de 2006 y febrero y marzo de 2007. Las muestras fueron tomadas a una profundidad de 75cm. Las muestras

POBLACIÓN MAS CERCANA Mariano Escobedo. San Agustín del Pulque. Cuitzeo. Capacho. Copándaro. Coro. Estación Queréndaro. Río Grande.

para análisis bacteriológicos se colocaron en frascos de cristal estériles. Las muestras para análisis fisicoquímicos se tomaron en frascos de polietileno de alta densidad (HDPE). Todas fueron etiquetadas y mantenidas a una temperatura de 4°C durante su traslado al laboratorio (DOF, 1980).

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Determinación de la densidad poblacional total Se empleó la técnica de diluciones y de la última dilución se hizo una siembra en agar de soya tripticasa (Bioxon). Se incubó a 30°C durante 24h. Posteriormente se realizó el conteo de colonias. Determinación de Pseudomonas Se utilizó el medio de cultivo S1 de Gould (composición química en g/L: sacarosa, 10.0; glicerol, 10.0 mL; casaminoácidos, 5.0; NaHCO3, 1.0; MgSO4.H2O, 1.0; K2HPO4, 2.3; trimetroprim, 0.020; laurilsarcosinato de sodio, 1.2; agar, 1.8). Las muestras se incubaron 48h. Determinación de Vibrio Se empleó el medio de cultivo TCBS (composición química g/L: extracto de levadura, 5.0; peptona de caseína, 5.0; peptona de carne, 5.0; citrato de sodio, 10.0; tiosulfato de sodio, 10.0; bilis de buey, 5.0; colato de sodio, 3.0; sacarosa, 20.0; cloruro de sodio, 10.0; citrato férrico, 1.0; azul de timol, 0.04; azul de bromotimol, 0.04; agar, 14.0). Las placas se incubaron a 30ºC durante 48 a 72h. Determinación de Salmonella Se utilizó el medio sólido de cultivo BBL. En este caso el medio que se usa viene ya en placas y lo que se hace es sembrar la cepa, tomando 1 mL de la muestra y colocándola en la placa para posteriormente dispersarla con una varilla de vidrio y se pone a incubar para posteriormente hacer el conteo de las colonias. Coliformes totales y E. coli Se determinaron de manera simultánea mediante el método Colilert. La muestra se colocó en un recipiente estéril con tiosulfato de sodio y el reactivo Colilert. Se agitó la mezcla y se vertió en una charola de cultivo. Se incubó a 35ºC por 24 h. Las celdas que manifestaron coloración amarilla resultaron positivas para coliformes totales. Las celdas que mostraron fluorescencia con luz UV resultaron positivas para E. coli. El NMP/100mL se determinó a partir de una tabla de referencia. Determinación de parámetros fisicoquímicos Se determinaron in situ la temperatura, el pH, la conductividad eléctrica y el oxígeno disuelto. En el laboratorio se determinaron dureza total, alcalinidad total, Ca2+, Mg2+, Na+, K+, SO42-, PO43-, CO32- y HCO3-. El material y el equipo utilizados fueron los de uso común en el laboratorio de química. Análisis estadístico Para analizar el comportamiento de la población bacteriana total así como de los diferentes géneros, se realizó un Anova de una vía y una prueba no paramétrica de Wilcoxon para cada muestreo y género. Para los datos de E. coli, se hizo una prueba de correlación simple con Ji2. A todos los datos obtenidos se les aplicó un Análisis de Componentes Principales (ANP), para determinar la relación entre los parámetros fisicoquímicos y la densidad poblacional de los diferentes géneros cuantificados. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los valores más altos de población total se encontraron en los sitios Río Grande y Cuitzeo, con concentraciones que oscilaron alrededor de 30000 UFC/100mL durante todo el periodo de estudio.

Todos los sitios mostraron la presencia de Pseudomonas, Vibrio y E. coli, encontrándose la mayor concentración de Pseudomonas y de Vibrio en el sitio San Agustín del Pulque (87 y 931 UFC/100mL, respectivamente) y la mayor presencia de E. coli fue localizada en el punto que representa la convergencia con el Río Grande (> 2419 organismos / 100mL) en todo el periodo de estudio, lo cual sucede debido a la contaminación fecal que transporta el río hasta su desembocadura en el lago. De acuerdo al análisis estadístico realizado, la concentración de Pseudomonas no representa diferencia significativa entre un muestreo y otro, obteniendo el valor más alto en el mes de noviembre en San Agustín del Pulque (87 UFC/mL) y la menor cantidad en Río Grande en diciembre (23 UFC/mL), todos estos valores tienen cierto patrón de comportamiento, pues los sitios en donde se encontró mayor cantidad de coliformes fecales y E. coli corresponden a la convergencia con el principal afluente del lago, que transporta ciertos contaminantes que pueden ser tomados por los microorganismos como nutrientes, lo cual se reflejó principalmente en los niveles encontrados de conductividad eléctrica (5480 µS/cm), alcalinidad total (1700 mg/L CaCO3), pH (9.0) y algunos iones como Na+ y SO42- (1200 y 450 mg/L, respectivamente). Se encontró además una relación inversamente proporcional de estos organismos con los miembros del género Pseudomonas. El género Vibrio tiene un comportamiento similar a Pseudomonas, y la población total se comportó de manera similar a la de coliformes. La dinámica poblacional bacteriana del lago de Cuitzeo en general es poco fluctuante en cuanto a tiempo y espacio, es más notable esta dinámica en ciertos géneros específicos que a su vez están determinados por factores fisicoquímicos y antropogénicos. AGRADECIMIENTOS Los autores agradecen el financiamiento otorgado por CONACYT (proyecto 12445) y el apoyo técnico de la Comisión Nacional del Agua por medio del M.C. Juan Rangel Camarena. BIBLIOGRAFÍA Atlas, R. M. y Bartha, R. 2002. Ecología microbiana y Microbiología ambiental. Pearson Education, S. A., Madrid. Brock. 1999. Biología de los microorganismos. Prentice Hall, Madrid. DOF, 1980. Diario Oficial de la Federación. NMXAA-014-1980. Muestreo en cuerpos receptores, México. Israde I., Garduño V., Ortega R. 2002. Paleoambiente lacustre del cuaternario tardío en el centro del lago de Cuitzeo. Hidrobiológica 12: 61-78. Langenhder S., Lindström E.S., Tranvik, L.J. 2005. Weak coupling between community composition and functioning of aquatic bacteria. Limnology Oceanography 50: 957967. McLellan L. S. 2004. Genetic diversity of Escherichia coli isolated from urban rivers

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and beach water. Applied Environmental Microbiology 70: 4658-4665. Prescott, M. L., Harley, P.J., Klein, A.D. 2004. Microbiología. España. Smoll, J. P. 2002. Pollution of lakes and rivers. Arnold publishers, New York.

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EVALUACION DEL CONTENIDO DE ARSÉNICO EN EL LAGO DE CUITZEO, MÉXICO. R. Alfaro Cuevas V.1, M. A. Herrera Ruiz1, R. Cortés Martínez2, N. Segovia Aguilar3, V. Martínez Miranda2, B. Villalobos Castañeda1. Instituto de Investigaciones Químico Biológicas, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo; Francisco J. Mújica S/N Edificio B1, Ciudad Universitaria, Morelia, Michoacán, México, [email protected]. Centro Interamericano de Recursos del Agua, Universidad Autónoma del Estado de México; Km. 14.5 Carretera Toluca-Ixtlahuaca, Unidad San Cayetano, Toluca, Estado de México2. Instituto de Geofísica, Universidad Nacional Autónoma de México; Ciudad Universitaria, México, DF3.

RESUMEN. En este trabajo se determinaron las concentraciones de arsénico en diferentes sitios del lago de Cuitzeo, ya que en estudios relacionados se ha observado la presencia de este elemento en zonas de suelo volcánico y la cuenca de Cuitzeo es una de ellas. Se tomaron muestras de agua en diez puntos dentro del lago. Todas las muestras fueron sometidas a una digestión ácida para posteriormente realizar la determinación de los niveles de arsénico. Se midieron algunos parámetros In situ como pH, temperatura, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto. También se determinaron varios parámetros fisicoquímicos como dureza, alcalinidad, sulfatos, fosfatos, DQO, DBO, entre otros. Se encontraron concentraciones de arsénico que oscilaron entre 7.8 y 26.5 µg/L. Los niveles más elevados de arsénico se encontraron en los puntos denominados Capacho y Copándaro; ambos sitios están localizados en el vaso Oeste del lago. Las concentraciones de arsénico encontradas en algunos sitios de muestreo podrían ser consideradas un factor de riesgo de acuerdo al uso que se da a estas aguas, siendo los principales la pesca y el abastecimiento público. Palabras clave: Arsénico, Lago de Cuitzeo, México, Parámetros fisicoquímicos. INTRODUCCIÓN El arsénico es uno de los elementos más tóxicos que pueden ser encontrados en aguas superficiales y subterráneas. Este metaloide se presenta en el agua procedente de la disolución de minerales y menas, efluentes industriales y el lavado de la atmósfera (Smedley y Kinniburgh, 2002; Ko et al., 2003). La exposición al arsénico puede causar varios efectos sobre la salud, como es la irritación del estómago e intestinos, la disminución en la producción de glóbulos rojos y blancos, cambios en la piel, e irritación de los pulmones; así como cáncer estómago, cerebro, hígado, riñón, próstata, y piel. Es por ello que se ha reducido el nivel máximo permisible para arsénico total en agua potable de 50 a 10 µg/L (Khan et al., 2000, Dutta et al., 2004). Altas concentraciones de arsénico pueden encontrarse en cuerpos de agua superficial, ya sea por fuentes de contaminación antropogénica como por fuentes naturales, bajo distintas condiciones. Como el Lago Mono en California, que presenta condiciones alcalinas y los niveles elevados de arsénico que

presentan sus aguas (a intervalos de pH entre 9.5 y 10) se deben principalmente a las entradas de manantiales geotérmicos y la disolución de rocas de origen volcánico, seguido por evaporación (Smedley y Kinniburgh, 2002; Keimowitz et al., 2005). En México, se han encontrado concentraciones importantes de este elemento en aguas subterráneas y superficiales dentro de la cuenca del Lago de Cuitzeo, Michoacán (Alfaro et al., 2002; Méndez y Armienta, 2003). Sin embargo, la información sobre los niveles de arsénico en agua del lago de Cuitzeo es escasa. Por ello, el objetivo de este trabajo fue determinar las concentraciones de arsénico en muestras de agua proveniente de diferentes sitios dentro del lago para establecer las variaciones de este elemento en la columna de agua, así como las variaciones de los distintos parámetros fisicoquímicos. METODOLOGÍA Área de estudio El Lago de Cuitzeo se encuentra localizado en el sureste del estado de Guanajuato y noreste de Michoacán (Figura 1). Se ubica entre los paralelos 20º 05’ 13’’ y 19º 52’ 48’’ N y los meridianos 100º 50’ 08’’ y 101º 19’ 40’’ W. Comprende parte de los municipios de Cuitzeo, Copándaro, Santa Ana Maya, Zinapécuaro, Álvaro Obregón, en Michoacán y Acámbaro en Guanajuato (Alfaro et al., 2002). El Lago de Cuitzeo pertenece al Cinturón Volcánico Transmexicano. A lo largo del cinturón se localiza una gran cantidad de volcanes, de los cuales el más joven es el Paricutín.

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Figura 1. Localización del área de estudio y ubicación de los puntos de muestreo. Toma de muestras Se tomaron muestras de agua en diez puntos cercanos a las poblaciones de Mariano Escobedo (ME), San Agustín del Pulque (SAP), Cuitzeo (CUI), Capacho (CAP), Copándaro (COP), Coro (COR), Estación Queréndaro (EQ), La Hacienda (HDA) y dos en la desembocadura del Río Grande (RG1 y RG2), durante los meses de enero, mayo y noviembre. En la toma, transporte y conservación de cada muestra para determinación de parámetros fisicoquímicos y arsénico, se consideraron los criterios establecidos para cada parámetro tanto en las Normas Oficiales

Mexicanas como en los reportes bibliográficos (DOF, 1980; APHA-AWWA-WPCF, 1998; Alfaro et al., 2002). Las muestras para arsénico fueron tomadas en recipientes de polietileno (HDPE) previamente descontaminados con soluciones de HNO3. Una vez descontaminados, fueron lavados y llenados con agua desionizada. Para cada muestra se preparó un blanco (Alfaro et al., 2002). Además, las muestras fueron acidificadas con HNO3 ultrapuro para su conservación. Posteriormente, fueron sometidas a una digestión ácida para determinar la concentración de arsénico en un espectrofotómetro de absorción atómica (Perkin-Elmer AAnalyst 200) mediante generación de hidruros. Se midieron pH, temperatura, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto In situ, utilizando un potenciómetro (Corning Checkmate II). También se determinaron dureza, alcalinidad, sulfatos, fosfatos, DQO, DBO, calcio, magnesio, sodio y potasio, entre otros, mediante técnicas convencionales de laboratorio. RESULTADOS Parámetros fisicoquímicos En las tablas 1-4 se pueden observar los valores de los parámetros fisicoquímicos obtenidos para cada uno de los sitios de muestreo. Se pueden observar ciertas variaciones en la mayoría de los parámetros, dependiendo de la fecha en la que se realizó la toma de muestras.

Tabla 1. Parámetros fisicoquímicos en muestras de los sitios Mariano Escobedo (ME), San Agustín del Pulque (SAP) y Estación Queréndaro (EQ) (concentraciones en mg/L, excepto donde se indica). (Conductividad eléctrica µS/cm). SITIO ME SAP EQ Parámetro/Fecha Enero06. Mayo06. Nov06. Enero06. Mayo06. Nov06. Enero06. Mayo06. Nov06. T agua (ºC) 22.7 26 20 23.3 20.7 22.2 20 23.3 20.7 Cond. Eléctrica 1124 1622 1,367 1755 928 1290 1,367 1755 928 pH. 9.63 10.13 9.22 9.45 8.83 9.04 9.22 9.45 8.83 O.D. 4.02 9.18 3.49 1.84 7.38 6.41 3.49 1.84 7.38 DQO 92.4 45.04 92.4 135.12 86 100 92.4 135.12 86 DBO 60 28.8 57.28 89 5.22 4.78 57.28 89 5.22 Dureza total 76 27.3 140 168 102.56 147.01 140 168 102.56 Alcalinidad total 477 563.5 400 534.1 50.05 88.73 400 534.1 50.05 Ca2+ 12.83 6.733 24.048 11.783 6.94 7.61 24.048 11.783 6.94 Mg2+ 10.67 2.55 19.410 33.638 10.600 11.09 19.410 33.638 10.600 Na+ 223.58 273.82 250.06 295.78 143.00 221.86 250.06 295.78 143.00 K+ nd 28.630 29.330 13.200 19.67 nd 29.330 13.200 SO4267.321 90.87 64.96 154.33 130.94 139.78 64.96 154.334 130.94 PO43nd 3.65 0.54 nd 3.66 0.8 nd 3.55 0.39

* nd = no determinado

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Tabla 2. Parámetros fisicoquímicos en muestras de los sitios Río Grande 1 (RG1), Copándaro (COP) y Coro (COR) (concentraciones en mg/L, excepto donde se indica). (Conductividad eléctrica µS/cm). SITIO RG1 COP COR Parámetro/Fecha Enero06. Mayo06. Nov06. Enero06. Mayo06. Nov06. Enero06. Mayo06. Nov06. T agua (ºC) 19.7 18.8 26 20.5 20 22.7 21.2 23.6 20.8 Cond. Eléctrica 1241 3790 5480 3710 1,464 1968 1417 1824 925 pH. 8.95 8.73 9.11 9.58 9.22 9.15 9.33 8.91 8.38 O.D. 1.83 3.15 1.98 4.19 2.68 3.1 5.62 2.2 3.48 DQO 46.2 92.4 90.08 134 92.4 80.16 137 135.12 91 DBO 30.49 56.36 58 5.37 59.13 43 7.02 82 6.57 Dureza total 112 70 37.8 54.7 176 138.6 96.58 147 141.03 Alcalinidad total 485 1120 1744.4 184.28 476 566.6 81.9 568.4 54.6 Ca2+ 24.048 18.44 11.783 1.05 24.05 20.2 5.2 16.833 7.88 Mg2+ 12.626 5.830 2.041 2.800 28.150 21.412 13.680 25.483 11.600 Na+ 233.821 839.50 1226.80 nd 255.76 334.24 239.64 283.70 135.08 K+ nd nd 55.170 38.500 nd 34.720 22.380 31.840 11.950 SO4289.33 254.43 446.99 459.22 91.69 127.825 152.34 153.52 110.67 PO43nd nd 14.98 3.21 nd 2.98 0.41 5.13 0.44

* nd = no determinado

Tabla 3. Parámetros fisicoquímicos en muestras de los sitios Cuitzeo (CUI) y Capacho (CAP) (concentraciones en mg/L, excepto donde se indica). (Conductividad eléctrica µS/cm). SITIO CUI CAP Parámetro/Fecha Enero06. Mayo06. Nov06. Enero06. Mayo06. Nov06. T agua 15.6 24 20 19.7 24.7 21.2 Cond. Eléctrica 2630 4690 1749 3780 5560 3920 pH. 8.87 9.17 9.17 8.7 9.07 9.52 O.D. 2.52 1.85 3.82 2.82 1.91 2.75 DQO 46.2 180.16 113 92.4 180.16 145 DBO 27.2 115.3 Aeromonas > Klebsiella = Enterobacter a)

Figura 2. Poblaciones Bacterianas de las dos plantas de tratamiento de aguas en diferentes estaciones del año. a) UFC/ml Influente,de la planta de tratamiento de Alseseca Sur b) UFC/ml Efluente,de la planta de tratamiento de Alseseca Sur, c) UFC/ml Influente,de la planta de tratamiento Parque Ecológico, d) UFC/ml Efluente,de la planta de tratamiento Parque Ecológico Se aislaron un total de 300 enterobacterias provenientes de ambas plantas de las cuales se seleccionaron 50 (23 provienen de la planta Alseseca Sur y 27 de la Planta del Parque Ecológico). De las pruebas realizadas, el 66% de las cepas resistió y mostró crecimiento en agar TSA, a concentraciones de 200 mg/L de Cu, Zn, Co, Mn, Ni, el 84% creció en mezclas de Cu, Zn y Co; Cu ,Zn y Ni; Co, Zn y Ni, y por último Mn, Zn y Co. (en estos casos a concentraciones de 50 mg/L c/u) y el 80% creció en agar Mueller Hinton, a concentraciones de 100 mg/L de Cu, Zn, Co, Mn, Ni, o V . (Fig.3) a) Figura 3.

Crecimiento de cepas en 4 mezclas de metales

4 mezclas

4%

3 mezclas

8%

4%

2 mezclas 0 mezclas

b)

Figura 4. Enterobacteria resistente a 7 antibióticos, aislada de la Planta Alseseca Sur. a) Testigo b) Prueba con multidiscos, observándose la inhibición de creciemiento solo con 5 antibióticos. DISCUSIÓN. Este estudio nos muestra la elevada incidencia de enterobacterias resistentes a antibióticos y metales pesados en las aguas residuales de Puebla. McArthur y Tuckfield (2000) demuestran e implican con sus resultados que la contaminación con metales pesados puede contribuir a incrementar la resistencia bacteriana a los antibióticos a través de una selección indirecta. Lin et al (2004) en un estudio hecho en un río de la provincia de Natal en Sudáfrica muestran que la resistencia a los antibióticos beta-lactámicos es la que predomina en ese ambiente. En este trabajo estamos en concordancia con otros autores (LeChevallier 1996) en donde mencionan que la mayor presencia de enterobacterias se encuentra entre los meses de abril a noviembre y la menor

84%

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población se encuentra entre diciembre y marzo, siendo la especie mas abundante E. coli . En otro trabajo de LeChevallier (1988) se habla de que existen diferentes factores que favorecen el crecimiento de las enterobacterias, entre los cuales figura la temperatura, se menciona que mientras la temperatura del agua rebasa los 15°C el crecimiento bacteriano se lleva de una forma mas rápida y eficaz, es por esto que encontramos que en los meses de abril a noviembre la población bacteriana es mas alta. (Como se observa en las figuras 2) Es importante hacer notar que se ha demostrado que los antibióticos y los antimicrobianos en general, resisten las condiciones presentes en los lodos activados de las plantas de tratamiento de aguas residuales, Gobel et al (2005) demostraron la eliminación incompleta ocurrida en estos ambientes, ya que detectan en el efluente entre 240-290 ng/L de macrólidos y sulfonamidas, respectivamente. CONCLUSIONES Las cepas provenientes de la Planta del Río Alseseca presentaron en general niveles de multirresistencia a los antibióticos probados, mayores a los de la potabilizadora del Parque Ecológico. Es preocupante el alto nivel de resistencia encontrado para estas cepas presentes en las aguas residuales, lo que nos indica de manera indirecta el exceso y el abuso en el consumo de antibióticos en la zona. BIBLIOGRAFIA Boehme S., G. Werner, I. Klare, R. Reissbrodt & W. Witte. 2004. Ocurrence of antibioticresistance enterobacteria in agricultural foodstuffs. Mol. Nutr. Food Res. 48: 522531. Boon P.I. & M. Cattanach. 1999. Antibiotic resistance of native and faecal bacteria isolated from rivers, reservoirs and sewage treatment facilities in Victoria, Southeastern Australia. Lett. Appl. Micorbiol. 28; 164.168. Carroll S., M. Hargreaves & A. Goonetilleke. 2005. Sourcing faecal pollution from onsite wastewater treatment systems in surface waters using antibiotic resistance analysis. J. Appl. Microbiol. 99: 471-482. Ferreira da Silva M., I. Tiago, A. Veríssimo, R.A.R. Boaventura, O.C. Nunes & C. M. Mancha. 2006. Antibiotic resistance of enterococci and related bacteria in an urban wastewater treatment plant. FEMS Microbiol. Ecol. 55: 322-329. Gallert C., K. Fund & J. Winter. 2005. Antibiotic resistance of bacteria in raw and biologically treated sewage and in grounwater below leaking sewers. Appl. Microbiol. Biotechnol. 69: 106-112. Gobel A., A. Thornsen, C.S. McArdell, A. Josa & W. Giger. 2005. Ocurrence and sorption behavior of sulfonamides, macrolides and trimethoprim in activated sludge treatment. Environ. Sci. Technol. 39: 3981-3989.

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RECONFIGURACIÓN URBANA EN LA ZONA SUR DE LA DELEGACIÓN TLALPAN, A INICIOS DEL SIGLO XXI Y UNA NUEVA PROPUESTA DE ORDENAMIENTO TERRITORIAL. Salvador Lima Sánchez Instituto Politécnico Nacional. Chemax 355, colonia Jardines del Ajusco, Tlalpan, C. P. 14200. México D. F. Correo electrónico: [email protected] RESUMEN. Al inicio del siglo XXI, se han dado procesos urbanos en la Ciudad de México, en particular, en la delegación de Tlalpan, dando lugar a una segregación residencial, posibilitando la reconfiguración de las regiones urbanas, conformada por colonias, barrios y pueblos. Generando la presencia de guetos residenciales, en los que viven habitantes pertenecientes a las clases sociales alta y media. Donde se presenta una división urbana mediada, por un lado, con la presencia de: vallas, alambrados, rejas, cámaras de video, guardias de seguridad, perros de asalto, alarmas y bardas; y por otro lado, tenemos, zonas de pobreza y marginación, en los que la inseguridad predomina en la cotidianeidad de sus habitantes, con carencias de servicios públicos y con una baja calidad de atención al usuario, y en las que, viven habitantes de clases bajas. Palabras Clave: Segregación Social, Cerrados, Reconfiguración Urbana.

Barrios

convirtiéndose en un archipiélago urbano que a lo largo de los últimos años se ha remarcado en un proceso de consolidación urbana entre sus habitantes, al separarse físicamente, los unos de los otros, que han intentado en algunos casos, modificar el uso de suelo y en otros casos si han logrado modificarlo, con el consiguiente impacto en el área de estudio, se da inicio a la construcción de un guetto, que en el caso de la colonia Jardines del Ajusco, ha dado inicio a una formación aislada, con cierto uso de suelo habitacional, que en ocasiones ha sido roto por algunos vecinos o empresas. En el caso de los pueblos del Ajusco, se ha dado pie el incremento de la mancha urbana, y con ello de las contradicciones por la llegada de sectores de clases medias y bajas que compran a los ejidatarios o comuneros, un pedazo de tierra que se va incrementado en un movimiento silencioso de la ciudad que consume a la zona agrícola o boscosa. Lo que a lo largo de los próximos años, tendrá un impacto en la reconfiguración urbana de la ciudad de México (Ward, 1991).

PLANTEMAIENTO DEL PROBLEMA. En los últimos treinta años se ha dado un proceso de reconfiguración urbana en la ciudad de México, debido al incremento de su población, y con ello, se han presentado un aumento en los procesos de segregación residencial, dando pie a un incremento de la polarización de enormes sectores urbanos, en los que aparecen fenómenos contradictorios en sus poblaciones. En el caso del sur de la ciudad de México, se ha dado un incremento en la densidad urbana, ya sea esta de forma legal e ilegal (Aguilar, 1987), que permitió la incorporación de tierra ejidal o comunal, a la propiedad privada, en la que al hacerse dueños de este espacio urbano permite la consolidación de esta tierra a unos nuevos propietarios que le dan un sentido de pertenencia a los que ya es suyo, en este sentido la ciudad de vuelve un espacio habitado, que se vive y que este en constante cambio por sus habitantes dentro de un marco de múltiples contradicciones en el ámbito urbano (Navia, y Zimerman, 2004). Los que a través de los años le dan su propio sentido de pertenencia y que conforman una identidad urbana. En el caso del sur de la ciudad de México, este ha tenido un cierto proceso de fetichización al ser considerada la zona verde al considerarla la mas limpia de la ciudad, o al tener una cubierta vegetal mas abundante de la ciudad de México, en donde se han asentado ciertos sectores de clases sociales medias y altas, en una mayoría de clase baja,

Al convertirse en las zonas de apropiación urbanas que incorporan a las zonas agrícolas de la ciudad, este fenómeno ha dado forma a un crecimiento desordenado y no regulado, en el cual, se da inicio a una colonización urbana en un primer plano, que se va consolidando a lo largo de los años, al irse colocando los servicios básicos y de ahí se pasa a una infraestructura mas compleja, que puede dar paso a un incremento de la calidad de los servicios brindados en esta área urbana. La ciudad y sus habitantes invade al ejido y a la propiedad comunal, es una de las constantes de la ciudad de México, que implica una reconfiguración urbana, al darse la consolidación de las zonas urbanas, recién incorporadas, donde se persigue un confort occidental, que implica darle cobertura a un sinfín de necesidades de la sociedad del consumo que impone sus normas o criterios al resto de la sociedad, consumes luego existes, dejas de consumir, no existes. Primicia que enmarca toda una concepción de la ciudad a inicios del siglo XXI, las contradicciones de acumulación capitalista han modificado todo un patrón de intercambio, de acumulación, modificando las relaciones de intercambio y de producción. Lo que nos lleva a tener que tomar en cuenta todo un entramado de intereses que están presentes en el crecimiento urbano y en el desarrollo urbano de nuestra ciudad.

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La ciudad crece y crecen los interés económicos y de clase que impulsan un modelo de desarrollo capitalista, en donde el consumo se vuelve en el éter que todo lo envuelve y que proclama a los cuatro vientos, consume, consume. Tal como lo cita Marshall Berman, en su obra: Todo lo sólido se desvanece en el aire, si las ciudades occidentales tuvieron un crecimiento y lograron entrar a la modernidad, fue producto de las propias fuerzas de un capitalismo, que impulsaba a que todo se destruyera en el aire, rompiendo las ataduras de relaciones feudales e impulsando la incorporación de enormes sectores no asalariados a las reglas de un nuevo contrato social, en donde solo tuvieron en su fuerza de trabajo la única moneda de cambio para poder sobrevivir en su sociedad moderna capitalista (Klein, 2002). Por lo que al ir incorporando enormes segmentos de tierra a la lógica capitalista se ha pasado a una acumulación originaria que depreda las relaciones sociales existentes en el seno capitalista, le dan un valor de cambio y un valor de uso, que depende de su localización geográfica, que entra en una puja entre diferentes intereses que luchan por adquirirla con los mejores beneficios, ventajas y beneficios posibles, en este caso al tener tierra una calidad de propiedad diferente en el ejido o en la propiedad comunal, que no implica una lógica de apropiación capitalista. Lo que nos lleva a un debate a partir del escenario que existió antes y después de las reformas del artículo 27 constitucional en el año de 1992. Cuando una ciudad, crece genera nuevas concepciones sobre su espacio, los habitantes se apropian de ella, crecen en ella, le dan sentido a su vida (Borja, y Castells, 2000), por ello, en el caso de la zona sur de la ciudad de México, tiene un plus, al ser considerada una zona cercana a un bosque, donde lo verde aumenta en intensidad y en ocasiones se convive con la naturaleza de forma permanente, se da inicio a un contradicción un a ciudad que no quiere dejar de ser una zona boscosa, esto es algo que en el caso de la mega ciudad de México, nos impone una reflexión sobre los costos de invertir en esta zona para que se vuelva en un reducto habitacional alejado del mundanal ruido, de la contaminación atmosférica y sobre con otro concepto de ciudad, donde podemos tener una propuesta diferente de desarrollo urbano, protegiendo o incentivando la protección del medio ambiente, lo que aumentara el costo, dado el compromiso por preservar el entorno original con todas las especies de flora y fauna que viven en ella (Cruz Rodríguez, 2001). La ciudad no detiene su paso, ante ello es, por lo relevante de la investigación, dar entrada a los siguientes puntos de donde esta ubicada esta concepción urbana regional:

• •

Apropiación del suelo rural, la ciudad de ruraliza. Se generan contradicciones entre los diferentes actores sociales.

• •

Se dieron fenómenos de consolidación urbana en torno a un modelo de ciudad fortificada. Se incorporan grandes segmentos de tierra al sector servicios en la zona del Ajusco medio.

Esta reconfiguración de la ciudad de México al sur, le da un sentido diferente al crecimiento urbano, en donde se dan nuevas apropiaciones del suelo en las que se da una incorporación de tierras agrícolas a diferentes formas de explotación capitalista, en la que hay que darle un valor de cambio a la tierra, en la que los actores sociales están en disputa por incorporar a nuevos segmentos de tierra en la que hay la presencia de desarrollos residenciales de clase media, que han entrado en contradicción con la relación hombre naturaleza. Con todo el matiz que da este palabra, dado que ello implica una visión diferente de la ciudad, donde el construir destruye su propio hábitat, al ir desapareciendo una gran cantidad de especies de aves, mamíferos, reptiles y plantas, que conformaban diferentes ecosistemas en la zona de estudio (Urquidi, 1999) .

EL PASADO RECIENTE, EL TORBELLIO QUE SE VUELVE TORMENTA, LA CIUDAD CRECE SIN CESAR. A mediados de la década de los sesenta el modelo de desarrollo estabilizador permitió que el Estado realizara diferentes tipos de obras de gran magnitud a lo largo del país, una de todas ellas fue la construcción de la carretera Picacho-Ajusco, que permitió incorporar a la ciudad de México a la zona boscosa del Ajusco. Esto dio la posibilidad de que se pudiera establecer una comunicación con los pueblos del Ajusco. Ademas de atravesar el bosque del Ajusco, con ello se estaba en posibilidades de poder habitar más rápido esta zona. Dándose una condición del desarrollo urbano de México, primero se pone la carretera se eleva la plusvalía del suelo y luego entra en un proceso de lógica capitalista, donde se pueda vender y comprar loa terrenos ejidales, comunales o de pequeña propiedad. Esto aconteció en este caso de estudio, se logro incorporar a la lógica capitalista a estos terrenos. Es así como, a fines del los años sesentas se dio la venta de la zona ejidal a nuevos propietarios en Padierna, la que no contaba en su momento, con ningún tipo de servicios a partir de entonces, se dio un proceso de organización y lucha por la introducción de los servicios básicos, con el apoyo de la estructura política del PRI, que con su estructura corporativa controlaba a todos los canales de participación social y política del México posrevolucionario. Es así como se entra a una etapa de expansión de la Ciudad de México, en donde lo político permeaba las

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actividades encaminadas al crecimiento de este entretejido urbano que se va incorporando a segmentos de tierra, que al estar sometidos a una pugna de intereses por parte de los Actores Sociales, han dado pie al redimensionamiento de la tendencia a los largo y ancho del país (Aguilar, 1991; Asuad Sanén, 2001). Se urbanizó sin una planeación directa pero si con un control político por parte de los habitantes de las ciudades mexicanas (Schteingart, 2000) Esta expansión se dio del centro a la periferia de la Ciudad de México, provocando un incremento de la presión sobre terrenos de propiedad ejidal o comunal, dando pie a la creación de nuevas colonias populares o residenciales. En los dos casos, nos atañe a la construcción de enormes archipiélagos donde convive las zonas de pobreza con zonas de riqueza, que a lo largo de los años han dado pie a la conformación de guettos de clases medias, que se han consolidado, amurallándose del exterior para evitar la entrada del “otro”, del extraño, de lo ajeno, de lo que no tiene un sentido de pertenencia con “ellos”, con el fin de tener recuperar una seguridad perdida, con el fin de evitar los asaltos, secuestros, perdidas de sus pertenencias o afectación a sus bienes. A mediados de la década de los noventa esta situación se agravo por la crisis del 94, lo que orillo a un incremento de las medidas de seguridad, que implico la segregación residencial en la colonia Jardines del Ajusco, el cual se ha convertido en un espacio amurallado, con casetas de vigilancia, vallas electrificadas, alambradas de púas, alarmas de seguridad, cámaras de video, guardias de seguridad privada, cuchillas en las alambradas, portones eléctricos, entre otros artículos de la industria del miedo. Este patrón se fue incrementando en los últimos tres lustros, perece ser que en la ciudad se vive con temor permanente, esta primicia se ha reproducido en otras regiones de la misma (Aguilar, Miguel Ángel, et al, 2001; Borja, Jordi, 1993; Zicardi, 1998). En el caso de la zona citada, parece que la carretera del Ajusco divide a la zona en dos regiones de Padierna, zona excluida a la derecha como un concepto de vivienda residencial y a la izquierda como una vivienda de clase baja, lo cual, se ha consolidado en los últimos años. Los pueblos del Ajusco han entrado en un proceso similar al irse dando la incorporación de las tierras comunales o ejidales a la ciudad, los pueblos se urbanizan, a diferencia del primer caso, en donde el campo se urbaniza (Hiernaux y Lindon, 1993). Estos pueblos se han incorporado sus tierras al crecimiento de la ciudad de México, han empezado a construirse colonias, que han incorporado tierras ejidales o comunales a sus núcleos originales, proceso que se acelero en los últimos años, esto

aumento el precio de la tierras en el área central, lo que ha dado el impulso a que la población se desplazó a donde es mas barato el precio del suelo (Propin Frejomil, 2003). Lo que antes era bosque hoy es ciudad, la expansión de la ciudad de México debe ser planificada y no ir acompasada de la invasión de tierras ejidales o con su venta de forma ilegal. En el caso del Ajusco y sus pueblos se ha dado este proceso en los últimos treinta años (Hardoy, y Satterthwaite, 1988; Satterhaite, 1998). Al tener una ventaja competitiva de ser un lugar con una vista privilegiada y de poder ir aumentando su expansión urbana. Dándole una visión del campo que se urbaniza e incorpora tierras a la ciudad, se puede gestar un fenómeno de reurbanización, que implica un incremento de la presión urbana. Donde antes existió una tierra de cultivo, hoy existen casas, que han incrementado los precios de la tierra (Alegría, 1991). Creando nuevas colonias y destruyendo áreas boscosas. Esta zona se ira segregando residencialmente de otras zonas de la ciudad de México en el futuro.

CONCLUSIONES Y REFLEXIONES FINALES, ENTRE EL FIN Y EL INICIO DE LA MEGACIUDAD DE MÉXICO. La ciudad de México a fines inicios del siglo XXI, no dejara de crecer, por lo que, se vera la presión a futuro por incorporar mas tierras para la construcción de viviendas y de zonas de equipamiento, es por ello que es necesario implementar una política de planeación urbana, con instrumentos que permitan tener acceso a mejores niveles de vida de sus habitantes, que conlleve a mantener un equilibrio con la relación hombre naturaleza, en el futuro será importante tomar en cuenta la participación de los habitantes de estas regiones, para que en un sentido democrático elijan la forma de vivir (Castro, 1999; Lassonde, 1999). No como ha venido apareciendo en la realidad incorporando a zonas ejidales o comunales a la zona urbana de la mega ciudad de México, implicando un rompimiento de los equilibrios con la naturaleza, que nos lleva a tomas medidas urgentes para revertir este proceso, el futuro del crecimiento, debe ser sustentable, lo que rompe con un esquema hegemónico que se ha consolidado en los últimos cincuenta años (Lean McConell, 1998). En el caso se los ejemplos que hemos estudiado se ve como se han consolidado sus zonas de desarrollo urbano, generado un espacio de segregación residencial que implica la construcción de guettos urbanos, que pueden ser inéditos en la ciudad de México, por su forma de organización interna, y que

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pueden ser como los que vemos en países desarrollados, estas ciudad de cuarzo, que se amurallan a si mismas, sin parar, que le van dado códigos y valores a una visión de la ciudad de México, que la van reconformando, incorporando a los últimos pueblos del valle de México y poniendo sus miradas en nuevas regiones, que se van convirtiendo en el nuevo hinterland del muevo milenio (Davis, 1990; Sobrino, 1996; Crehan, 2002). Que no detiene su crecimiento, a pesar de políticas restrictivas y del Bando numero 2, la ciudad crece a pesar de todo.

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DISTRIBUCIÓN ESPACIAL DE AFLUENTES CONTAMINANTES DEL RÍO ZAHUAPAN Víctor Ramírez Angulo, Ma. Teresa Leal Ascencio, Erick R. Bandala González, Juan L García Rojas, Martha Millán Cabrera y Nestor A. Figueroa. Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, Paseo Cuauhnáhuac No. 8532, Col. Progreso, jiutepec, Morelos, cp 62550 México. Fax/tel (777)239 3664, [email protected] RESUMEN. Se llevó a cabo un inventario de las descargas municipales, domésticas, ríos, manantiales y canales, afluentes del río Zahuapan en un trayecto de aproximadamente 65.52 kilómetros. Así mismo, se realizó el muestreo y análisis de 36 descargas de diversos tipos para evaluar su cumplimiento con la NOM-001-SEMARNAT-1996. De las tres plantas de tratamiento en funcionamiento, que son afluentes del río, la denominada PTAR “Apizaco B” cumple con la NOM-001-SEMARNAT-1996 para la mayoría de los parámetros, no siendo el caso, para la PTAR Tlaxcala. Los tres ríos principales que son afluentes del Zahuapan, se salen de los límites establecidos, siendo el río Los Negros el más contaminado en todos los casos. Se proporcionó capacitación en muestreo de aguas y análisis de los parámetros requeridos por la mencionada norma, a personal de la Coordinación General de Ecología del gobierno de Tlaxcala, de acuerdo a procedimientos estandarizados en el Instituto Mexicano de Tecnología del Agua.

Palabras clave: Río Zahuapan, Contaminación, calidad del agua. INTRODUCCION El consumo humano de agua con contaminantes químicos y/ó biológicos genera un amplio espectro de enfermedades que afectan sensiblemente la calidad de vida de millones de seres humanos y sus perspectivas futuras, Cervantes, C. y R. Moreno S. 1999. En México, el saneamiento es escaso en el medio rural a nivel regional; por ejemplo, en la porción del estado de Tlaxcala es del 20%. Se afirma que existe contaminación puntual por los efluentes urbanos e industriales no tratados o con tratamiento deficiente en las principales zonas urbanas como en San Martín Texmelucan; y advierte que existe un riesgo potencial para los acuíferos que sirven de fuente de abastecimiento de agua potable. En particular, el acuífero Alto Atoyac, es considerado acuífero libre y el mas importante de los cuatro acuíferos que hay en el Estado de Tlaxcala, ya que de él se abastece la mayor parte del sector productivo (riego Agrícola, Industrial, comercial-servicios, domestico-abrevadero y publico-urbano), Álvarez Lima, José Antonio, 1998. El incremento de la población, la creciente urbanización, industrialización y desarrollo agrícola en la región de este acuífero han generado fuentes

potenciales de contaminación; aunado a lo anterior, se ha determinado que debido a las características de los suelos en el área de estudio, constituidos predominantemente por rellenos aluviales, el acuífero presenta una alta vulnerabilidad a la contaminación Álvarez Lima, José Antonio, 1997 . En la información vertida en el primer encuentro sobre desarrollo regional realizado en Saltillo, Coahuila, Tlaxcala ocupa el cuarto lugar en contaminación de las aguas. Cabe señalar que los ríos y los afluentes resultan auténticos depósitos de aguas negras; todos los ríos de la entidad son considerados zonas críticas (Instituto Nacional de Ecología, 2006). Cuenca del río Zahuapan. El río Zahuapan, es la corriente superficial más importante del estado de Tlaxcala. Nace en la Sierra de Tlaxco y lo recorre de Norte a Sur, siguiendo un curso sinuoso que recoge los escurrimientos de numerosos ríos y barrancas que en conjunto drenan 38% de la superficie del estado (1,493.9 km2). En esta cuenca, se localiza el mayor almacenamiento del estado: la presa de San José Atlanga con capacidad de 54.430.000 m3, que junto con la presa derivadora Panotla, dan servicio al distrito de riego 056 AtoyacZahuapan, con aproximadamente 1,600 has; le sigue en importancia la presa de Cárdenas con 3.200.000 m3; San Fernando con 2.700.000 m3, además de otras pequeñas, como la presa el Centenario, las Cunetas, el Sol y la Luna. (Instituto Nacional de Estadística Geografía e Historia), figura 1.

Figura 1.- Mapa de la cuenca hidrológica

METODOLOGIA

Se llevó a cabo una visita prospectiva a lo largo del río para ubicar e identificar las descargas que podrían aportar diversos grados de

CIUDAD DE CHIHUAHUA, CHIH., MÈXICO 6, 7 Y 8 DE JUNIO DEL 2007

ISSN: 0187-3296

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MEMORIAS EN EXTENSO VI CONGRESO INTERNACIONAL Y XII NACIONAL DE CIENCIAS AMBIENTALES

contaminantes al río Zahuapan. Se geoposicionaron la totalidad de los afluentes del Zahuapan (ríos, canales, descargas municipales, domésticas, industriales, plantas de tratamiento y manantiales) y con la aplicación del programa informático ArcView 3.2, se generó un mapa de ubicación de las mismas figura 2

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MUÑO

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APIZACO

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Análisis de la información generada en el laboratorio y en campo

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44 48 45### ## # 41 # # 47 43

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Con la información generada, se construyeron gráficos de barra en Excel para cada parámetro, incluyendo los valores para cada punto de muestreo y el valor máximo permisible de la NOM-001.

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TLAXCAL

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nitrógeno total - Método Kjeldahl NMX-AA-026, 1980; demanda bioquímica de oxígeno, por NMXAA-028, 1981; fósforo total por NMX-AA-02, 1981; sólidos en agua, por NMX-AA-034, 1981; coliformes y E. coli por el método del sustrato cromogénico, método IMTA, 2005, CAMB6-19; huevos de helminto, método de prueba, NMX-AA-113-SCFI1999; determinación de arsénico en agua, IMTA CAHBAA6-09; plomo, IMTA CAHBAA6-03; cianuros por IMTA CAHBAA6-09; cadmio por IMTA CAHBAA6-03; mercurio, IMTA CAHBAA607; cobre y zinc, IMTA CAHBAA6-09, figura 5.

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RESULTADOS Y DISCUSION



Figura 2.- Inventario de descargas De este inventario de 72 descargas de diversos giros, se seleccionaron 37 que cubrieran tanto las de tipo municipal, industrial, doméstico, ríos y canales, que presentaran niveles altos de conductividad (>400 µS/cm), caudales >0.5 L/s, la clasificación como industriales y los niveles bajos de oxígeno para llevar a cabo un muestreo de acuerdo a la NOM-001SEMARNAT-1996. Muestreo El muestreo se inició a partir del punto mas distante río abajo, formado por la confluencia del río Atoyac con el Zahuapan. Se tomaron mediciones de campo, tales como pH, temperatura, conductividad, oxígeno disuelto y material flotante. En el mismo recorrido, se colectaron muestras para análisis de los parámetros requeridos por la NOM citada. Las muestras de agua fueron tomadas los días 18 al 24 de abril del 2006, entre las 5:00 am a las 12:00 pm. Se usaron envases de vidrio, plástico y bolsas estériles, requeridos para cada caso. Las muestras fueron preservadas de acuerdo al parámetros a analizar (para grasas y aceites, HCl a pH