identificacion y caracterizacion de bacterias...

REVISTA SALUD PUBLICA Y NUTRICIÓN

IDENTIFICACION Y CARACTERIZACION DE BACTERIAS RESISTENTES A METALES PESADOS Y FENOL AISLADAS DE AMBIENTES CONTAMINADOS. Castillo Zacarías, Carlos Jesús1., Suárez Herrera Martha Alicia1., Fernández Delgadillo Sergio Salvador1., Gómez Treviño Jesús Alberto2 1Laboratorio de Biotecnología, 2Laboratorio de Biología Molecular, Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de Nuevo León. Cd. Universitaria, Av. Pedro de Alba s/n San Nicolás de los Garza, N. L., México. Tel (81) 83294010 Ext. 6367. e-mail: [email protected]

Introducción

La contaminación por metales pesados y compuestos fenólicos, que son liberados al

ambiente en procesos de manufactura y por la aplicación de fertilizantes agrícolas y

plaguicidas son un claro ejemplo del impacto negativo de la actividad productiva de la

industria química moderna y de los elevados niveles de vida de la sociedad actual

(Moreno, 2003). En México, en el año 2005, la Comisión Nacional del Agua reportó

que la descarga de aguas residuales provenientes de la industria fue de 5.62 km3/año, de

las cuales únicamente 0.85 km3/año recibieron tratamiento previo a su descarga a los

cuerpos receptores de propiedad nacional (CNA, 2006). Las industrias de alimentos,

química, refinación de petróleo, producción de agroquímicos, pigmentos, curtido de

pieles, blanqueado de papel y manufactura de partes automotrices y eléctricas son

algunas de las fuentes antropogénicas más importantes de metales pesados y

compuestos fenólicos (Moreno, 2003; Sparks, 2005).

El aumento de la presencia de estos contaminantes xenobióticos en los diferentes

habitats, ha propiciado la evolución de las vías catabólicas de los microorganismos

presentes en esos ecosistemas, en respuesta al sustrato disponible y de las condiciones

ambientales; dando como resultado que diversas bacterias, hongos, levaduras y algas

posean la capacidad de biorremediación de ambientes contaminados con moléculas

persistentes. (Ronald y Bartha, 2002). El empleo de algunos de ellos como lo son

bacterias de la familia de las Enterobacteriaceae y Pseudomonadaceae se ha llevado

acabo para la degradación y remoción de compuestos orgánicos y metales pesados

debido a la alta capacidad que tienen para llevar acabo tales procesos (Suárez-Herrera,

2004). Debido al alto potencial de las bacterias para ser utilizadas como materia prima

en la remediación de sitios contaminados, es de gran importancia la precisa


identificación de estas, la cual se puede realizar hasta nivel de género por medio de

características morfoculturales y pruebas bioquímicas en base a los esquemas de

clasificación publicados en The Bergey’s Manual of Determinative Bacteriology

(Buchanan y Gibbons, 1994).

Actualmente la aparición de diversos sistemas de identificación, han facilitado este

proceso, destacando principalmente los sistemas API 20E y API 20NE, con los cuales

es posible llevar acabo la caracterización de bacterias gram negativas hasta el nivel de

especie (Blasevic, 1976, Juang, D., Morgan, J., 2001, Swanson, E., Collins, M., 2001).

El objetivo del presente trabajo es la identificación y caracterización bioquímica de

bacterias nativas aisladas de ambientes contaminados del área metropolitana de

Monterrey, N. L. como son: sedimento del río Pesquería, tierra de refinería de Petróleos

Mexicanos y agua del río San Juan. (Suárez-Herrera, 2004).

Materiales y métodos

Por el método de enriquecimiento, utilizando el medio de Fathepure modificado (Suárez

–Herrera, 2004) fueron aisladas bacterias gramnegativas que se identificaron hasta nivel

de género de acuerdo a sus características morfoculturales, utilizando los medios

selectivos agar Pseudomonas, agar EMB y agar Endo. Así mismo, se realizaron pruebas

tintoriales de gram, flagelos y cápsula a cada uno de los aislados bacterianos

(Alexander, 2001; Buchanan y Gibbons, 1994). Posteriormente la identificación de los

cultivos puros aislados se realizó utilizando el sistema API 20E para

Enterobacteriaceae (BioMerieux, L’ L Etoile, 2005, France).

A partir de los cultivos puros se tomó una colonia con un asa bacteriológica estéril y se

transfirió por la técnica de estría cruzada en tres campos a placa de petri con agar

nutritivo estéril. Se incubó a 37 ºC por 18 horas. A partir de ese cultivo se tomó una

colonia y se transfirió a un tubo de ensayo conteniendo 5 mL de solución de NaCl

(0.85% p/v) estéril y se homogenizó perfectamente. Con la suspensión bacteriana

recientemente preparada se llenaron los microtubos y las cápsulas para los ensayos de

citrato, Voges-Proskauer y gelatinasa. Para la determinación de L- arginina, L- lisina, L-

ornitina, H2S y ureasa los microtubos se llenaron con la suspensión bacteriana y se creó

un ambiente de anaerobiosis al llenar las cápsulas con aceite de parafina estéril.


Posteriormente las microplacas se colocaron en una cámara húmeda y se llevaron a

incubar a 37 °C durante 24 horas.

Para llevar a cabo los ensayos de producción de indol y acetilmetilcarbinol fue

necesario agregar después del periodo de incubación los reactivos correspondientes a

cada una de estas pruebas (reactivo de Kovac y KOH más alfa naftol respectivamente);

se incubó el tiempo indicado para estos ensayos para así llevar acabo la identificación.

La interpretación de la caracterización bioquímica se transformó al perfil numérico y se

comparó con la base de datos del índice de taxones (BioMerieux, 2005).

Resultados

Las colonias que se desarrollaron en agar Pseudomonas eran grandes, de borde

irregular, consistencia mucosa y color verde fosforescente; esta coloración se intensificó

al colocar los cultivos bajo radiación UV. La coloración fluorescente puede deberse a la

secreción de piocianina y fluoresceína pigmentos característicos de bacterias del género

Pseudomonas. En las preparaciones microscópicas se observaron bacilos, cortos, no

esporulados, gramnegativos. En agar Eosina azul de metileno (EMB) crecieron dos

tipos de colonias; el primer tipo corresponde a colonias con borde regular y definido de

color amarillo-verdoso y a partir de las preparaciones de tinción de gram se observaron

bacilos gramnegativos, gruesos, no esporulados, de tamaño mediano. En la preparación

para determinar la presencia de flagelos se observaron organismos con un flagelo polar.

El segundo tipo de colonias en el agar EMB eran de borde regular y definido de color

púrpura formado por bacilos gramnegativos, gruesos, de tamaño mediano, que

presentaban flagelos peritricos. En los cultivos sembrados en agar Endo se encontró un

solo tipo de colonia con borde regular, color rosa-púrpura y aspecto mucoide.

Observaciones microscópicas al frotis de la colonia mostró que estaba formada por

bacilos gruesos, gramnegativos, no esporulados, de tamaño mediano que presentaban

cápsula.

A partir de estos aislados bacterianos se logró la identificación de miembros de la

familia Enterobacteriaceae y Pseudomoadaceae hasta nivel de género como resultado

de las observaciones en los medios de agar triple azúcar hierro (TSI), prueba de

catalasa, reducción de nitratos, rojo de metilo, Voges-Proskauer y de oxidasa. Para las


colonias crecidas en agar Pseudomonas el medio de agar TSI no mostró cambio en el

vire del indicador rojo de metilo, no hubo producción de gas, ni producción de H2S, lo

que se interpreta como posible miembro del género Pseudomonas. Las colonias

provenientes de los medios EMB y Endo fermentaron dextrosa, esto se demuestra por

la apariencia de la superficie del medio de TSI después de la incubación, que permanece

de color rojo, no así el fondo del medio que se aprecia de color amarillo.

Adicionalmente las pruebas de catalasa, reducción de nitratos y Voges- Proskauer

dieron resultado positivo y en las pruebas para determinar producción de H2S, rojo de

metilo y oxidasa los resultados fueron negativos. Estas observaciones nos conducen a

la interpretación de que se trata de organismos pertenecientes a la Familia

Enterobacteriaceae de los géneros Klebsiella y Enterobacter. Después de someter a los

cultivos identificados como Klebsiella y Enterobacter a las pruebas del sistema API

20E para Enterobacteriaceae y el cultivo de Pseudomonas, al sistema API20NE para

bacterias no fermentadoras, los datos obtenidos de los experimentos y la consulta del

índice de taxones de estos sistemas se define que los cultivos se identifican como:

3305773 Enterobacter cloacae (99.3%), 5215773 Klebsiella pneumoniae (97%) y

2202005 Pseudomonas aeruginosa (98%).

Discusión y conclusiones

La aparición de tecnologías nuevas para la identificación de microorganismos ha

revolucionado la forma de realizar los análisis microbiológicos, pues se requiere de un

tiempo reducido para la obtención de los resultados en comparación con los métodos

convencionales; además son fáciles de usar, precisos y económicamente rentables. En el

laboratorio, se pudo comprobar que las pruebas de los sistemas API permitieron reducir

el volumen de reactivos y medio de cultivo a emplear en los ensayos, se facilitó el

manejo de un número mayor de muestras a identificar en comparación con las pruebas

bioquímicas convencionales.

No obstante, entre las desventajas que presentan los métodos rápidos se encuentran las

siguientes: siempre partirán de un cultivo aislado o al menos de un medio de

enriquecimiento, lo cual alarga el tiempo real del ensayo de 24 a 48 horas; en la mayoría

de los casos se requiere de la confirmación de resultados positivos y están dirigidos

hacia la identificación de un solo microorganismo (Heredia, 2004). En la presente


investigación los cultivos estudiados fueron aislados del medio de enriquecimiento de

Fathepure y antes de proceder a la aplicación de los sistemas API, fue necesario hacer

pruebas preliminares morfoculturales, tintoriales y bioquímicas para ubicar el género al

que pertenecían los aislados.

Los sistemas comerciales API han sido utilizados ampliamente para la identificación de

bacterias de interés clínico entre las que se encuentran diversas bacterias de la familia de

las Enterobacteriacea (Swanson y Collins, 1980). En el presente estudio se llevo acabo

la identificación de bacterias pertenecientes a la familia de las Enterobacteriacea y

Pseudomonadacea las cuales fueron aisladas de diversos sitios contaminados del área

metropolitana de la ciudad de Monterrey, NL. Los porcentajes de exactitud obtenidos

para la identificación de cada uno de los cultivos fueron de 97 % a 99.3% lo cual nos

indica la alta confiabilidad de los sistemas comerciales API 20E y API 20NE para la

identificación de bacterias adaptadas a ambientes contaminados con metales pesados y

fenol.

De acuerdo a los resultados obtenidos para la identificación de bacterias resistentes a

metales pesados y fenol que pertenecen a la Familia Enterobacteriacea y

Pseudomonadacea se concluye que los sistemas API 20E y API 20NE permitieron la

identificación hasta el nivel de especie de microorganismos provenientes de muestras de

ambientes contaminados y que poseen la capacidad de resistencia a altas

concentraciones de fenol y metales pesados. (Swanson y Collins, 1980, Chovanova,

2004).

Bibliografía

1. Alexander, S., Strete D. Microbiology a Photographic Atlas for the Laboratory. 2001.

2. Pearson Education. United States of America.

3. BioMerieux S.A., API 20 E strep 5ª edición, 2005, ref. 20 100.

4. Blazevic, D. et al. 1976. Inoculation of API-20E from Positive Blood Cultures. Journal of Clinical Microbiology. American Society for Microbiology. Vol 4, No. 6.


5. Chovanova, et al. 2004. Identification and Characterization of Eight Cadmium

Resistant Bacterial Isolates from a Cadmium-contaminated Sewage Sludge. Biologia, Bratislava. Vol. 59, No. 6, pp. 817-827.

6. Estadísticas del agua en México. Comisión Nacional del Agua. 2006. México.

7. Heredia, N. 2004. Métodos rápidos modernos. Revista de Salud Publica y

Nutrición. Edición especial. No. 5.

8. Juang, D., Morgan, J. 2001. The applicability of the API 20E and API Rapid NFT systems for the Identification of Bacteria from Activated Sludge. Electronic Journal of Biotechnology. Vol 4. No. 1.

9. Krieg, N. Holt, J. Bergey’s Manual of Systematic Bacteriology. Vol. 2. Williams & Wilkins Ed. Baltimore, USA.

10. Moreno, G. M. Toxicología ambiental. Evaluación de riesgo para la salud

Humana. 2003. Mc Graw Hill/Interamericana de España, S. A. U. 11. Ronald, M. A., Bartha, R. Ecología microbiana y microbiología ambiental.

2002. 12. Pearson Educación S.A. Madrid.

13. Sparks, D. 2005. Toxic Metals in the Environment: the Role of Surfaces.

Elements. Vol. 1, pp 193-197

14. Suárez –Herrera, M. A. “Aislamiento y caracterización de bacterias y hongos filamentosos degradadores de elevadas concentraciones de fenol y clorofenoles”

15. Tesis de grado Doctor en Ciencias Biológicas. Universidad de la Habana (2004).

16. Swanson, E., Collins, M. 1980. Use of the API 20E System to Identify Veterinary

17. Enterobacteriaceae. Journal of Clinical Microbiology. Vol.12. No.1, pp 10-14


EFECTO DEL REACTIVO DE FENTON Y FOTO-FENTON SOBRE LA VELOCIDAD DE DEGRADACION DEL AZUL DE METILENO EN

SOLUCION ACUOSA Melgoza de la Fuente David, Hernández Ramírez Araceli, Peralta-Hernández J. M* Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de Nuevo León. Introducción: Uno de los problemas más serios a los que actualmente nos enfrentamos desde el punto de vista ambiental es la creciente generación de materiales no biodegradables que se acumulan en cuerpos de agua y que por lo tanto provocan su contaminación1. En este contexto, los colorantes presentes en las aguas residuales se caracterizan por aumentar los niveles de Carbón Orgánico Total (COT), Demanda Química de Oxígeno (DQO) y Demanda Biológica de Oxígeno (DBO), así como el color y la concentración de sólidos suspendidos. Debido a que este tipo de compuestos son estructuralmente complejos, resulta difícil llevar acabo su remoción a través de las plantas de tratamiento de aguas municipales, puesto que los productos de degradación son en su mayoría tóxicos para los microorganismos y por lo tanto el proceso de degradación biológica no es el más conveniente y adecuado para su eliminación2. Esta situación, ha incrementado la demanda de la sociedad para que se lleve acabo la descontaminación de aguas de diversos orígenes, la cual se ha materializado en regulaciones cada vez más estrictas por parte de los gobiernos, impulsando de esta manera que en la última década se estudie el desarrollo de nuevas tecnologías de tratamiento y purificación3. En este sentido, los métodos de tratamiento químico, basados en la producción de radicales libres •OH, formalmente conocidos como Procesos Avanzada de Oxidación (PAO), han sido ampliamente utilizados para llevar acabo la degradación de varios tipos de contaminantes4,5. El sistema Fenton (SF) es uno de los procesos de oxidación avanzada más utilizado para el tratamiento de compuestos orgánicos en solución acuosa, el cual se lleva a cabo a través de una mezcla entre sales ferrosas (Fe2+) y peróxido de hidrógeno (H2O2), lo cual resulta en la generación de los radicales libres •OH, de acuerdo con la siguiente reacción6: Los radicales libres se generan rápidamente a través del mecanismo propuesto en la reacción 1, y la eficiencia de este proceso depende de la velocidad de producción y concentración de los radicales libres. La velocidad de degradación de contaminantes mediante la reacción de Fenton se ve favorecida por la irradiación de luz ultravioleta llamándose a este proceso foto-asistido sistema foto-Fenton (Sf-F), el cual tiene un efecto positivo sobre la degradación de los compuestos orgánicos ya que favorece la regeneración fotoquímica de los iones Ferrosos (Fe2+).


De esta manera los iones ferrosos generados reaccionan con el H2O2 generando una mayor concentración de radicales •OH6: Objetivo: El objetivo principal de esta investigación es mostrar los resultados de la aplicación de los procesos Fenton y foto-Fenton para llevar acabo la degradación de aguas preparadas de forma sintética contaminadas con Azul de Metileno. Materiales y métodos: Se preparó agua contaminada mediante la disolución de 50 mg/L del colorante azul de metileno (Aldrich), y la remoción del color se evaluó mediante determinaciones en la disminución de la absorbancia de la disolución a una longitud de onda de 527 nm, a partir de una curva de calibración en un espectrofotómetro Perkin Elmer/Lambda 12. Con base en las lecturas obtenidas se realizaron los cálculos de porcentaje de degradación, aplicando la siguiente ecuación: En donde: Aa: Absorbancia de la muestra original. Ab: Absorbancia de la muestra tratada. La estructura del colorante azul metileno (AM) se ilustra en la Figura 1.

Fig. 1 Estructura del colorante azul de metileno.

Los ensayos se llevaron acabo en un reactor de vidrio cuya capacidad es de 0.5 L, bajo régimen de agitación constante. Para el caso de las pruebas de degradación del AM mediante el sistema Fenton se utilizaron dos concentraciones de hierro 31055.1 −× M y

3100.2 −× M en su forma granular de FeSO4.7H2O (J.T. Baker). Para promover el proceso foto-Fenton se utilizó una lámpara de luz UV y baja presión de mercurio (UVP Inc., λ=365 nm), utilizando las mismas concentraciones de FeSO4.7H2O. En ambos sistemas la concentración de H2O2 (J.T. Baker al 30%) se mantuvo constante en un valor de M100.8 3−× . Resultados:


Los resultados muestran que cuando se emplea el sistema Fenton con una concentración de 3100.8 −× M de H2O2 y 3100.2 −× M de hierro (Fe2+) se logra una degradación del azul de metileno de alrededor del 90% en los primeros 10 minutos de tratamiento (Figura 1-a).

Fig. 2 Degradación de 50 mg/L de (AM) en 0.5 L de disolución, a) SF con 2.0×10-3 M de Fe2+ y

8.0×10-3 M de H2O2, b) Sf-F con 2.0×10-3 M de Fe2+, 8.0×10-3 M de H2O2 y radiación UV. En la Figura 2-b se observa que empleando concentraciones de

3100.8 −× M de H2O2 y 3100.2 −× M de hierro (Fe2+), e irradiando el sistema con luz UV a una longitud de onda

de 365 nm, se logra una degradación del azul de metileno del 100% en los primeros 10 minutos de tratamiento, esto debido a que dicha radiación actúa foto-reduciendo al hierro presente en la solución, provocando de esta forma una mayor cantidad de radicales •OH en el medio, lo cual favorece considerablemente la remoción del compuesto orgánico modelo. Con el objetivo de verificar el efecto catalítico de la concentración del Fe2+ sobre la velocidad de degradación del azul de metileno tanto en el sistema Fenton (Figura 3-a) como en el foto-Fenton (Figura 3-b), se decidió probar las siguientes condiciones experimentales: 31055.1 −× M de Fe2+ y 3100.8 −× M de H2O2. En este ensayo se observó que prácticamente no existe efecto alguno por la variación de la concentración del catalizador, pues después de los primeros 10 minutos de reacción se logra degradar cerca del 97% del azul de metileno tanto para el SF como para el Sf-F, lo cual nos permite establecer que ambos sistemas actúan con la misma velocidad de degradación, cuando menos para este compuesto orgánico y bajo las condiciones descritas en este trabajo.

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Fig. 3 Degradación de 50 mg/L de (AM) en 0.5 L de disolución, a) SF con 1.55×10-3 M de Fe2+ y 8.0×10-3 M de H2O2, b) Sf-F con 1.55×10-3 M de Fe2+ y 8.0×10-3 M de H2O2.

Discusión y Conclusiones: De acuerdo con los resultados obtenidos, se puede apreciar que ambos sistemas Fenton y foto-Fenton, son procesos viables para llevar acabo la degradación del azul de metileno, sin embargo es difícil precisar con exactitud que sistema presenta la mejor eficiencia, al menos bajo las condiciones experimentales probadas durante este trabajo. Referencias.

1. E. Enkerlin, G. Cano, R. Garza, E. Vogel. (1997). Ciencia Ambiental y Desarrollo Sostenible, México, Internacional Thomson.

2. E. R. Bandala, M. A. Peláez, A. J. García-López, M de J. Salgado and G. Moeller. Chem. Eng. Processing, 47 (2008) 169.

3. D. Robert and S. Malato. Scie. Total Environ. 291 (2002) 85. 4. M. Pérez, F. Torrades, X. Domènech and J. Peral. Water Res. 36 (2002) 2703. 5. Ch. Guillard, J. Disdier, Ch. Monnet, J. Dussaud, S. Malato, J. Blanco, M. I.

Maldonado and J-M. Herrmann. Appl. Cat. B: Environmental 46 (2003) 319. 6. J.M. Peralta-Hernández, M. I. Maldonado, Y. Meas, F. Rodríguez, L.A.

Godínez, S. Malato. (2007) Aplicación de los Procesos Electroquímicos de Oxidación Avanzada para la Degradación de Compuestos Orgánicos en Efluentes Acuosos, Centro de Investigaciones Energéticas, Medioambientales y Tecnológicas (CIEMAT), Madrid, España, Editorial CIEMAT.

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(Sf-F) Fe2+ (1.55 x10-3 M)b)a)


EFECTO DE LA LLUVIA EN LA VARIACIÓN DE LA CONCENTRACIÓN DE

PM, SO2 Y NOX EN LA ZONA CENTRO DE MONTERREY, NUEVO LEÓN

Rosas Castor José Martín, Viera García Jéssica Nallely, Zamora Valerio Álvaro Omar, Ramírez Lara Evangelina, Esmeralda Hernández Omar Alejandro Facultad de Ciencias Químicas, UANL, Avenida Universidad S/N, Cd. Universitaria, San Nicolás de los Garza, N.L. C.P.66451 Tel: 83294000 ext. 6225

Introducción:

Durante las últimas décadas, la calidad del aire en las principales ciudades del país y sus zonas conurbanas ha mostrado una clara tendencia al deterioro. Asimismo, la capacidad de renovación y recuperación del medio ambiente y de los recursos naturales también se ha visto afectada. Consecuentemente, ha crecido la preocupación por entender cómo y en que medida influyen los factores climáticos en los niveles de contaminación. Por consiguiente, en el presente artículo se analizará el comportamiento de sustancias contaminantes hidrosolubles y de materia particulada.(10)

Como materia particulada (PM) se analizaron las partículas suspendidas de diámetros de 10 y 2.5 micrómetros, denominadas PM10 y PM2.5. El nombre de partículas suspendidas se refiere a una diversidad de sustancias que existen en forma de material sólido o líquido finamente particulado con un amplio intervalo de tamaño (0.005 µm a 100 µm), suspendidas en el aire. El diámetro aerodinámico es un parámetro importante para caracterizar su comportamiento, de él depende la capacidad de penetración y retención en diversas regiones de las vías aéreas respiratorias; también determina su tiempo de residencia en la atmósfera y por ende la concentración a la que puede estar expuesta la población.(10) En cuanto a los otros contaminantes estudiados se analizaron aquellos que son precursores de la lluvia ácida. La lluvia ácida resulta cuando los SOX y NOX derivados de la quema de combustibles fósiles se mezclan con la humedad de la atmósfera, por tal motivo, éstos son los contaminantes solubles en agua que se consideraron para el análisis de este estudio (SO2 y NOX). Los óxidos de nitrógeno, además de ser perjudiciales por el hecho de ser ácidos al disolverse en agua, son nocivos para la salud de manera directa ya que inician, reactivan y alteran la capacidad de respuesta de las células en el proceso inflamatorio, además de que son uno de los precursores del ozono. Por otro lado, los óxidos de azufre que se asocian con la humedad de las mucosas conjuntival y respiratoria, constituye un riesgo en la producción de irritación e inflamación aguda o crónica. Por tal motivo, es necesario observar la concentración ambiental de los contaminantes en cuestión y la variación de sus niveles tras un evento de lluvia. (8 y 9)

Objetivo:

Observar el efecto de la lluvia en el comportamiento de tres de los contaminantes criterio utilizando las bases de datos del Sistema Integral de Monitoreo Ambiental.


Materiales y Métodos: Se efectuó un estudio longitudinal y retrospectivo cuyos datos fueron obtenidos de SIMA (Sistema Integral de Monitoreo Ambiental) de la zona centro de Monterrey (coordenadas geográficas son 25°40´ 32 Norte, 100°20´ 18 Oeste a una altura de 556 metros sobre el nivel del mar) correspondientes al año 2006, utilizando estadística descriptiva para procesar los valores obtenidos por la estación meteorológica. El proceso de generación de datos comienza en la estación de monitoreo con la toma de muestras del aire, la cual se realiza a través de una entrada de gases que esta conformada de un manifold y una bomba de succión que se encuentra ubicado en el interior de la caseta y que sirve para distribuir a cada uno de los analizadores de gases. Para óxidos de nitrógeno (NOx), se utilizó como método de medición la luminiscencia química; fluorescencia pulsante ultravioleta (UV), para bióxido de azufre (SO2) y atenuación de rayos beta, para PM2.5 y PM10. Posteriormente, esta información es enviada al data logger de la estación, quien se encarga de reunir toda la información generada por los diferentes equipos y por los sensores meteorológicos. Finalmente, ésta se enlaza vía modem con el centro de cómputo a través de un servidor de captura y poleo. Resultados: Las concentraciones de PM10, PM2.5, NOx y SO2 registradas por la estación centro del Sistema Integral de Monitoreo Ambiental (SIMA) a lo largo del año 2006 fueron comparadas contra dos factores meteorológicos: 1) porcentaje de humedad relativa y 2) eventos de lluvia ocurridos en dicho año a fin de establecer una relación entre éstos.

En la tabla 1 y la gráfica 1 se ilustra el comportamiento de los contaminantes en estudio frente a los mm de lluvia, en los 4 trimestres del año 2006.

Tabla 1. Comportamiento trimestral del SO2, NOX y PM vs. mm de lluvia.

registrados durante el año 2006.

Trimestre Meses LLuvia(mm)

SO2(ppb)

NOx (ppb)

PM10 (µgr/m3)

PM2.5 µgr/m3)

1 Enero, Febrero

y Marzo’06 34.29 6.78 47.68 89.88 26.38

2 Abril, Mayo y

Junio’06 58.68 5.69 24.41 76.6 26.07

3 Julio, Agosto y Septiembre’06 500.38 4.49 23.9 63.21 23.98

4

Octubre, Noviembre y Diciembre’06 0.16 6.96 57.79 80.73 32.42


Gráfica 1 Comportamiento de SO2, NOx y PM vs. mm de lluvia, año 2006.

En la gráfica 1, evidentemente se observa una relación inversa entre la cantidad de lluvia y la concentración de contaminantes, ya que a mayor precipitación pluvial es menor la concentración de los contaminantes atmosféricos. Obsérvese además que la disminución en los niveles de contaminantes se acentúa en el tercer trimestre que comprende los meses de Julio, Agosto y Septiembre. El efecto reductor es muy notorio en las PM10 desde niveles que oscilan entre 80 µg/m3 hasta 60 µg/m3. Lo anteriormente dicho se cumple además para los NOx, ya que sus concentraciones disminuyen desde 48 ppb hasta 20 ppb, lo que se traduce en una reducción aproximada del 50%. Por otra parte, los niveles de PM2.5 se mantienen casi constantes todo el año, no afectando significativamente sus niveles de concentración la cantidad de lluvia. El SO2 es el contaminante en menor concentración, probablemente por su alta solubilidad en agua. No obstante, la lógica descrita con anterioridad no se sigue en el cuarto trimestre del año, a pesar de ser éste el segundo mes más lluvioso del año 2006, esto se explica porque en la gráfica no se están considerando otros factores meteorológicos que sin duda también influyen mucho en la concentración de los contaminantes atmosféricos (temperatura, presión, velocidad y dirección del viento, por mencionar algunos).

En la gráfica 2 se muestran los niveles de NOx, SO2 y PM mensuales contra mm de lluvia. Los meses más lluviosos del año 2006, según los datos recolectados por la estación centro del SIMA, corresponden a Julio y Septiembre. El mes de Julio registra los niveles más bajos de PM10, PM2.5 y NOx siendo estos 60µ g/m3, 20 µ g/m3 y 20 ppb, respectivamente.

Por otro parte, el mes de Septiembre registraron niveles mayores de PM10 (65 µg/m3), PM2.5 (25 µg/m3) y NOx (35 ppb) con respecto al mes de Julio a pesar de que registra más mm de lluvia; sin embargo, esto puede explicarse debido a que la influencia de los otros parámetros meteorológicos se vio disminuida.

mm


Grafica 2 Niveles de concentración de NOx, SO2 y PM mensuales contra mm de lluvia

A continuación se presentan las tendencias de cada contaminante (niveles promedio) vs. los mm de precipitación durante los eventos de lluvia que se registraron durante el año 2006.

a) NOX vs mm precipitación.

En

b) SO2 vs. mm precipitación.

mm


c) PM 2.5 y PM 10 vs. mm precipitación.

Gráfica 5 Tendencias de los diferentes contaminantes vs mm precipitación. En las gráficas 5 se presenta el comportamiento de los contaminantes del presente a lo largo del año, y como son afectados por los eventos de precipitación. En le caso del SO2 y de los NOX gráfica 5 a) y 5 b) Se puede observar que los niveles de SO2 presentan una relación inversamente proporcional a la cantidad de lluvia de cada mes, es decir disminuye notablemente su concentración. En el caso de las partículas en la figura 5 c) se observa que las PM10 son más susceptibles a la presencia de la lluvia en comparación con las PM 2.5

A continuación se muestra en la gráfica 6 los niveles de contaminantes contra los días que registraron mayor precipitación pluvial durante el año 2006:

Gráfica 6. Comportamiento de NOx, SO2 ,PM 2.5 y PM10 durante los días de mayor precipitación en el año 2006

Se observa como en un día sin lluvia los picos más altos correspondientes a las máximas concentraciones de contaminación, están registradas entre las 8:00 am a las 11:00 am. Estos incrementos en los contaminantes que pueden provenir de fuentes móviles como el tráfico vehicular y las fijas que en el Área Metropolitana de Monterrey están representadas por fuentes industriales.


Discusión y Conclusiones:

Los resultados obtenidos indican que la lluvia, aunque no es el único factor, juega un papel importante en la disminución de los niveles contaminación. Algunos otros factores que podrían influir en la variación en la concentración de los contaminantes son la temperatura, la presión, la velocidad y la dirección del viento y desde luego la cantidad de fuentes emisoras de contaminantes ya sea en esa región y en las regiones vecinas. Se puede desatacar además, que el SO2 presenta una mayor tendencia a disminuir durante un evento de lluvia que el resto de los contaminantes. No obstante, después de los SO2, los NOX son fuertemente arrastrados por el agua ya que presentan niveles de concentraciones muy bajos durante los eventos de lluvia.

La actividad laboral representa un papel importante en los niveles de contaminación. Podemos concluir que la lluvia tiene el efecto de disminución sobre las concentraciones de contaminantes ya que en el día en que se registran los mayores valores de milímetros de lluvia, los niveles de contaminantes no alcanzaron concentraciones tan altas como otros días en los que de igual manera hay actividad laboral.

Biliografía: 1.- Manahan B., Stanley E., (2007), Introducción a la química ambiental, Ed. Reverté, 1ª edición., pp. 401 – 419. 2.- Davis Mackenzie L. y Masten S. J., (2004), Ingeniería y ciencias ambientales, Ed. Mc Graw Hill, 1ª edición., EU, pp. 4623. 3.- Grenci Lee M. y M. Nese J., (2001), A world of weather, 3ª edición., EU. 4.- Ahrens C. Donald, (2001), Meteorology today an introduction to weather, climate and the environment, 6ª edición., EU, pp. 182. 5.- Jiménez Cisneros, B. E.,(2001), La contaminación ambiental en México, Ed. Limusa, pp. 347, 366 y 371. 6.- NOM-020-SSA1-1993. Salud ambiental. Criterios para evaluar la calidad del aire ambiente con respecto al ozono (O3).

7.- NOM-021-SSA1-1993. Salud ambiental. Criterios para evaluar la calidad del aire ambiente con respecto al monóxido de carbono (CO). 8.- NOM-022-SSA1-1993. Salud ambiental. Criterio para evaluar la calidad del aire ambiente, con respecto al bióxido de azufre (SO2). Valor normado para la concentración de bióxido de azufre (SO2) en el aire ambiente, como medida de protección a la salud de la población. 9.- NOM-023-SSA1-1993. Salud ambiental. Criterio para evaluar la calidad del aire ambiente, con respecto al bióxido de nitrógeno (NO2). Valor normado para la


concentración de bióxido de nitrógeno (NO2) en el aire ambiente, como medida de protección a la salud de la población. 10.- NOM-024-SSA1-1993. Criterio para evaluar la calidad del aire ambiente con respecto a partículas suspendidas totales (PST). Valor permisible para la concentración de partículas suspendidas totales (PST) en el aire ambiente como medida de protección a la salud de la población. Referencias electrónicas: 11.http://www.nl.gob.mx/pics/pages/med_amb_mej_amb_sima_estadisti.base/reporte_anual_2005.pdf 12.http://www.nl.gob.mx/?P=med_amb_mej_amb_sima


ESTUDIO FISICOQUIMICO DEL AGUA DE LLUVIA (DEPÓSITO TOTAL) Y SU EMPLEO COMO INDICADOR PARA EVALUAR LA CALIDAD DEL AIRE

EN EL AREA METROPOLITANA DE MONTERREY

Cahuich López Miguel Angel , Ramírez Lara Evangelina

Laboratorio de Ciencias de los Alimentos y Ambientales Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de Nuevo León.

Introducción:

Uno de los problemas ambientales mas graves que en la actualidad afecta a muchas

regiones del mundo es la lluvia ácida. Este fenómeno se refiere a la precipitación que es

significativamente más ácida que la lluvia “natural” (es decir, no contaminada), la cual

es a su vez algo ácida debido a la presencia en ella de dióxido de carbono atmosférico,

el cual forma ácido carbónico. Debido a esta fuente de acidez, el pH de la lluvia

“natural” es de 5.6. Solo la lluvia que tenga un pH menor a 5, es considerada realmente

como lluvia “ácida”, esto por la presencia de cantidades traza de ácidos fuertes

(sulfúrico y nítrico) los cuales son formados por la oxidación atmosférica de óxidos de

azufre y óxidos de nitrógeno, siendo las emisiones de operaciones industriales y la

quema de combustibles fósiles sus mayores fuentes.1

En un sentido más general, la deposición ácida se refiere a la deposición en la superficie

de la tierra de ácidos acuosos, gases ácidos y sales ácidas. Según esta definición, la

deposición en forma de solución es la precipitación ácida (deposición húmeda) y la

deposición de gases secos y compuestos es la deposición seca.2

Para el sentido de la recolección de muestras, se conoce como deposición total, a la

mezcla de depósito húmedo y seco que ha sido colectado en conjunto dentro de un

mismo recipiente.3

Existe una amplia evidencia de los efectos perjudiciales de la lluvia ácida. Los mayores

efectos son: Fitotoxicidad directa e indirecta, acidificación del agua de los lagos con

efectos tóxicos a la flora y fauna lacustres, corrosión de estructuras expuestas, etc.1

El Área Metropolitana de Monterrey (AMM) es una zona industrial, comercial y

habitacional, que se encuentra integrada por los municipios de Apodaca, Cadereyta,

García, General Escobedo, Guadalupe, Juárez, Monterrey, San Nicolás de los Garza,

San Pedro Garza García, Santiago y Santa Catarina, en el Estado de Nuevo León,

México.4


La contaminación atmosférica en el AMM tiene como componente principal a las PM10.

En la zona suroeste (SO), correspondiente al municipio de Santa Catarina, se hace

presente un mayor número de excedencias a las normas de estos contaminantes, debido

a que las concentraciones son mayores en el oeste, debido a que la dirección

predominante del viento es de este a oeste, lo que genera que los contaminantes

producidos en el AMM sean arrastrados hacia la zona SO.5

Objetivo:

Evaluar los parámetros fisicoquímicos de la deposición total en cinco puntos del Área

Metropolitana de Monterrey (AMM), y correlacionarlos con algunos parámetros

meteorológicos para estimar la calidad del aire en la zona en estudio.

Materiales y Métodos:

Instalación de colectores convencionales de polietileno para obtener las muestras de

depósito total, sobre el techo de las estaciones meteorológicas del Sistema Integral de

Monitoreo Ambiental (SIMA), ubicadas en el sureste (SE), noreste (NE), centro (CE),

noroeste (NO) y suroeste (SO) del AMM. En la figura 1 se ilustra la distribución de los

colectores en el AMM. Análisis fisicoquímico que incluye: determinación del volumen

total, pH, conductividad electrolítica, acidez total y sólidos totales. Determinación de

algunos parámetros meteorológicos como lo son: precipitación pluvial y dirección y

velocidad del viento mediante la realización de la rosa de los vientos usando el software

WR-plot de Likes Environment. En este punto es necesario aclarar que las estaciones

meteorológicas de SIMA proporcionaron los datos referidos anteriormente, y para fines

de este estudio se procedió a hacer su análisis e interpretación, y para el caso del viento

la construcción de la rosa de los vientos. Asimismo se revisaron los datos de

concentraciones de contaminantes atmosféricos monitoreados por SIMA en el AMM

durante el periodo de muestreo, el cual comprendió de mayo a septiembre del año 2007.

Para la evaluación de los datos obtenidos del análisis fisicoquímico, se procedió en los

casos del pH, conductividad electrolítica, acidez total y sólidos totales, a calcular su

valor ponderado mensual. Para realizar esto, se multiplicaron los datos obtenidos por el

volumen total correspondiente a la muestra, y se dividió entre el valor de precipitación

pluvial correspondiente al mes de muestreo. Una vez hecho esto, se calculó el promedio

de los valores ponderados obtenidos en el mes correspondiente y según la estación. Es


importante mencionar que en la estación NE no se realizó la medición de la

precipitación pluvial, por lo que para efectos de calcular los valores ponderados, se

considero el valor de la estación SE por ubicarse geográficamente mas cercana.

Resultados:

Se obtuvieron un total de 45 muestras de depósito total. A continuación se describen los

resultados del análisis fisicoquímico y meteorológico.

Volumen total. Se establecieron ocho rangos de volumen total, ubicándose el mayor

numero de muestras (26.7%) en el rango de >500-1000 mL, mientras que el menor

numero de muestras (4.4%) se ubico entre los rangos de >2500-3000 y >3000-3500 mL.

Se obtuvo un volumen total promedio de 1303.8 mL, el cual se ubico en el tercer

intervalo (>1000-1500 mL).

Potencial de hidrogeno (pH). Se determinó el pH para cada una de las 45 muestras

recolectadas, sin embargo y como se menciono con anterioridad, para evaluar este

parámetro fisicoquímico fue necesario calcular el pH ponderado mensual por cada

estación, obteniéndose un total de 25 datos. Se establecieron tres intervalos de pH; el

primer intervalo, de 4.4 a 5.0, agrupo a las muestras con pH que caracteriza la presencia

de lluvias acidas (pH < 5.0), el segundo intervalo, de 5.1 a 5.6, integro a las muestras de

precipitaciones con pH “natural” y el tercer intervalo, de 5.7 a 7.2, a las muestras con

valor de pH de ligeramente acido o alcalino.6 La distribución del número de muestras

según su intervalo de pH es el siguiente: 20% con pH característico de las lluvias

acidas, 20% con valor de pH “natural” y 60% con valores de pH de ligeramente ácidos a

alcalinos. La distribución del pH ponderado mensual por estación se observa en la

grafica 1. El valor mínimo de pH determinado fue de 4.4 y se registro en la estación SE

en el mes de junio, mientras que el máximo valor fue de 7.2, y se registró en la estación

SO en el mes de julio.

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

Mayo Junio Julio Agosto Septiembre

Mes

pH

SE

NE

CE

NO

SO

Grafica 1. Valor pH ponderado mensual por zona entre los meses mayo a septiembre de 2007.

Conductividad electrolítica. Se calculó la conductividad electrolítica ponderada mensual

por cada estación, obteniéndose un total de 25 datos. La grafica 2 muestra la


distribución de la conductividad electrolítica ponderada mensual por cada estación. Los

valores máximo y mínimo de 1645.32 (junio) y 92.17 µS (septiembre), respectivamente,

fueron registrados en la estación NE.

0.00100.00200.00300.00400.00500.00600.00700.00800.00900.001000.001100.001200.001300.001400.001500.001600.001700.001800.00

Mayo Junio Julio Agosto Septiembre

Mes

Conductividad electrolitica

(µS)

SE

NE

CE

NO

SO

Grafica 2. Conductividad electrolítica ponderada mensual por zona entre los meses mayo a septiembre del 2007.

Acidez total. Se realizo la prueba de acidez total para las 45 muestras y una vez

finalizadas las pruebas, se procedió a determinar la concentración ponderada mensual de

acidez total por cada estación, obteniéndose un total de 25 datos. La grafica 3 muestra la

distribución de la concentración ponderada mensual de acidez total por cada estación.

Los valores máximo y mínimo de acidez total fueron registrados en las estaciones NE

en el mes de junio (323.1 mg/L de CaCO3), y SO en el mes de julio (16.5 mg/L de

CaCO3). Así mismo, se identifico que en la mayoría de los casos la acidez total

aumentaba a medida que disminuía el pH y viceversa.

Grafica 3. Acidez total ponderada mensual por zona entre los meses mayo a

septiembre del 2007 en el AMM.

Sólidos totales. Se realizo la prueba de sólidos totales para las 45 muestras recolectadas

y se procedió a calcular la concentración ponderada mensual por estación. En este punto

se determino no considerar los valores obtenidos para el mes de mayo en todas las

estaciones, debido a que estos fueron demasiado elevados. Se sugiere que una posible

contaminación de las muestras fue la causa del error. Por lo tanto, para el caso de los

sólidos totales se obtuvieron solamente 20 datos correspondientes a los meses de junio a


septiembre. La grafica 4 muestra la distribución de la concentración ponderada mensual

de sólidos totales por estación. Los valores máximo y mínimo fueron registrados en las

estaciones NE en el mes de junio (5743.8 mg/L), y NO en el mes de julio (170.69

mg/L).

Grafica 4. Concentración mensual ponderada de sólidos totales por zona, entre los meses junio a septiembre del 2007 en el AMM.

Precipitación pluvial. Se observa la precipitación pluvial mensual obtenida por estación

en la grafica 5. La estación que registro la máxima precipitación pluvial fue la SO en el

mes de junio (275.75 mm), así como el mayor valor promedio entre los cinco meses de

muestreo (143.3 mm). De manera contraria, la estación que registro la mínima

precipitación pluvial fue la SE en el mes de junio (50.75 mm), y el menor valor

promedio correspondió a la CE con 109.7 mm. Es importante mencionar que se

identifico que a cantidades bajas de precipitación pluvial se presentaban los valores de

pH más bajos y viceversa.

Grafica 5. Precipitación pluvial mensual por zona entre los meses mayo a septiembre del 2007 en el AMM.

Dirección y velocidad del viento. Se construyeron las rosas de los vientos mensuales

para todas las estaciones. Se obtuvieron un total de 25 rosas de los vientos, de las cuales

a continuación se presenta la siguiente tabla resumen indicando la dirección

predominante del viento y su frecuencia por estación.


Tabla 1. Dirección predominante del viento y su frecuencia mensual por estación

en el AMM.

Mes de muestreo Estación Mayo Junio Julio Agosto Septiembre

Sureste Este (38%) Este (28%) Este-noreste (30%)

Este (30%) Este (26%)

Noreste Este-sureste (36%)

Este-sureste (33%)

Este-sureste (24%)

Este-sureste (33%)

Este-sureste (30%)

Centro Noreste (20%) Noreste (20%) Noreste (22%) Noreste (21%) Noreste (19%) Noroeste Este-sureste

(40.5%) Este-sureste

(36%) Este-sureste

(32%) Este-sureste

(39%) Este-sureste

(38%) Suroeste Este (31.5%) Este (30%) Este (27%) Este (36%) Este-sureste

(29%)

En cuanto a la velocidad del viento, en la tabla 2 se presenta la velocidad promedio

mensual del viento por estación.

Tabla 2. Velocidad promedio mensual del viento (m/s) por estación en el AMM.


Sureste 2.52 2.36 1.94 2.36 1.97 Noreste 2.25 2.17 1.93 2.23 1.9 Centro 1.98 1.78 1.63 1.82 1.51

Noroeste 3.24 2.91 2.63 3.13 2.66 Suroeste 2.59 2.33 2.1 2.51 2.22

Así mismo, en la tabla 3 se presenta la frecuencia mensual de vientos en calma por

estación.

Tabla 3. Frecuencia mensual de vientos en calma (%) por estación en el AMM.


Sureste 1.08 2.84 3.1 3.24 3.31 Noreste 0.41 0.71 0.41 0.27 1 Centro 2.91 5.49 3.88 6.78 9.94

Noroeste 0.13 0.28 0 0 0.7 Suroeste 5.52 7.51 6.07 3.52 7.09

Por otra parte, se construyeron las rosas de los vientos por cada estación durante el

periodo total de muestreo, obteniéndose un total de 5 rosas de los vientos de este tipo.

Los resultados obtenidos de estas se presentan en la tabla 4.


Tabla 4. Vector resultante, dirección de vientos dominantes, promedio de

velocidad del viento y porcentaje de viento en calma de cada estación durante el

periodo total de muestreo.

Estación Vector resultante de dirección del viento

(° Azimut)

Dirección de vientos

dominantes

Promedio velocidad del viento

(m/s)

Porcentaje viento en calma

Sureste 78 Este-noreste 2.23 2.7% Noreste 85 Este-noreste 2.10 0.61% Centro 57 Este-noreste 1.74 5.81%

Noroeste 113 Este-sureste 2.91 0.22% Suroeste 108 Este-sureste 2.35 5.92%


En la mayoría de las muestras se determinaron valores de pH característicos de

precipitaciones de ligeramente ácidas a alcalinas (5.7-7.2), mientras que solo al 20 % de

estas se les determinaron valores característicos de precipitaciones ácidas (< 5). El pH

promedio del AMM fue de 5.75, que corresponde a precipitaciones con pH ligeramente

acido. Se considera que bajas cantidades de precipitación pluvial tienen como resultado

una menor dilución de las especies acidificantes en el agua de lluvia y viceversa. La

velocidad del viento y los periodos de viento en calma pueden contribuir para dispersar

en mayor o menor grado a las especies acidificantes presentes en la atmósfera, viéndose

esto reflejado en algunas características del depósito total como lo son pH y acidez total.

Al relacionar las cantidades elevadas de PM10 monitoreadas en la zona SO,

correspondiente al municipio de Santa Catarina, con los valores de pH de ligeramente

ácidos a alcalinos determinados en esta zona, se sugiere que cantidades considerables de

carbonato de calcio podrían encontrase suspendidas en la atmósfera teniendo un efecto

neutralizante sobre las especies ácidas. Por ultimo, se identifica que debido a la

dirección de los vientos dominantes del este-noreste y este-sureste en el AMM, el

municipio de Santa Catarina es el receptor final de los contaminantes precursores de la

deposición ácida y las partículas generadas en el AMM.

Bibliografía: 1. Baird C. (2001), Química ambiental, Editoria Reverte, España, ISBN 84-291-702-

X.


2. Manahan S. (2007), Introducción a la química ambiental, Editorial Reverte, México,

ISBN 968-36-67074

3. ASTM D 5111-95, Standard guide for choosing locations and Sampling Methods to

Monitor Atmospheric Deposition at Non Urban Locations

4. Estadísticas de medio ambiente de la Zona Metropolitana de Monterrey 2001,

Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática (INEGI), 2002, México,

ISBN 970-13-4050-7.

5. Reporte del estado de la calidad del aire en el Área Metropolitana de Monterrey

2006, Agencia de Protección al Medio Ambiente y Recursos Naturales del Estado

de Nuevo León, Sistema Integral de Monitoreo Ambiental (SIMA)

6. Informe anual 1999 del programa de precipitación acida de la Zona Metropolitana

de la Ciudad de México, Secretaria de Medio Ambiente del Distrito Federal, Red de

Monitoreo Ambiental Atmosférico (RAMA)


DEGRADACIÓN DEL AMARILLO ACIDO 36 Y NARANJA DE METILO MEDIANTE ELECTROGENERACIÓN DE ION FERRATO [Fe (VI)] EN

MEDIO ACIDO

Villanueva Rodríguez Minerva 1, Hernández Ramírez Araceli1*, Peralta Hernández Juan Manuel 1, Quiroz Alfaro Marco A. 2, Bandala González Erick R.2 Facultad de

Ciencias Químicas, UANL1, Escuela de Ingeniería y Ciencias, UDLA2Introducción

La contaminación inducida por descargas en la industria textil durante el teñido y acabado de textiles, ha generado un serio problema por varios años. Los colorantes presentes en el agua residual crean alteraciones en el consumo de oxígeno disuelto de la corriente y por lo tanto, destrucción de la vida acuática debido a su toxicidad. Esto hace necesario hacer un tratamiento previo en la industria textil antes de descargar sus residuos en cuerpos de agua [1]. Se estima que se producen anualmente en todo el mundo al menos 10 millones de toneladas de colorante, de las cuales los colorantes azo representan cerca de 70%. Este grupo de colorantes se caracteriza por grupos reactivos que forman enlaces covalentes con grupos hidroxilo, aminas o sulfonatos en las fibras (algodón, lana, seda, naylon). Los colorantes azo son los más usados para colores como el amarillo, el naranja y el rojo. Los colorantes azo como el amarillo 36 ácido y el naranja de metilo, cuyas estructuras se muestran en la Figura 1, son conocidos como contaminantes refractarios, y son indeseables no solo por su color, sino también porque algunos colorantes de estas aguas residuales y sus productos son tóxicos o mutagénicos. Por mucho tiempo, las investigaciones se han orientado hacia la decoloración de estos efluentes mediante métodos microbiológicos, físicos y químicos o sus combinaciones, tales como la precipitación, ozonización, etc. Sin embargo, tales métodos usualmente requieren de reactivos perjudiciales a la salud y al medio ambiente [2].

a) b)

Una de las alternativas para la degradación de este tipo de contaminantes, es la aplicación del ion ferrato [Fe (VI)] debido a su alto poder oxidante. En procesos de remediación ambiental, éste ion ha sido propuesto como oxidante verde, coagulante y desinfectante, además de ser una promesa como tratamiento químico del agua. El ion ferrato [Fe (VI)] exhibe un potencial de reducción tan grande como los agentes oxidantes comúnmente utilizados en tratamiento de aguas como el ozono o el peróxido

Figura 1. Estructura de los colorantes azo a) Amarillo acido 36, b) Naranja de metilo


de hidrógeno. El potencial de reducción de Fe (VI) reportado es 2.20 V en medio ácido y 0.70 en condiciones básicas [3]. La síntesis de sales de Fe (VI), se ha llevado a cabo normalmente por tres técnicas: la de secado mediante el calentamiento de minerales conteniendo hierro; la técnica húmeda que involucra oxidación de una solución básica de una sal de Fe (III) con hipoclorito y la electrólisis de una solución alcalina con un ánodo de hierro. Sin embargo, se presentan algunas desventajas, tales como altas temperaturas requeridas para el calentamiento (mayores a los 800 °C), grandes cantidades de reactivos químicos y varios pasos en la técnica de oxidación. Actualmente, la síntesis electroquímica del ion ferrato se ha llevado a cabo en medio básico, sin embargo, presenta problemas de reducción del Fe (VI) por la presencia del agua. [4,5]. No obstante, un estudio reciente reporta la generación electroquímica del ion ferrato [Fe (VI)] en medio ácido sobre un electrodo de diamante boro-dopado (DBD), en donde el agua presente favorece la formación de la especie [6]. Las ventajas más importantes del electrodo DBD son que posee una amplia ventana de potencial, estabilidad en medios corrosivos y una superficie inerte, lo que lo hace viable para el tratamiento, purificación y desinfección de agua por electro-oxidación [7]. Hasta el momento, ningún estudio se ha publicado respecto a la degradación de contaminantes empleando el ion ferrato generado in situ electroquímicamente sobre electrodo de diamante boro-dopado. Objetivo Llevar a cabo la degradación de dos colorantes azo (amarillo ácido 36 y naranja de metilo) mediante el ion ferrato [Fe (VI)] generado electroquímica en medio ácido y comparar los resultados con la degradación de éstos compuestos por el proceso de electro-oxidación. Materiales y Métodos Los estudios de voltamperometría cíclica fueron llevados a cabo para demostrar la generación del ion ferrato a partir de una solución de FeSO4 6 mM en medio ácido (HClO4 0.1 M) sobre electrodos de diamante borodopado (DBD), usando como electrodo de referencia uno de Ag/AgCl y un contraelectrodo de platino (Pt) a diferentes velocidades de barrido en un potensiostato Gamry PCI 4750. Se realizaron pruebas de electro-oxidación sin FeSO4 por tres horas a soluciones de los dos colorantes por separado: amarillo ácido 36 (A36) de 40 ppm, y naranja de metilo (NM) 10 ppm, aplicando un potencial constante de 2.5 V sobre un electrodo DBD. Después, se realizaron degradaciones de los colorantes, añadiendo a cada uno FeSO4 1 mM con la finalidad de generar electroquímicamente el ion ferrato [Fe (VI)] en la solución, aplicando el mismo potencial. La decoloración fue seguida en un espectrofotómetro UV-Vis Perkin Elmer, Lambda 12 a una longitud de onda de 540 nm para A36 y 508 nm para NM. Con la finalidad de comparar la oxidación a potencial constante contra carga (Q), se realizaron pruebas de electro-oxidación a soluciones de A36 40 ppm, y NM 10 ppm, aplicando diferentes niveles de carga (Q). Posteriormente, se realizaron degradaciones


agregando FeSO4 1 mM, siguiendo la evolución de la decoloración del modo antes descrito. Resultados y Discusión La voltamperometría mostrada en la Figura 2, muestra dos picos anódicos que corresponde a las especies de Fe (III) y Fe (VI) y un pico catódico perteneciente a Fe (II), tal y como lo reporta la literatura para los picos clásicos de Fe2+/Fe3+, y el pico anódico observado entre 2.3 y 2.75 V es el que se infiere como ion ferrato [Fe (VI)] de acuerdo a la ecuación (1):

Fe3+ + 4H2O FeO42- + 8H+ 3e- (1)

En la Figura 3, se observa el efecto que tiene el ion ferrato [Fe (VI)] formado electroquímicamente a un potencial constante de 2.5 V, especialmente en la decoloración de A36 donde la velocidad de decoloración aumenta considerablemente en comparación con la electro-oxidación. Los resultados de la degradación en la Figura 4, indican la decoloración completa de los colorantes, la cual se logra en menor tiempo cuando se aplica el FeSO4 a la solución que cuando se lleva a cabo la electro-oxidación a corriente constante sin la acción del ion ferrato.

Figura 2. Voltamperometría cíclica de FeSO4 6 mM en medio ácido HClO4 0.1 M a diferentes velocidades en electrodo DBD a) HClO4, b) 10, c) 50, d) 100, e) 250, f) 500 mV s-1

Figura 3. Degradación a potencial constante. a) Electrooxidación de NM, b) Decoloración de NM con FeSO4 1 mM c) Electrooxidación de A36, d) Decoloración de A36 con FeSO4 1 mM.

0 30 60 90 120 150 1800.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

C/C

o

Tiempo (min)

A36/DBD A36/DBD+FeSO4 NM/DBD NM/DBD+FeSO4

3.0 2.5 2.0 1.5 1.0 0.5 0.0

0.015

0.010

0.005

0.000

fedcba

I (A/

cm2 )

E (V vs. Ag/AgCl)


0 2 4 6 8 100

20

40

60

80

100

Amarillo ácido 36

% D

egra

daci

ón

Q (C/s)

a) DBDb) DBD + FeSO4

b)

a)

Conclusiones La generación electroquímica del ion ferrato [Fe (VI)] es una técnica prometedora en la degradación de compuestos refractarios como los colorantes azo aplicando poca energía bajo condiciones de temperatura y presión ambiente. Referencias 1. M. Kashefialasl, M. Khosravi, R. Marandi and K. Seyyedi. Int. J. Environ. Sci. Tech. Vol. 2, No. 4, (2006) pp. 365-371 2. I. Raffainer and Philipp Rudolf von Rohr. Ind. Eng. Chem. Res. (2001) 40, 1083-1089 3. Y. Lee, Min Cho, Jee Yeon Kim, and Jeyong Yoon. J. Ind. Eng. Chem, Vol 10 No. 1, (2004) 161-171 4. V. K. Sharma. Water Science and Technology Vol 55 No. 1-2 (2007) 114-232 5. J. Ives, M. Benová, K. Bouzek, V. K. Sharma. Electrochemistry Communication 8 (2006) 1737-1740 6. J. Lee, D. A. Tryk, A. Fujishima, and S. Park. Chem Comm. (2002) 486-487 7. M. Panizza, G. Cerisola Electrochimica Acta 51 (2005) 191–199

0 2 4 6 8 100

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

d)

c)

Naranja de Metilo

% D

egra

daci

ón

Q (C/s)

c) DBDd) DBD + FeSO4

Figura 5. Degradación de los colorantes azo a corriente constante en medio ácido HClO4 0.1 M sobre DBD. a) Decoloración de A36 por electrooxidación, b) Decoloración de A36 por oxidación con [Fe (VI)] electrogenerado c) Decoloración de NM por electrooxidación, d) Decoloración de NM con [Fe (VI)] electrogenerado.


EVALUACIÓN DE LA DISOLUCIÓN DE PIROXICAM INCORPORADO EN UNA MATRIZ DE SÍLICE MESOPOROSA

Ortiz Zacarías Natalia Veneranda, Hernández Ramírez Araceli*, Esquivel Ferriño Patricia, De la Parra Arciniega Salomé, Aldaba Rodríguez José Abelardo. Facultad de Ciencias Químicas UANL

Introducción:

En los últimos años han surgido un mayor número de investigaciones con respecto a la liberación controlada de fármacos a partir de matrices biocerámicas, entre las que se encuentran los materiales mesoporosos ordenados como el óxido de silicio. Los materiales mesoporosos ordenados como la sílice presentan diversas ventajas para la incorporación de fármacos, ya que con éstos se puede conseguir una distribución homogénea del fármaco dentro de la matriz, pudiéndose albergar fármacos de diferentes tamaños, formas y funcionalidades. Además son biocompatibles, bioinertes y presentan la capacidad de degradarse en productos igualmente biocompatibles. La estructura de la pared de los poros de una matriz mesoporosa de sílice está constituida por una red de puentes siloxano y grupos silanol libres, grupos que pueden reaccionar con determinadas especies químicas. Esta interacción con otros grupos funcionales es lo que permite que este material sea utilizado como matriz para la incorporación y liberación de principios activos. La liberación del fármaco a partir de la matriz depende de factores tanto físicos como químicos, entre los que destacan el diámetro del poro del material y los enlaces que se establecen entre la sílice y los grupos funcionales del principio activo1. Con la incorporación de principios activos en estas nanoestructuras como una forma farmacéutica se busca eliminar o disminuir los efectos adversos así como mejorar la cinética de liberación del fármaco, buscándose una cinética de liberación controlada. Tras la síntesis de una matriz de sílice incorporando en ésta Piroxicam, un antiinflamatorio no esteroideo con acción analgésica y antirreumático, en este trabajo se analizó el porcentaje de Piroxicam incorporado en la matriz.

Objetivo:

Llevar a cabo la extracción del piroxicam incorporado en sílice mesoporosa durante la síntesis sol-gel de dicho material. Materiales y métodos: La incorporación del piroxicam (10% wt) durante la síntesis sol-gel de SiO2, se llevó a cabo a dos diferentes condiciones de pH (3 y 5) usando como precursor orto-tetraetoxisilano (TEOS). Los dos materiales obtenidos, SiO2-piroxicam, fueron caracterizados por espectroscopia IR y Difracción de Rayos X, comprobándose que el fármaco se incorporó en la matriz mesoporosa de la sílice2.


Con la finalidad de determinar el porcentaje de Piroxicam incorporado en la sílice, se realizó la extracción de éste con una solución de HCl-metanol 0.01N como se indica en la Farmacopea3. Para esto la muestra del biomaterial, previamente pesado, se transfirió a un matraz volumétrico de 100 ml y se aforó con la solución de HCl-metanol ya estandarizada; una parte de la mezcla se centrifugó por 15 minutos para posteriormente tomar 10 ml de la solución clara y aforar a 100 ml con la misma solución alcohólica de HCl. Posteriormente la concentración del fármaco extraído se determinó a partir de una curva de calibración con estándares de Piroxicam (Aldrich 98%), mediante espectroscopía UV-Vis a una longitud de onda de 334nm, que es la longitud de onda máxima a la que absorbe el fármaco.

Resultados: Las Figuras 1 y 2 muestran los espectros FT-IR de SiO2-Piroxicam, en donde se observan las bandas características de la sílice: O-Si-O (1082 y 801 cm-1), Si-OH (952 cm-1), Si-O- (462 cm-1) y O-H (3500 y 1647 cm-1) [4-5], además de algunas del Piroxicam. Las bandas del fármaco (N-H de estiramiento a 3342 cm-1, 1,2-b3nceno disustituído 1453cm-1 y -SO2 de estiramiento asimétrico a 1350 cm-1), se presentan con mayor intensidad en el espectro de la muestra obtenida a pH 5, relación TEOS/agua 1:6, lo cual indica que a esta condición de reacción hubo una mejor incorporación del fármaco en la sílice.

Figura 1. Espectro FT-IR de SiO2-Piroxicam a pH 5 Relación TEOS/agua 1:6

4000 3600 3200 2800 2400 2000 1600 1200 800 400

SiO2-Piroxicam PH 5

* 1,2-benceno disustituído

*

SO

2-NH

CO

-NHN

-H

Número de onda cm-1

% T

rans

mita

ncia


Figura 2. Espectro FT-IR de SiO2-Piroxicam a pH 3 Relación TEOS/agua 1:6 Esta mayor incorporación se confirmó al llevar a cabo la extracción del Piroxicam de la matriz con HCl-metanol y posterior cuantificación; de aquí se determinó que el porcentaje de incorporación del fármaco en la síntesis a pH 5 fue del 12.2%, mientras que en el biomaterial sintetizado a pH 3 se determinó que sólo se incorporó el 8.0% del Piroxicam en la matriz. Esta mayor incorporación del fármaco a pH 5 puede deberse a la mayor interacción de éste con la matriz por efecto del pH en la carga superficial de la sílice.

Figura 3. Espectro FT-IR del biomaterial tras realizar la extracción del Piroxicam

4000 3600 3200 2800 2400 2000 1600 1200 800 400

SiO2-Piroxicam PH 3

Número de onda cm-1

% T

rans

mita

ncia

4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 5000

5

10

15

20

25

30

% T

rans

mita

ncia

cm-1


El espectro FT-IR del sólido residual obtenido tras concluir la extracción (Figura 3) no presenta las bandas características del Piroxicam que anteriormente se observaron en las figuras 1 y 2, lo cual indica una extracción completa del fármaco .

Discuisión y conclusiones: En base a los espectros FTIR de las muestras y a la cuantificación del piroxicam después de disolver y extraer el piroxicam se asume que el pH 5 del medio, durante la síntesis, proporciona la carga más adecuada a la sílice para una mayor atracción por el Piroxicam. Por lo tanto, los resultados obtenidos indican que el pH de síntesis del material tiene gran influencia en la incorporación del fármaco en la matriz mesoporosa. Bibliografía:

1. María Vallet Regí y Antonio Luis Doadrio Villarejo, Liberación de fármacos en matrices biocerámicas: Avances y Perspectivas, Instituto de España, Real Academia Nacional de España, Fundación José Casares Gil, Madrid. 2001

2. Aracely Hernandez*, P. Esquivel, I. Gomez, y L. Cantu, Effect of the Sol-Gel

Synthesis Parameters on the Incorporation of an Anti-inflammatory Drug in a Ceramic Material., Res. Soc. Symp. Proc. 1007-S08-02, ISBN 978-1-55899-967-1, (2007).

3. US Pharmacopeia XXV, US Pharmacopeial Convention, Rockville, MD 2002.

4. T. Lopez, L. Herrera, J. Mendez-Vivar, P. Bosch, R. Gomez, R.D. González,

Journal of non-crystalline solids 147, 773-777, (1992). 5. T. Lopez, M. Moran, J.Navarrete, L. Herrera, R. Gomez, J. of non-crystalline

solids 147, 753-757, (1992).


OBTENCIÓN DE BIO-COMBUSTIBLES MEDIANTE LA PIRÓLISIS DE CÁSCARA DE NUEZ

K. Guevara Amatón, R. Miranda-Guardiola *Universidad Autónoma de Nuevo León. Facultad de Ciencias Químicas. Depto. de Ing. Química Av. Pedro de Alba s/n, Cd.

Universitaria, CP. 66451 San Nicolás de los Garza, Nuevo León, México Introducción

La biomasa es reconocida como una de las más grandes fuentes de energía renovables

como sustituto de recursos de los combustibles fósiles.1,2

La biomasa se presenta como materia prima por tres razones principales: Primera es un

recurso renovable que puede ser sosteniblemente desarrollado en el futuro. Segunda tiene

propiedades ambientales favorables al no generar emisiones adicionales de dióxido de

carbono (CO2), así como reducidas emisiones a la atmósfera de los de gases de

invernadero, en comparación con los combustibles fósiles, además de tener plena

seguridad de la fuente de obtención. Tercera es un potencial económico ya que los precios

de los combustibles fósiles están en constante incremento.3 Por estas razones se han

estudiado tecnologías para obtener bio-combustibles a través de residuos sólidos

agrícolas. Uno de estos residuos agrícolas es la cáscara de nuez pecanera, conocida

también como nuez encarcelada, que representa aproximadamente el 50% de la nuez en

peso.4 La producción mundial de nuez pecanera se estima en alrededor de las 210 mil

toneladas. Estados Unidos es el mayor productor de nuez pecanera en el mundo, seguido

por México. En México la producción de nuez pecanera ha registrado un crecimiento

paulatino, al pasar de 57, 873 toneladas en el 2000 a 68, 222 en el 2005.5

Se han estudiado tecnologías para obtener bio-combustibles a través de residuos sólidos

agrícolas; en países desarrollados hay una tendencia cada vez mayor hacia una tecnología

moderna y eficiente para la obtención de bio-energía a través del uso de bio-

combustibles.6 Algunas tecnologías de conversión de biomasa a energía están basadas en

2 métodos: termoquímico y bioquímicos. La conversión termoquímica se divide en 3

procesos combustión, pirólisis y gasificación. La de conversión de energía puede ser

directa: de la biomasa a calor, vapor y electricidad o también puede ser una conversión

indirecta en la cual la energía puede ser transportada en forma de carbón, bio-aceite y bio-

gas. La digestión anaerobia y la fermentación son procesos bioquímicos, basados en la

conversión de la biomasa a bio-gas, composta o etanol.7 La decisión de realizar un


tratamiento térmico depende de la humedad de la biomasa si esta es mayor al 60% lo más

conveniente es que sea por un proceso biológico. La pirolisis se puede definir como la

descomposición térmica de una estructura polimérica en ausencia de oxígeno.

Esta descomposición se produce a través de una serie compleja de reacciones químicas y

de procesos de transferencia de materia y calor. Tabla 1. Componentes principales en peso

de la cáscara de nuez pecanera

Biomasa Lignina Hemicelulosa Celulosa Referencia Cáscara nuez

pecanerab 70.0 3.8 5.6 8

La Tabla 2 muestra el análisis elemental y próximo de cáscara de nuez pecanera de

literatura, sin reportar el poder calorífico. Los datos muestran un alto contenido de

oxigeno y carbón, y un rango en fracción de volátiles bajo con respecto a otras cáscaras de

diferente tipo. Estas propiedades proporcionan un valor agregado al material por lo que

puede ser estudiado como una fuente energética alterna.

Tabla 2. Análisis elemental y próximo de cáscara de Nuez Pecanera.

Elemento (% en peso) Componente (%en peso) Biomasa C H N O Hu

m Czs

Vls FC

HV (MJ/kg)

Referencias

Cáscara de Nuez pecaner

a

55.26

8.12

0.36

32.77

c 4.9 11.6

83.5

c 8

Análisis elemental C = Carbóno, H= Hidrógeno, O= Oxígeno, N= Nitrógeno. Análisis próximo Hum: Humedad, Czs: cenizas, Vls: sólidos volátiles, FC: carbón fijo, HV= Poder calorífico a: todos los valores son base seca. b: muestras extraídas con acetona y una muestra de alcohol con benceno. c datos no reportados en bibliografía Se han realizado distintos estudios referentes al aprovechamiento de biomasa para la

obtención de diferentes productos útiles. Se han utilizado una amplia variedad de tipos de

reactores siendo el más usado: reactor de cama fija7,9. En la tabla 3 se muestra

rendimientos de sólido, líquido y gases del proceso de pirólisis reportados en literatura de

diferentes cáscaras de nuez.


Tabla 3 Rendimientos de pirólisis

Biomasa Equipo Temp.ºC

Líquido(%en peso)

Sólido (%en peso)

Gas (%en peso) Referencia

300 41.3 47.3 11.4 600 44.3 23.5 32.2 800 31.0 21.5 47.5

Cáscara de Almendra

Reactor de Cama fija

a 51.5 26.3 22.3

9

500b 56.4 30.6 13.0 900b 62.5 18.9 18.6

Cáscara de anacardo(de la india)

Reactor de cama empacada

500c 56.0 34 10.0 7

a rapidez de calentamiento 5 K min-1 temp 800, b rapidez de calentamiento10°C/min c 50°C/min, Donde podemos observar que conforme aumenta la temperatura la producción de gas, disminuyendo la fracción sólida

Objetivo

Estudiar la descomposición térmica de la cáscara de nuez por análisis de

Termogravimetría de la cáscara de nuez y analizar los productos sólidos y líquidos.

Metodología y Materiales

Cáscara de nuez la cual será obtenida de una industria comercializadora de nuez ubicada

en la Cd. Torreón Coahuila.

Cáscara de nuez no tratada: tomada directamente del proceso, en trozo grande aprox.

2cm.

Cáscara de nuez lavada: se obtiene mezclando la cáscara con agua caliente a una

temperatura de 80ºC por 1hora. Después del lavado se seca a vació y posteriormente

secar en la estufa; esto para eliminar los compuestos solubles en agua y observar la

diferencia en el proceso.

Cáscara de nuez en polvo: se obtiene al ser molida y tamizada posteriormente hasta

obtener un diámetro de partícula de 250µm.

El intervalo de tamaño en las partículas a utilizar es muy grande para ver si se observan

cambios significativos; si estos aparecen en ese intervalo siempre se presentaran

consecuentemente; en caso de que no sea así , no importando el tamaño de la muestra.

Etapas del Proyecto

Etapa 1 Preparación y Caracterización de la muestra


La muestra es secada en la estufa y posteriormente molida y separada por tamaño de

partícula menor a 850µm y mayor 250 µm. Se determina la medición de Temperatura de

Descomposición se obtiene en el TG/DTG (Perkin Elmer); así como la realización del

análisis último y su composición. Por medio del análisis elemental se obtuvo la fórmula

empírica y el peso molecular del las diferentes formas de la cáscara de nuez.

Caracterización Térmica: Se caracteriza térmicamente el material con distintas

variables (la influencia de la preparación del material, rapidez de calentamiento, peso

inicial de muestra, diámetro de partícula) para determinar la influencia de estas sobre el

proceso de degradación, y la medición de Temperatura de descomposición; además se

definen las condiciones de operación del proceso; mediante la técnica de

termogravimetría y termogravimetría diferencial (TG/DTG). En el TG/DTG se medirá

la degradación a diferentes velocidades de calentamiento y peso de muestra, peso final

y temperatura y tiempo de reacción fijo.

Etapa 2 Análisis del Proceso

En esta etapa se cuenta con un reactor semi-continuo que tiene un controlador de

temperatura del horno, la lectura de la temperatura se obtiene con termopares que se

encuentran en el interior del reactor; obteniendo simultáneamente la temperatura del

horno y del reactor; y con un tren de condensación a la salida de este.

En la figura 1 se muestra el diagrama del proceso en donde un reactor discontinuo de

acero inoxidable es usado para la experimentación. El gas y vapores producidos pasan a

través del tren de condensación, cuentan sus respectivos contenedores. En la primera y

segunda trampa a la salida del reactor se coloca hielo en el contenedor a una

temperatura aproximada de 0ºC, en el cual los compuestos más pesados serán atrapados,

y los más ligeros seguirán avanzando a las siguientes, la tercera trampa tendrá un

contenedor con limoneno a una temperatura aproximada de -75ºC y la cuarta con

Nitrógeno líquido a una temperatura de -195ºC.

Figura 1.Representación del Proceso


Etapa 3 Caracterización de Productos

Esta etapa consiste en la caracterización de los productos sólidos, líquidos y gases;

obtenidos en la pirólisis escala banco. Como se muestra en la tabla 8.

Tabla 4.caracterización de productos.

Productos Análisis Equipo Fracción sólida

A. elemental Analizador elemental

Fracción Liquida Identificación y cuantificación

de compuestos GC/MC

Resultados A través del analizador elemental obtenemos el porcentaje de los principales elementos

que forman la cáscara de nuez, los resultados del análisis elemental se muestran en la

tabla 5

Tabla 5 Análisis elemental de cáscara de nuez % en peso.

C H N S O 45.47 6.44% 0% 0.66% 47.43%

Análisis elemental C = Carbóno, H= Hidrógeno, , N= Nitrógeno, S= Azufre, O= Oxigeno. El análisis termogravimétrico muestra Curvas TG vs Temperatura de la pirólisis de

cáscara de nuez utilizando un modo dinámico con rampas de 1, 5, 10 y 40ºC con un

flujo de Nitrógeno de 60ml/min

Figura 2 Curvas TG Figura 3. DTG

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

100 200 300 400 500 600 700 800T(°C)

1° Weight % 5° Weight %10° Weight % 40° Weight %

0

5

10

15

20

25

100 200 300 400 500 600 700 800T( °C)

1°C/min 5 °C/min 10°C/min20°C/min 40°C/min


La figura 3 representa las curvas DTG que reflejan la evolución de volátiles definida

por tres picos máximos correspondientes a los tres componentes principales de la

biomasa (hemicelulosa, celulosa y lignina) que ocurren entre las temperaturas de 180 y

460 ºC. El DTG muestra que a mayor rapidez de calentamiento la temperatura del

pico se incrementa. En el proceso de pirólisis de cáscara de nuez escala banco se obtuvo

un mayor porcentaje en peso de la fracción líquida a una temperatura de 700ºC en el

reactor, obteniendo 52.7% de fracción líquida, 27.7% de carbón residual y 19.6% de

gases no condensables. El análisis por cromatografía de gases-masa de la fracción

líquida esta formado por principalmente por Toluelo y Benceno.

Tabla 6. Análisis elemental del carbón pirolítico.

C H N S O 85 1.74% 1.05% 0.02% 11.26%

Análisis elemental C = Carbóno, H= Hidrógeno, N= Nitrógeno S= Azufre, O= Oxígeno, Discusión y Conclusiones

A través del proceso de pirólisis se observó que la cáscara de nuez esta constituido

principalmente por tres etapas; hemicelulosa, celulosa y lignina; el rango de

descomposición térmica de esta dentro de un rango de 180 y 460ºC

La conversión final por medio de TG es semejante a distinta rapidez de calentamiento

por lo cual existe un mayor consumo de energía para alcanzar la misma conversión., así

como muestran la perdida de peso total del 80% en peso.

Hasta el momento existe poca literatura sobre pirólisis la cáscara de nuez pecanera

(Carya illionensis), tanto de sus componentes como de sus características.

Referencias

1. Ozcimen D, Karaosmanoglu F. Production and Caracterization of bio-oil and biochar

from rapeseed cake. Renew Energy 2004; 29:779-89

2. Jefferson M. Sustainable energy development:performance and prospects. Renew

Energy

(2006); 31:571-82.

3. Cadenas A. Cabezudo S. Biofuels as sustainable technologies: perspectives for less

developed countries. Technol Forecast Social Change 1998;58:83-103.

4. López Díaz Julio César, Herrera Aguirre Esteban, Comercialización de la Nuez

Expectativas 2004 UACH, Facultad de Ciencias Agrotecnológicas Sep. 2, 2004


5. SAGARPA www.sagarpa.gob.mx/cgcs/boletines/2006/marzo/B074.pdf 12/10/2008.

6 Demirbas A. Biomass resources for energy and chemical industry. Energy Edu Sci

Technol 2000,5:21-45

7. Strezov V., Patterson Michael, Evans Tim and Nelson Peter. Fundamental aspects of

biomass carbonisation. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis. 79(2007) 91-

100.

8. Antal Attainment of the Teorical yield of carbon from biomass. Ind.Eng.Chem Res

2000.39, 4024-4031.

9. González J. F., Ramiro A., González-García C. M., Gañán J., Encinar J. M., Sabio E.,

Rubiales J.; Pyrolysis of Almond Shells. Energy Applications of Fractions; Ind.

Eng. Chem. Res.: 44, 3003-3012 (2005).


ESTUDIO DE COMPUESTOS ORGÁNICOS VOLÁTILES (COV´S)

PROVENIENTES DE LA INDUSTRIA DEL PETRÓLEO Y PLANTAS DE GENERACIÓN DE ELECTRICIDAD EN NUEVO LEÓN UTILIZANDO EL

INVENTARIO NACIONAL DE EMISIONES

Guerra Boone, Laura; López Carreón, Cecilia Yaneth; Torres Ibarra, Leticia; Villarreal Salinas, Laura Yesenia, Ramírez Lara Evangelina M.C. Facultad de Ciencias Químicas, Universidad Autónoma de Nuevo León. Introducción: La contaminación atmosférica produce un riesgo o daño a la salud del ser humano, a la flora y fauna, alteraciones al medio ambiente, así como impactos negativos a la economía. Es originada por actividades antropogénicas; y biogenicas.1 Existe, además un conjunto de factores que contribuyen a la generación de este tipo de contaminación entre ellos las fuentes fijas las cuales son las fuentes industriales estacionarias que generan emisiones desde puntos fijos (chimeneas, industrias) y fuentes móviles (principalmente vehículos automotores). 2 En México se han alcanzado cifras alarmantes de contaminación atmosférica, principalmente en el Valle de México, Guadalajara y Monterrey debido a que están densamente pobladas, cuentan con un numeroso parque vehicular y con una importante infraestructura industrial, lo que refleja la quema de grandes volúmenes de combustibles, emisiones sustantivas y concentraciones elevadas de contaminantes. 3

Los contaminantes atmosféricos mas importantes son: dióxido de azufre (SO2), monóxido de carbono (CO), el dióxido de nitrógeno (NO2 ) y el ozono (O3); de este ultimo se derivan los compuestos orgánicos volátiles COVs. Los COV´s son definidos como: Compuesto químico a base de cadenas de carbono o anillos de carbono con una presión de vapor mayor a 2 mm de mercurio (0.27 kPa) a 25 °C. Estos compuestos pueden contener hidrógeno, oxígeno, nitrógeno y otros elementos. Las sustancias que son específicamente excluidas son: dióxido de carbono, monóxido de carbono, ácido carbónico, sales de carbonato, carburos metálicos y metano4 del departamento de medio Ambiente de Australia. En México, Nuevo León, es uno de los estados que genera gran parte de las emisiones de COVs, además de Veracruz y Tamaulipas; según el Inventario Nacional de Emisiones de México, 19992. Existen 40 sustancias incluidas en la lista reportada del NPI (National Pollutant Inventory ) que son consideradas COV´s. Algunas de estas sustancias se encuentran listadas en la tabla 1. Los COVs constituyen la segunda clase más extendida y diversa de emisiones atmosféricas, como resultado de actividades antropogénicas (procesos de combustión incompleta de motores, empleo de

Sustancia SustanciaAcetaldehido Etil Butil Cetona Acido Acetico Etilbenceno Acetona Oxido de Etileno Acetonitrilo Formaldehido Acrilonitrilo Gluteraldehido Acido Acrilico n-Hexano Anilina Metanol Benceno 2-Metoxyetanol 1,3-Butadieno Acetato 2-Metoxyetanol Cloroetano Metil Etil Cetona Cloroformo Metacrilato de Metilo 1-Metiletilbenceno Estireno Ciclohexano 1,1,1,2-Tetracloroetano 1,2-Dibromoetano Tetracloroetileno 1,2-Dicloroetano Tolueno Diclorometano 1,1,2-Tricloroetano Etanol Tricloroetano 2-Etoxietanol Tricloroetileno Acetato 2-etoxietanol Cloruro de Vinilo Acetato de etilo Xileno

Tabla 1 Listado de COVs

. Fuente INEM 1999


disolventes, almacenamiento y distribución de combustibles, diversos procesos industriales); los procesos biogénicos también suponen un aporte de COVs a la atmósfera (emisiones de plantas, árboles, animales, incendios forestales, procesos anaerobios en turberas y pantanos, etc), y como resultado de la degradación fotoquímica de otros compuestos orgánicos volátiles . 5 Las emisiones de COVs en las ciudades se desarrollan en los siguientes porcentajes: alcanos, 40-45%; alquenos 10%; hidrocarburos aromáticos, 20%; compuestos oxigenados, 10-15%; además de los COVs que aun no han sido identificados. 6 El estudio de los COVs resulta de especial relevancia debido a que juegan un papel importante en muchos de los problemas medioambientales actuales; entre los que destacan: 5

− Agotamiento del ozono estratosférico. − Formación fotoquímica de ozono troposférico. − Potenciación del efecto invernadero global. − Acumulación y persistencia en el ambiente. − Efectos en la salud humana. Entre los efectos de salud que se pueden destacar se encuentran: cancerígenos, mutagénicos, neurotóxicos o tóxicos, irritación en ojos, en membranas mucosas, en tracto respiratorio y en piel, dolor de cabeza, náusea, pérdida de la coordinación, daño al hígado, riñones y al sistema nervioso central. La Agencia de Protección al Ambiente (EPA) en E.U.A. estimo un alto porcentaje a obtener cáncer, por contaminantes en el aire; atribuidos a los COVs; en particular: Benceno, formaldehido y 1,3-butadieno. Haciendo una comparación, se observó que el riesgo de obtener cáncer era en mayor proporción, al aire que se respiraba en las casas; esto por aparatos electrónicos utilizados en la actualidad y que liberan COVs; en relación con el aire libre, el cual presenta un menor porcentaje de obtener cáncer. 7 La contaminación atmosférica generada por las plantas termoeléctricas que usan combustible fósil puede provocar ataques de asma y problemas respiratorios en niños y adultos con problemas de salud, puede debilitar el sistema cardiovascular del humano y se asocia con mortalidad prematura. Las comunidades cercanas a ductos de gas natural e instalaciones de almacenamiento pueden estar en riesgo de exposición a accidentes, tales como fugas de ductos y explosiones. Además las plantas termoeléctricas son las principales fuentes de lluvia ácida, de neblina. 8 Debido a esto, las principales fuentes de emisión de COVs son las refinerías (refinación de petróleo y otros combustibles fósiles, así como extracción de petróleo y gas). 2 y la de generación de electricidad ya que la mayor parte de su generación se realiza a partir de combustóleo, según informes elaborados por la Secretaría de Energía (Sener) y la del Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca (Semarnat). 9

En Nuevo León existen solo dos instalaciones:

-Complejo Procesador de Gas.

- Refinería de Cadereyta


También existen diferentes formas de generar electricidad:

-Termoeléctricas.- se basa en la combustión de productos petrolíferos, de gas natural y de carbón para producir vapor de agua, la cual es convertida en energía eléctrica al ser expandida en una turbina. campos 10 -Turbogas, con los gases de combustión se produce el movimiento de una turbina acoplada al generador eléctrico. 11

-Ciclo combinado, combinación de las tecnologías de turbogas y vapor. Constan de una o más turbogas y una de vapor, cada turbina acoplada a su respectivo generador eléctrico. 11

A pesar de la importancia que han cobrado últimamente los COVs, son escasas las investigaciones llevadas a cabo para su identificación, especiación y cuantificación, además de la falta de legislación en México, existiendo solo tres Normas Oficiales Mexicanas. − NOM-075-SEMARNAT-1995 12 − NOM-121-SEMARNAT-1997 13 − NOM-123-SEMARNAT-1998 14

Objetivo: El presente estudio tiene como propósito destacar la importancia de las emisiones de COVs y comparar la cantidad de emisiones reportadas en el Inventario Nacional de Emisiones por la Industria del Petróleo y por la Industria Generadora de Electricidad localizadas en el Estado de Nuevo León.

Materiales y Métodos: Se efectúo una revisión exhaustiva en las siguientes fuentes de información:

− Revistas de investigación y divulgación científica. − Artículos científicos sobre estudios previos a COV’s. − Bases de datos de la UANL. − Internet y fuentes adicionales.

Posteriormente se ubicaron geográficamente las instalaciones de las fuentes de interés del estudio. Se revisó el Inventario Nacional de Emisiones del año de 1999 y 2004 correspondiente al estado de Nuevo León, y se analizaron los datos para comparar, comparando así las cantidad de emisiones de los diferentes años para la Industria Generadora de Electricidad y para la Industria del Petróleo, tomando en cuenta que ambas se catalogan como fuentes fijas.


Resultados:

Dentro de los estados que generan la mayoría de COV´S en nuestro país se encuentra el estado de Nuevo León. De las fuentes que generan estos contaminantes se encuentran las relacionadas con la combustión del petróleo, sus derivados y las fuentes generadoras de electricidad ambas clasificadas en fuentes fijas. En la grafica 1, se muestra que dentro de la categoría de fuentes fijas, la industria del petróleo aporta el 76% de COV´S en Nuevo León, siendo generadas por las dos únicas instalaciones en el estado:

1. Complejo Procesador de Gas Burgos 2. Refinería de Cadereyta

En la gráfica 2, se observa que Nuevo León contribuye con el 31.10% de las generación de COV´S generados por la industria del petróleo; a nivel nacional.

Fuente INEM 1999

Gráfica 1. Emisión de COV’s en Nuevo León generados por la industria petrolera y de

generación de electricidad (1999)

Gráfica 2. Emisiones generadas por refinación de petróleo y otros combustibles fósiles

Fu en te IN E M 19 99

Gráfica 3. Comparación de la cantidad de emisiones de COV´s generadas por plantas de generación de



Nuevo León cuenta con 10 plantas generadoras de electricidad, fuentes potenciales de COVS, las cuales generan 97.7 Mg/año, representando el 0.86% del total de COV´S por plantas de generación de electricidad en la República Mexicana. (Gráfica 3).

En la gráfica 4 se muestran los municipios que generan mayor número de compuestos orgánicos volátiles (COV´s) en Nuevo León. El municipio que genera mas COV´s es Monterrey ya que en el se encuentra la mayor parte del sector industrial ademas de que cuenta con plantas termoeléctricas, de ciclo combinado, turbogas y productores independientes, le sigue el municipio de Cadereyta Jiménez en el se encuentra la unica refinería de petróleo que hay en el estado. En la lista también aparece el municipio de Pesquería que a pesar de ser pequeño genera un número importante de COV´s porque en el estan establecidos una planta de ciclo combinado, otra de turbogas y productores independientes.

En la gráfica 5 se observa la generación de COVs entre fuentes fijas según el Inventario de Emisiones del año 2004; comparando con el Inventario de Emisiones del año 1999 (Gráfica 1) se presenta una disminución de COVs en lo que respecta a la refinación del petróleo.

A pesar de estos cambios en las cifras, las plantas de generación de electricidad y las instalaciones de la industria del petróleo siguen siendo focos importantes de emisiones de COV´s en el Estado de Nuevo León, por ello aunque se reducen las cantidades su importancia sigue siendo la misma.

Al hacer una comparación final de los COV´S emitidos por la industria del petróleo y la de generación de electricidad contra todas las demás generaciones pertenecientes a fuentes fijas en los años 1999 y 2004 los resultados indicaron una notoria disminución de los COV´S por fuentes fijas para el año 2004, aunado a esto, la industria del petróleo paso de contribuir con el 4.18% al 1.83% de las emisiones de COV´S esto quiere decir que en 5 años redujeron la cantidad de emisiones en un 2.35%, pero no fue así para la industria de generación de electricidad ya que al contrario para el 2004 registró un aumento del 0.02% tomando como punto de comparación el año 1999. (Gráfica 6).

Gráfica 4. Comparación de las emisiones de COV’s de los municipios del estado de Nuevo León


F u en t e IN E M 1 9 99

Gráfica 5. Emisión de COV’s en Nuevo León generados por la industria petrolera y de


En la gráfica 7 se muestran las diferentes emisiones por categoría de fuente, en las cuales observamos un pronunciado y marcado aumento de emisiones de COV´s debido a las fuentes biogénicas del año 1999, esto debido a que en ese año y en 1998 se registraron los peores incendios ocurridos en el país y Nuevo León fue uno de los estados gravemente afectados. También se observa una disminución de las emisiones de todas las fuentes en el 2004 esto debido a que se ha implementado la regulación ambiental de forma mas estricta y exigente. Discusión y Conclusiones: La presente investigación muestra a la industria del petróleo como la fuente fija que contribuye con la mayor cantidad de emisiones de COV’s en el estado de NL, así mismo las plantas generadoras de electricidad emiten cantidades de COVs que aunque no son muy grandes no dejan de tener importancia en la generación de estos contaminantes. Se ha visto que con el paso de los años las medidas de control ambiental cobran más importancia, las dependencias encargadas del medio ambiente tienen un control más estricto de las emisiones de los contaminantes, en este caso en particular de los COV’s, prueba de ello es la reducción observada de 1999 al 2004.

F u en t e IN E M 1 9 99 y 2 00 4

Gráfica 7. Comparación de emisiones totales de COV´s por categoría de fuente generadas en el año 1999 y 2004

Gráfica 6. Comparación de COVs emitidos por la industria del petróleo y la industria de generación de electricidad en los años 1999 y 2004 vs. total de

emisiones de COV’s en el Estado de NL

F u e n t e I N E M 1 9 9 9 y 2 0 0 4


Aunque exista reducción de la cantidad de emisiones de estos compuestos es necesario su evaluación, prevención y control debido a los daños que causan en el medio ambiente y en la salud de la población. En la actualidad se ha visto la necesidad de evaluar los COVs; mediante metodos de muestreo y analisis que han sido estudiado por la US-EPA. Lo anterior debido a que en diferentes estudios sobre la calidad del aire se han enfocado solo al estudio de contaminantes criterio 15.

Referencias

1. Martínez A., L. G., Calvo J.M., Valdez Cruz A., Magdaleno-Madrigal, V.;

Fernández-Mas, R.; Martínez, D.; Fernandez-Guardiola, A .(2004) Análisis Espectral (3D) electroencefalográfico de los efectos de la inhalación de compuestos orgánicos volátiles industriales sobre el sueño y la atención humana. Salud mental, Vol. 25, No 4.

2. Secretaria del Medio Ambiente y Recursos Naturales; Instituto Nacional de Ecología Inventario Nacional de Emisiones 1999

3. Tzintzun Cervantes, Ma. G., Rojas Bracho, L., y Fernández Bremauntz, A. (2005) Las partículas suspendidas en tres grandes ciudades mexicanas. Instituto Nacional de Ecología.

4. Inventario Nacional de Contaminantes NPI (por sus siglas en inglés National Pollutant Inventory ).

5. Parra, M.A.; González, L.; Elustondo, D. Garrigó, J. y Santamaría, J.M. Niveles de Compuestos Orgánicos Volátiles (COVs) en La Ribera de Navarra, Universidad de Navarra Departamento de Química y Edafología. Laboratorio Integrado de Calidad Ambiental (LICA)

6. Atkinson R., Areys J.(2003) Atmospheric Degradation of Volatile Organic Compounds. Chem. Rev., 103, 4605-4638

7. M. Loh, et al (2006) Measured Concentrations of VOCs in Several Non-Residential Microenvironments in the United States. Environ. Sci. & Tech. ,vol. 40, no. 22

8. Johnson, A. M., Álvarez, R. (2003). Contaminantes sin fronteras. Como las plantas termoeléctricas en la frontera de Mexico- Estados Unidos ponen en riesgo a la salud humana y al ambiente. Environmental Defense.

9. Planeta Azul periodismo Ambiental 10. Secretaría de Energía 2005. 11. Comisión Federal de Electricidad 2007 12. NOM-075-SEMARNAT-1995 Establece los niveles máximos permisibles de

emisión a la atmósfera de compuestos orgánicos volátiles provenientes del proceso de los separadores agua-aceite de las refinerías de petróleo.

13. NOM-121-SEMARNAT-1997 Establece los límites máximos permisibles de emisión a la atmósfera de compuestos orgánicos volátiles (COV's) provenientes de las operaciones de recubrimiento de carrocerías nuevas en planta de


automóviles, unidades de uso múltiple, de pasajeros y utilitarios; carga y camiones ligeros, así como el método para calcular sus emisiones.

14. NOM-123-SEMARNAT-1998 Establece el contenido máximo permisible de compuestos orgánicos volátiles (COVs), en la fabricación de pinturas de secado al aire base disolvente para uso doméstico y los procedimientos para la determinación del contenido de los mismos en pinturas y recubrimientos.

15. Sosa R., Bravo H., Sánchez P., Importancia de la evaluación, prevención y control de compuestos orgánicos volátiles en el estado de Veracruz. Centro de Ciencias de la Atmósfera, Universidad Nacional Autónoma de México. Memorias del 2º Foro del Medio Ambiente Atmosférico en el Estado de Veracruz, Xalapa Veracruz, 16-18 Mayo 2007.


ELIMINACIÓN DE AZUFRE DE RESIDUOS DE LIXIVIACIÓN PARA LA RECUPERACIÓN DE MINERALES MEDIANTE EL PROCESO DE

PIRÓLISIS.

E. Carrillo Pedraza, R. Miranda-Guardiola *Universidad Autónoma de Nuevo León. Facultad de Ciencias Químicas. Depto. de Ing. Química Av. Pedro de Alba s/n, Cd.

Universitaria, CP. 66451 San Nicolás de los Garza, Nuevo León, México

Introducción:

La minería es un eje industrial y económico esencial para la sociedad, a lo largo de la

historia la minería ha jugado papeles importantes desde la época de la colonial hasta la

actualidad. Hoy en día la industria minera se enfrenta a la escasez de yacimientos ricos

en minerales de valor, la disposición final de los residuos generados por la explotación

de estos depósitos ocasiona varios problemas ambientales, en primera instancia la

contaminación del suelo, ya que en pocas ocasiones estos lodos son confinados,

regularmente se depositan a cielo abierto disminuyendo el área de vegetación natural y

exponiéndolos a erosión eólica e hídrica ocasionando la introducción de sustancias

toxicas al medio ambiente, y generación de acidez.1,2.

Existen grandes depósitos de sulfuros primarios de baja ley, que no es económicamente

redituable explotarlos, y la lixiviación y biolixiviación, tienen bajas y lentas

extracciones de mineral, en estos casos se puede determinar qué proceso sería más

adecuado dependiendo del producto que se desee obtener, azufre elemental, en

sulfuros o en ácido necesitando ser neutralizado, además del tratamiento de los

residuos generados de la lixiviación o biolixiviación. Ambos procesos, después de la

extracción de fierro y cobre nos dejan en el lodo residual los metales de valor como oro

y plata y esto nos conducen a la necesidad de su recuperación mediante el proceso de

cianuración.

Muchos de los minerales de oro y plata son refractarios a los procesos convencionales

de extracción, lo cual hace difícil su recuperación.

Una situación bastante común que da la refractariedad de tales minerales, es la

distribución del oro y plata en sulfuros de hierro, conformados principalmente por las

especies de pirita, arsenopirita o ambas a la vez. El termino refractariedad se define


como la capacidad del mineral de conservar sus propiedades, químicas, mecánicas y

térmicas.3

Recuperación de minerales

Para liberar los metales preciosos contenidos en este tipo de minerales, es necesario

realizar un tratamiento previo de oxidación o eliminación de la matriz sulfurosa que

permita el contacto directo de los metales con el reactivo de lixiviación.4

De forma general, el proceso de cianuración es el más ampliamente utilizado para la

extracción de oro y plata, éste proceso utiliza oxígeno que se encuentra en el aire como

oxidante y al ion CN- como agente complejante, ya que el oro y la plata se disuelven

fácilmente en una solución acuosa diluida de cianuro de sodio o de potasio, si se

mantienen las condiciones oxidantes favorables.5

Los sulfuros provocan envenenamiento al inhibir el proceso de cianuración. Incluso con

menos de 0.5 ppm se ha observado una significante reducción de disolución de oro.

Ésta inhibición afecta tan sensiblemente que se dificulta su medición, ésta se origina por

la fuerte absorción de los iones sulfato sobre la superficie del oro incluso ésa se acentúa

más minerales que contienen en mezclas de oro plata.

Las tioarsenitas y los tioantimonios muestran el mismo efecto de inhibición de la

solubilidad del oro, ya que en conjunto con los compuestos de azufre forman una capa

en la superficie de las partículas de oro disminuyendo la recuperación.

Lixiviación y Biolixiviación

El proceso de lixiviación mediante el cual se extrae cobre, se realiza a alta presión o a

presión moderada, en éste proceso se aplica presión de oxígeno e incrementos de

temperatura para transformar los sulfuros minerales en azufre elemental o ácido

sulfúrico, subproducto no deseado.

Hasta ahora la tecnología de la lixiviación ha sido usada principalmente con óxidos o

minerales con sulfuros secundarios como lo son la covelina, digenita y calcosita.

Actualmente el reto es desarrollar tecnologías para tratar minerales o concentrados de

sulfuros primarios como: la calcopirita.

El proceso de biolixiviación consiste principalmente en realizar una oxidación en

presencia de las bacterias termofílicas, moderadas o extremas según las características


que requiera el proceso, las cuales convierten casi la totalidad del sulfuro en sulfatos

metálicos y ácido sulfúrico, en la mayoría de los casos se emplea sulfato férrico el cual

disuelve a los minerales de Cu como calcocita, bornita, novelita, etc.6

Los residuos de la oxidación son espesados en la preparación para el siguiente proceso,

para la recuperación de los metales preciosos, éste proceso es el proceso de cianuración7

Objetivo:

Eliminar el Azufre elemental, de un residuos plata – plomo provenientes de la

lixiviación de concentrados de cobre por biolixiviación o autoclaves mediante Pirolisis

Materiales y Métodos:

El mineral de estudio, concentrado de plata-plomo, proporcionado por una industria

minera de la localidad. Dicho material fue caracterizado previamente, sometido al

proceso de lixiviación de cobre, mediante auto clave, el residuo de lixiviación se trató

por el proceso de pirolisis para la eliminación de Azufre.

Se analizo también un residuo del proceso de biolixiviación, de la industria minera

proveniente de la lixiviación con bacterias termofílicas, utilizando el proceso de

pirolisis para la extracción de azufre elemental presente.

Análisis de Termogravimetría

Los experimentos de análisis térmico fueron desarrollados con un microprocesador

controlador de termogravimetría TG/DTG Modelo TA Q500 (Perkin Elmer). El peso de

la muestra fue de 5 mg para cada experimento usando nitrógeno a 60 ml /min como gas

acarreador. La muestra fue calentada de temperatura ambiente hasta 1000°C a presión

atmosférica. La rapidez de calentamiento utilizada en la experimentación varío de 20,

40 y 60 ° C/min. De este análisis se obtienen las condiciones de operación del reactor

del proceso de pirólisis.

Proceso de Pirólisis del mineral

Estos experimentos se realizaron en un reactor semi-continuo de acero inoxidable, con

un tren de condensación para la recuperación del azufre.


Resultados:

El análisis de caracterización del residuo de biolixiviación reflejo un contenido de 12%

de azufre total. Y para el residuo de biolixiviación se obtuvo un 79 % de azufre total.

Análisis de Termogravimetría de Residuo de Biolixiviación.

Fig. 1. Curva de TG residuo de Biolixiviación Fig. 2. Curva de DTG residuo de

Biolixiviación

a 10,20,40 y 60 °C/min. a 10,20,40 y 60 °C/min.

La figura 1 presenta la curva de TG del residuo de biolixiviación a diferentes

velocidades de calentamiento. A mayor velocidad de calentamiento, mayor

desplazamiento de la curva hacia mayores temperaturas. Indicando mayor requerimiento

de energía para alcanzar una misma descomposición. La figura 2 representa las curvas

DTG (Diferencial de Termogravimétrica) que reflejan la evolución de material volátil

definida por dos picos máximos que ocurren entre las temperaturas de 197°C a 425 °C.

La tabla1 muestra las temperaturas de degradación de materia, se observa un 25 %

máximo de materia volátil. La degradación del pico1 y 2 se atribuye a las especies de

Azufre elemental y enlazado con Fe, como FeS2 y el último pico a la descomposición

de Pirrotita FeS.

Tabla 1. Análisis de Termogravimetría de la muestra de residuo de biolixiviación

HR % VT TP1 TP2 TP3 Ti/Tf WTf WT1000

10 20.6 197.30 399.30 619.5 150/860.74 79.4 63.49

20 23.14 201.71 409.75 630.68 170/871.79 76.86 64.99

40 23.97 216.87 420.37 654.73 210/908.22 76.03 65.06

60 25.9 228.00 425.92 671.66 220/939.68 74.1 69.4

HR,.Velocidad de calentamiento °C/min; %VT, Porcentaje de volátiles totales;

TP1;TP2;TP3 , Temperaturas de pico en las etapas 1, 2 y 3 respectivamente en ºC; Ti/Tf ,


Temperatura de inicio / Temperatura final del proceso ,WTf , Peso a temperatura final;

WT1000 , Peso a Temperatura de 1000 °C.

Análisis de Termogravimetría de Residuo de Lixiviación.

Fig. 3. Curva de TG residuo de Lixiviación Fig. 4. Curva de DTG residuo de

Lixiviación

a 10,20,40 y 60 °C/min. a 10,20,40 y 60 °C/min.

La figura 3 presenta la curva de TG del residuo de Lixiviación a diferentes velocidades

de calentamiento, en esta gráfica se observa una pérdida de peso del 60% en a la

Temperatura Máxima del primer pico. La figura 4 presenta la curva de TG del residuo

de Lixiviación a diferentes velocidades de calentamiento, presentando dos picos

principales de degradación, donde nuevamente se atribuye el primer pico a la

volatilización de azufre.

Tabla 2 Reporte de Resultados Termogravimétrico del Residuo de Lixiviación

HR TP1 TP2 TP3 WT1 /WL1 WT2 /WL2 %WP

10 269.71 471.9 532.36 40.06/59.94 32.05/67.95 75.94

20 306.91 484.61 546.79 45.06/54.94 37.52/62.42 71.42

40 307.44 - 536.38 45.06/54.94 39.52/60.48 65.40

60 308.31 - 534.33 50.69/49.31 46.56/53.44 57.37

HR, Velocidad de calentamiento °C/min;TP1;TP2;TP3 , Temperaturas de pico en las etapas

1, 2 respectivamente en ºC; WT1, WT2, ,WT3 , % de peso a la temperatura en las etapas 1,

2;W L % de pérdida de peso a la temperatura en la etapa 1, 2 respectivamente; %WP,

Pérdida de peso general a temperatura de 1000.

Pirólisis del mineral


La pirolisis de los residuos de biolixiviación y lixiviación se realizo a una temperatura

controlada de 450°C, el tiempo de operación fue de 2 hrs, las condiciones se resumen en

la tabla 3.

Tabla 3 Condiciones de operación del reactor de Pirólisis.

Tipo de

residuo

Peso inicial

(gr)

Temperatura horno

(°C)

Gas

acarreador

Flujo de

Gas(ml/min)

Biolixiviación 50 450 Nitrógeno 100

Lixiviación 100 450 Nitrógeno 300

La cantidad de peso inicial, vario de un tipo de residuo a otro, por la cantidad de

material disponible para el proceso de pirólisis, en cuanto al flujo se determinó

aumentarlo a 300ml/min debido a la concentración de sólido condensado y la mayor

cantidad de Azufre presente en la muestra de residuo de lixiviación.

Caracterización de Productos

Se analizó el producto sólido recolectado en el sistema de enfriamiento, Físicamente se

observó que se recolecto un polvo amarillento en estado sólido, al cual se realizaron

análisis de difracción de rayos X a los productos obtenidos de las pirólisis de lixiviado

sospechando que se trataba de azufre elemental. Al obtener los resultados de difracción

se corroboro que se había obtenido azufre elemental.

Comparación de Azufre antes y después del proceso de pirólisis

Tabla 4 Análisis Elemental de residuos de Biolixiviación pirólisis

Tipo de Residuo % S

Residuo de Biolixiviación 12.10%

Residuo de Pirolisis 5%

Porcentaje en peso de azufre total en la muestra.


Tabla 5 Análisis Elemental de residuos de Lixiviación pirólisis

Tipo de Residuo % S

Residuo de Lixiviación 79.22%

Residuo de Pirolisis 26%

Porcentaje en peso de azufre total en la muestra

En cuanto a la recuperación de azufre en las trampas de enfriamiento se resume en la

tabla 6.

Tabla 6. Recuperación de Azufre.

Tipo de Residuo

%S

Recuperado en

Sistema de enfriamiento

% S gas no condensable

Residuo de Biolixiviación 36% 42%

Residuo de Pirolisis 23% 10%

Porcentajes en peso, en referencia a la muestra inicial.

Prueba de Cianuración.

La prueba de cianuración se efectuó de acuerdo al procedimiento anteriormente

descrito, las pruebas se realizaron en un periodo de 12 – 24 – 48 hrs. de reacción, en la

tabla 7 se presenta la cantidad de cianuro total consumido para las diferentes muestras.

Se notó una disminución en el consumo de cianuro para alcanzar la etapa de formación

de complejos de cianuro con la plata presente en el nitrato.

Muestra tratada por cianuración Cianuro consumido

(Kg/ Ton de mineral cianurado)

Lixiviado 11.54

Mineral Pirolisis lixiviado 2.5


Analizando el proceso, se observó una variación significativa en el flujo de gas

acarreador, a mayor flujo mayor recuperación en las trampas de enfriamiento,

formándose una capa gruesa de materia, polvo amarillento, él cual se determino ser un

90% azufre elemental.


Los resultados muestran para el residuo de biolixiviación que el 59% del azufre

contenido en la muestra inicial (12.10 % peso) fue extraído, donde el 36% peso se

recupero como azufre elemental y 23% peso como gas no condensable. Para la muestra

de lixiviación el 52.5% del azufre inicial (79.22% peso) fue extraído, donde el 42%

peso se recupero como azufre elemental y 10.5% peso como gas no condensable .El

consumo de cianuro en el mineral de lixiviación antes de pirólisis fue de 11.54kg/Ton,

después del proceso de pirolisis fue de 2.5 kg/ton.

Bibliografía: 1. Ramos Y.R.; Prol-Ledesma R.M.,Siebe-Grabach C.; Características geológicas y

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5. Lovera D., Quiñones J., Aramburu V., Gagliuffi P., Puente L., Concepción L.,

Flores R.,Procesos De Tostación – Lixiviación De Minerales Auríferos Con Metales

Cianicidas; Ingeniería Metalúrgica (2002) 6. Chandraprabha M.N., Modak J. M.,K. A. Natarajan,Raichur A.M.;Modeling and

Analysis of Biooxidation of Gold BearingPyrite-Arsenopyrite Concentrates by

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7. Seidel H.; Wennrich R., Hoffmann P., Effect of different types of elemental sulfur on

bioleaching of heavy metals from contaminated sediments; Chemosphere 62 (2006)

1444–1453


CARACTERIZACIÓN DE UN SUELO CONTAMINADO Y SU EFECTO

FITOTÓXICO EN VARIEDADES DE Zea mays López Chávez Silvia Yolanda I.Q., López Chuken Ulrico Javier PhD., Guerrero López Selene Azyadet, Vázquez Meléndez Francisco Uriel, García Campos Laura Elizabeth UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE NUEVO LEON, FACULTAD DE CIENCIAS QUÍMICAS, LABORATORIO DE CIENCIAS DE LOS ALIMENTOS Y AMBIENTALES. Introducción: Durante las últimas décadas, las plantas han sido reconocidas como “Hígados Verdes”, actuando como adsorbedores y/o degradadores de contaminantes ambientales tanto orgánicos como inorgánicos que pudieran llegar a concentrarse en la cadena alimenticia y representan un riesgo potencial de efectos adversos a la salud humana. Sin embargo, algunas plantas no solo son capaces de adsorber el contaminante, sino también de extraer, inmovilizar o transformar los químicos antropogénicos y por lo tanto se ha demostrado que son útiles para la remediación de agua y suelo contaminado: La fitoremediación. La fitoremediación usa plantas para remover, estabilizar o degradar contaminantes en el suelo, agua subterránea, agua superficial, sedimentos y en algunos casos de la atmósfera. La fitoremediación se ha convertido en una tecnología atractiva en comparación con otras debido a su bajo costo, bajo mantenimiento y efectividad, aunado a que es considerada amigable al medio ambiente, “tecnología verde” la cual idealmente puede dejar un sitio poco impactado, fértil y listo para que pueda reutilizarse a corto plazo, en lugar de solo remover los contaminantes como otras técnicas (solidificación/excavación, excavación/confinamiento o lavado de suelo en unidades móviles).8

Las técnicas convencionales de remediación de suelos ofrecen resultados rápidos, pero comúnmente no representan una solución razonable debido principalmente a los altos requerimientos de tecnología y a su elevado costo. Por ejemplo, asumiendo que el perfil del suelo entre 0-30 cm está contaminado, el costo por una vitrificación in situ puede ser mayor a una cantidad de 3 millones de USD ha-1. En un caso similar, el costo de remoción y disposición controlada de suelos contaminados ha reportado un costo de $2.5 millones USD ha-1. En cambio, usando fitoremediación o fitoestabilización el costo no sobrepasaría los $0.5 millones de dólares americanos ha-1, y aún en el caso de aplicar agentes quelantes como el EDTA (Ethylene Diamino Tetraacetic Acid), esto solo representaría un costo extra de 30,000 USD ha-1, lo que indica que el uso de estas tecnologías podría representar una opción viable desde el punto de vista económico. Además del ahorro económico, las tecnologías convencionales tienen la desventaja de tener generalmente un alto costo ambiental ya que comúnmente impactan la flora y fauna en la zona a remediar.2,8

Dentro de la fitoremediación se han desarrollado diferentes técnicas, entre las que se encuentran: 10


1. Fitoextracción: Plantas de alta biomasa acumuladoras de metales y suelos

apropiadamente modificados son usados para transportar y concentrar metales del suelo a las raíces y posteriormente a los tallos de las plantas, las cuales son cosechados mediante métodos convencionales agrícolas.

2. Fitofiltración o Rizofiltración: Las raíces de las plantas crecen en agua aireada precipitando o concentrando metales tóxicos en efluentes contaminados.

3. Fitovolatilización: Plantas extraen metales volátiles (Hg y Se) del suelo y los volatilizan a través de su follaje.

4. Fitoestabilización: Plantas estabilizan o inmovilizan los contaminantes en el suelo, dejándolos sin efectos dañinos.

Otras derivaciones de la fitoremediación principalmente utilizados para remediar suelos contaminados por orgánicos (e.g. hidrocarburos) es la bioremediación asistida por plantas y la fitodegradación.

El objetivo básico de la fitoremediación es reducir las concentraciones de contaminantes a los niveles permisibles por la legislación ambiental mexicana (NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004) y por ende reducir los efectos tóxicos en la salud humana.

En el caso de suelos contaminados con metales pesados como Pb, Cu, Zn o Cd; la técnica de fitoremediación recomendable es la fitroextracción. El potencial de acumulación de contaminantes de la flora Mexicana está muy poco estudiada ya que la investigación de plantas con capacidad hiperacumuladora o acumuladora se ha realizado en su mayor parte en USA, Canadá, el Caribe y África. Hay muy pocas plantas que se han reportado como hiperacumuladoras de metales, éstas representan aproximadamente el 0.2% de las angiospermas. Además, las especies, e incluso las variedades dentro de la misma especie, difieren significativamente en su habilidad para tolerar y absorber metales del suelo, lo anterior está determinado por las características del suelo, y por la fisiología de la especie. Por estas razones y además por su alta generación de biomasa es que se desea estudiar la capacidad de diferentes genotipos de Zea mays (maíz). A pesar de que el maíz no es una planta hiperacumuladora como Thlaspi caerulescens , es nativa de México y no necesita cuidados especiales para lograr un buen y rápido crecimiento como lo sería Thlaspi que crece en climas europeos. 1,3-4

En la literatura se han reportado los resultados de trabajos de investigación relacionados a datos de fitoextracción de diferentes plantas, los cuales se presentan a continuación.

En un estudio efectuado en 1997, Lune et al., presentaron resultados de un experimento realizado durante 8 años en diferentes tipos de suelo; suelo arenoso y suelo franco areno arcilloso. Se añadieron 1.25 mg kg-1 de Cd al suelo arenoso y 2.5 mg kg-1 al sandy loam a diferentes alturas del mismo formando 4 capas. El estudio determinó que la concentración de Cd en Zea mays mostró un incremento lineal con respecto a la profundidad de la contaminación en suelo sandy loam (pH 4.6) con una acumulación máxima de 0.66 mg kg-1 (peso seco) y un incremento exponencial en suelo arenoso con una acumulación máxima de 0.79 mg kg-1 (peso seco). En conclusión la adsorción de Cd en el tallo fue afectado tanto por las concentraciones en el suelo y subsuelo como por el tipo de suelo.7


Zhao et al., (2003) establecieron un modelo de fitoremediación de suelo contaminado por Cd utilizando Thlaspi caerulescens. Los resultados señalaron que serían necesarias 5 o 9 cosechas de T. caerulescens para reducir la concentración de Cd de 5 mg kg-1 a 3 mg kg-1, asumiendo una biomasa de 10 o 5 t ha-1. Si el suelo tuviera una concentración inicial de Cd de 20 mg kg-1, serían necesarias de 21 a 42 cosechas para lograr el objetivo de 3 mg kg-1 con 10 y 5 t ha-1 de biomasa. Este modelo sugiere que la fitoremediación usando T. caerulescens es factible cuando el suelo esta moderadamente contaminado.12

Keller et al., (2003) analizaron el impacto del sistema de raíces en la eficiencia de la fitoextracción para varias plantas de alta biomasa (Brassica juncea, Nicotiana tabacum, Zea mays and Salix viminalis) y una planta hiperacumuladora (Thlaspi caerulescens), se analizaron 4 réplicas de cada planta. A pesar de la pequeña biomasa de T. caerulescens fue la planta más eficiente para remoción de Cd. T. caerulescens removió 179 ± 79 g ha-1 mientras que Zea mays removió 9 ± 3 g ha-1.5

Un estudio realizado en el 2004, por Meers et al., compara el efecto del EDTA, NTA (Nitriloacetic Acid) y DTPA (Diethylenetriamine Pentaacetic Acid) con ácidos orgánicos como el ácido cítrico, ácido ascórbico, ácido oxálico, ácido salicílico y acetato de amonio; todos ellos como potenciales catalizadores de la fitoextracción de metales pesados usando Zea mays. Los tratamientos fueron aplicados a una dosis de 2 mmol kg-1. Tanto para EDTA como para DTPA los resultados muestran incremento en los niveles de metales pesados en la biomasa comparados con el control sin fertilizante. En el suelo, sin embargo los incrementos en la fitoacumulación no fue tan grande como otros reportados en la literatura. En el caso de Cd con EDTA se obtuvo 5 µg maceta-1, con el DTPA 8.2 µg maceta-1 y con el acetato de amonia 3µg maceta-1. Ni el NTA o los tratamientos con ácidos orgánicos tuvieron un efecto significativo en la absorción cuando se aplicaron antes de la siembra. 9 Objetivo: 1. Demostrar que un suelo contaminado por Cd afecta la capacidad de crecimiento de

las plantas, en específico de las variedades de maíz mexicanas. a. Ejecutar la metodología de caracterización de un suelo contaminado. b. Analizar la afectación en el crecimiento de diferentes variedades de maíz al

ser plantados en suelo contaminado. c. Seleccionar la variedad de maíz más adecuada para la fitoextracción en un

suelo contaminado por Cd. Materiales y Métodos: Suelo: El suelo fue colectado en los terrenos contiguos a una zona industrial en los patios del Campus de Postgrado de la FCQ. El suelo se tomo de la última capa de entre 0 y 30 cm, en una zona con poca vegetación. Se seleccionaron 9 puntos para el muestreo de acuerdo a un patrón de cuadrícula. Se analizó el contenido de humedad, pH, materia orgánica y contenido de cadmio. Este último se analizó por Espectrofotometría de Absorción Atómica por Flama (F-AAS), posterior a su digestión en Agua regia. Todas las muestras fueron tamizadas (< 4 mm) para usarlas en las macetas experimentales.


El método empleado para la digestión del suelo fue el siguiente: 1. Se colocaron 3 mg de muestra de suelo en matraces erlenmeyer. Se prepararon 3

replicas y 1 blanco. 2. Se agregarón 40 ml de Agua Regia, que consiste en una mezcla de HCl/HNO3 ( 3:1

) 3. Se realizó la digestión en la plancha hasta tener un remanente de 5 ml

aproximadamente 4. Se dejo enfriar 5. Se agregaron 10 ml de agua destilada 6. Se aforó a 100 ml en un matraz de aforación 7. Se filtró la muestra 8. Se llevó a análisis por Espectrofotometría de Absorción Atómica por Flama (F-

AAS) Para la determinación de contenido de humedad 15 gramos de muestra de suelo fueron cocidos y secados a 105°C durante 72 horas y se calculo el contenido de humedad en el suelo (CHS) mediante la siguiente ecuación:

MsMsMhCHS −

=

Donde Mh es la masa de suelo húmeda y Ms es la masa de suelo seca. Para la determinación de Materia Orgánica las muestras del suelo cocido-secado fueron quemados en una mufla a 550°C durante 6 horas. La materia orgánica fue medida usando la siguiente ecuación.

100% xMs

MqMsMO −=

Donde MO% es porcentaje de materia orgánica en base seca; Ms es la masa de suelo seca y Mq es la masa de suelo quemada. Para la determinación del pH, se utilizó un pHmetro manual en lodo aguado con una proporción 1:2.5 de suelo:solución, usando suelo seco y agua desionizada. El lodo fue agitado y luego dejado en reposo para estabilización, la supernata fue analizada. El pHmetro fue calibrado con soluciones buffer a pH 4.01 y pH 7.00. Plantas: Se experimentó con 6 diferentes variedades de Zea mays. Esta planta se utilizó pues es conocida por su alta producción de biomasa y rápido crecimiento; además que es una planta nativa de México y adaptada a las condiciones climáticas presentes en la región. Estudios recientes demuestran que Zea mays puede ser utilizada para estudios de fitoextracción inducida. Las variedades de Zea mays utilizadas fueron las siguientes:


Blanco Mexicano, Hídrido ASGROW, Forrajero, Palomero, Maíz Amarillo Dulce, Blanco HEB. 9,6

Diseño Experimental: Se sembraron 3 semillas de maíz en macetas de 15 cm diámetro llenos con 926 gr de suelo. Después de 10 días se realizó un clareo para dejar 1 planta por maceta, seleccionando las de tamaño más uniforme. Seguridad y Manejo de residuos: Todo el trabajo involucrado en el presente proyecto serán cuidadosamente realizado tomando en cuenta todas las medidas de seguridad e higiene dictados por los reglamentos de los laboratorios e instalaciones correspondientes. Los residuos generados serán colocados en los contenedores correspondientes en cada laboratorio, los cuales serán posteriormente canalizados para su disposición y tratamiento en el Departamento de Residuos de la FCQ. Equipos, Reactivos y Materiales: En el laboratorio de ciencias ambientales se encuentran disponibles los siguientes equipos: pHmetro, mufla, estufa, plancha y balanza analítica. Así como el ácido clorhídrico y el ácido nítrico para el Aqua Regia. El espectofotómetro de absorción atómica por flama se encuentra disponible en el laboratorio de química orgánica.

Resultados: Los análisis realizados al suelo dieron los siguientes resultados: pH: 6.76 Contenido de Humedad: 6.99% Materia Orgánica: 11.9193% Capacidad de Retención de Agua: 21.92% Concentración de Cadmio: 94.1 ppm De las 6 variedades de maíz, el Maíz Amarillo Dulce no creció en un primer intento por germinar las diferentes variedades en tierra normal y en agua; por lo que este tipo de Maíz se descartó para sembrarlo en el suelo contaminado. De las 5 especies restantes sembradas en el suelo contaminado se puede apreciar lo siguiente:

• El maíz Híbrido ASGROW es el que creció más hasta 10 cm. • El maíz Palomero, no logró germinar en el suelo contaminado se tuvo que

trasplantar de las semillas que se colocaron en agua. • Las variedades de maíz que alcanzaron mayor altura fueron: Blanco Mexicano e

Híbrido ASGROW. • Las dos variedades mencionadas en el punto anterior alcanzaron una altura

promedio de 16 cm en agua y de 8 cm en la tierra contaminada.


Discusión y Conclusiones: Al ejecutar la metodología de caracterización de un suelo, se obtuvo que efectivamente el suelo de las instalaciones de Postgrado de Ciencias Químicas esta contaminado con Cadmio. Las semillas de las diferentes variedades de maíz efectivamente demostraron un crecimiento más lento en el suelo contaminado que en suelo normal o agua, lo que nos lleva a la conclusión que un suelo contaminado con Cadmio afecta la capacidad de crecimiento del maíz. De las 6 variedades de maíz seleccionadas para este experimento, se concluye que el maíz amarillo dulce no es una bueno opción para intentar la fitoremediación y que las especies con mejores cualidades para este trabajo son el Maíz Blanco Mexicano y el Maíz Híbrido ASGROW. Bibliografía: 1. Baker A.J.M., McGrath S.P., Reeves R.D. and J.A.C. Smith., “Metal

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identificacion y caracterizacion de bacterias...

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