EVALUACIÓN DE LA ECOTOXICIDAD DE EFLUENTES INDUSTRIALES Y MUNICIPALES
ESCENARIO AMBIENTAL
La normativa ambiental, vigente en la provincia de Buenos Aires, referida a la descarga de efluentes líquidos no contempla la evaluación de su ecotoxicidad. Esto significa que un efluente determinado puede ser tóxico para los organismos pero al cumplir con los límites de descarga establecidos en la Resolución 389/98 y su modificación 336/2003 sobre “Efluentes líquidos residuales y/o industriales”, pueda ser descargado en un cuerpo de agua determinado.
La toxicidad de un efluente no puede ser entendida, ni explicada, solamente por el análisis de las concentraciones de sustancias o parámetros individuales. Por el contrario, es la resultante de la interacción, sinergista o antagonista, de cada uno de los componentes físicos y químicos que componen los efluentes. Por lo tanto, la única manera de evaluar su potencia tóxica es mediante la aplicación de ensayos o test de toxicidad, utilizando organismos estandarizados para tal fin.
En la actualidad, en muchos países, el monitoreo de los efluentes se realiza siguiendo el esquema que se indica a continuación:
La normativa ambiental, vigente en la provincia de Buenos Aires, referida a la descarga de efluentes líquidos no contempla la evaluación de su ecotoxicidad. Esto significa que un efluente determinado puede ser tóxico para los organismos pero al cumplir con los límites de descarga establecidos en la Resolución 389/98 y su modificación 336/2003 sobre “Efluentes líquidos residuales y/o industriales”, pueda ser descargado en un cuerpo de agua determinado.
La toxicidad de un efluente no puede ser entendida, ni explicada, solamente por el análisis de las concentraciones de sustancias o parámetros individuales. Por el contrario, es la resultante de la interacción, sinergista o antagonista, de cada uno de los componentes físicos y químicos que componen los efluentes. Por lo tanto, la única manera de evaluar su potencia tóxica es mediante la aplicación de ensayos o test de toxicidad, utilizando organismos estandarizados para tal fin.
En la actualidad, en muchos países, el monitoreo de los efluentes se realiza siguiendo el esquema que se indica a continuación:
Descarga del efluente en el ambiente
1-Remoción de carga orgánica (DQO, DBO), sólidos suspensión, nitrógeno y fósforo (Situación argentina)
2- Remoción de ecotoxicidad aguda
3- Remoción de ecotoxicidad crónica
4- Remoción de sustancias:
5- Bioacumulables
6- Genotóxicas
7- Disrruptores hormonales
En principio, esto implica un estricto control en la remoción de carbono pero además de nitrógeno y fósforo, principalmente por medios biológicos. Lo cual significa incluir en el diseño de un sistema de tratamiento, por lodos activados por ejemplo, cámaras anóxicas y anaeróbicas, respectivamente. Sistemas combinados de lodos activados para remoción de carbono en serie con un sistema Nitro-DeNitro para remover el nitrógeno, vía nitrificación-denitrificación. Asimismo, implica un seguimiento adecuado de las formas químicas del nitrógeno y fósforo que estarán biodisponibles en los cuerpos de agua y que podrán disparar procesos de eutrofización. Por ejemplo, a la medida de fósforo total exigida en la legislación, se debería incluir la determinación de la concentración de su forma biodisponible o fósforo soluble.
ñlmPor otro lado, la determinación de los compuestos nitrogenados debería hacerse teniendo en cuenta las formas biodisponibles más relevantes para los microorganismos como Amonio y Nitratos. El Nitrito sería rápidamente oxidado en sistemas aeróbicos y su control como indicador de posible agente eutrofizador no tendría validez. Sin embargo, muchos cuerpos de agua de la provincia de Buenos Aires (ver más adelante el caso del río Luján) presentan un déficit permanente de oxígeno disuelto, retrasando todos los procesos que impliquen utilización del mismo, ya sea para quimiosíntesis o para respiración metabólica. En este caso, los nitritos pueden acumularse en el sistema y reaccionar con compuestos orgánicos generando tóxicos en el ambiente. La modificación 336/2003 propuesta por la Autoridad del Agua de la provincia de Buenos Aires, respecto al nitrógeno, presenta tres parámetros: N-NH3, N-orgánico y N-total por Kjeldahl, este último es la suma de los dos anteriores. Es decir no incluye una verdadera medida de nitrógeno total = N-inorgánico (NH3+NO2-+NO3-) + N-orgánico.
Un sistema de lodos activados tradicional descarga el nitrógeno, si el sistema funciona bien, principalmente como nitratos. Por supuesto que si el cuerpo de agua carece de oxígeno es probable que el nitrato sea “denitrificado” y pase a la atmósfera como nitrógeno gaseoso. Lamentablemente, este ambiente carecerá de vida aeróbica.
Referido a todos estos aspectos, sin duda que es más que valioso o casi obligatorio la opinión y sugerencias de un Limnólogo, que como aquel que estudia la biología de las aguas continentales, podrá aportar valiosa información acerca de qué y cuánto permitir en la descarga de los parámetros discutidos más arriba. Como por ejemplo es urgente definir aquello que en la normativa ADA está escrito en relación a descargas de nitrógeno y fósforo, como “Estos limites serán exigidos en las descargas a lagos, lagunas o ambientes favorables a procesos de eutroficación. De ser necesario, se fijara la carga total diaria permisible en kg/día de Fósforo Total y de Nitrógeno Total”. Si este es el caso no se observa en la normativa ninguna variable que permita definir si el ambiente es susceptible o no a eutroficarse. Siguiendo viejas teorías limnológicas, eso ocurriría con un lago del sur argentino por ejemplo. Sin embargo, las floraciones algales y en muchos casos de algas cianofitas, las cuales producen cianotoxinas, son frecuentes en canales, arroyos, ríos y lagunas de la provincia de Buenos Aires, a priori no susceptibles. Asimismo, la mortandad de peces por disminución aguda de la concentración de oxígeno disuelto en el agua como resultado de un proceso eutrófico, es un hecho frecuente en los ambientes acuáticos bonaerenses. Sin dudas, que un buen punto de partida es definir líneas de base de calidad de agua sobre las cuales comparar las diferentes situaciones y contribuir a mantener o mejorar el estándar de calidad.
El concepto de toxicidad del efluente, ha tenido diferentes interpretaciones. La toxicidad de una sustancia o mezcla de sustancias, está definida por sus concentraciones individuales y por el tiempo de exposición a los que están sometidos los organismos. Un concepto inicial propuesto en la descarga de efluentes, era que los líquidos deberían estar “libres de sustancias tóxicas en cantidades tóxicas”. La medida directa de la toxicidad de efluentes es definida por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (US EPA) como “Whole Effluent Toxicity” o WET (toxicidad total o integrada del efluente). La idea del WET fue posterior a la idea de controlar las descargas a partir de la medida de las concentraciones de compuestos químicos individuales o químico-específico. Asimismo, posterior al WET es el concepto que un análisis protectivo del ambiente, implicaría la biovaloración o el estudio in situ en los ambientes que reciben descargas de efluentes líquidos.
Esto arroja un acercamiento integrado de la evaluación del impacto ambiental asociado a dichas descargas, el cual incluye:
Concentración tóxico-específico
Biovaloración ambiente- específico
WET
Las etapas posteriores del control de la descarga de efluentes referidas a incluir en el monitoreo la presencia de sustancias potencialmente bioacumulables, genotóxicas y disrruptores hormonales, está tomando mayor relevancia, al punto que, estos temas en discusión solamente en revistas científicas de Ecotoxicología; aparecen hoy en revistas técnicas vinculadas directamente con los procesos industriales para removerlas o para buscar sustitutos químicos y de esa manera dejar de utilizarlas. El interés está relacionado al hecho que además del efecto ambiental este puede extrapolarse al hombre a partir del re-uso del agua para su potabilización. Un ejemplo de esto puede leerse en el artículo escrito por Scruggs et al (2005) en la revista Water Environment and Technology, titulado “Disrruptores hormonales en efluentes: cuál es el próximo paso ?
Allí se empiezan a discutir la eficiencia de los diferentes tratamientos para remover estas sustancias, ya sean químicos y/o biológicos. Sustancias que pueden estar relacionadas directamente con la actividad industrial, por ejemplo el Nonilfenol, producto de la degradación final de detergentes no-iónicos, compuesto agonista del estrógeno, el cual produce alteraciones histológicas en las gónadas de los individuos machos, que provocan su esterilidad parcial o total.
La necesidad de monitorear sustancias que puedan bioacumularse tiene doble interés. Por un lado, al ser bioacumuladas pueden ser transferidas a los niveles tróficos superiores, en las cadenas alimenticias de los ecosistemas acuáticos. Por otro lado, su detoxificación por parte de los organismos puede implicar la producción de metabolitos que tengan poder genotóxico, es decir capaces de alterar la estructura química del ADN. De la misma manera que ocurre con la evaluación de la toxicidad de un efluente, el poder genotóxico del mismo puede ser el resultado de la interacción de todos los compuestos químicos presentes en la matriz líquida. Existen diferentes protocolos aceptados internacionalmente para evaluar la genotoxicidad de residuos líquidos, lixiviados o muestras sólidas. Gert-Jan de Maagd (2000) realizó una exhaustiva revisión acerca de los protocolos analíticos para monitorear sustancias potencialmente bioacumulables presentes en efluentes líquidos. El mismo autor junto a M. Tonkes revisan los tests más apropiados para evaluar la genotoxicidad de efluentes industriales. Di Marzio et al (2005) presentan un método mediante el cual se puede evidenciar la potencia genotóxica de este tipo de muestras. Asimismo, la ecotoxicidad de residuos industriales sólidos puede evaluarse siguiendo el protocolo presentado por Di Marzio et al (1999).
1-Remoción de carga orgánica (DQO, DBO), sólidos suspensión, nitrógeno y fósforo (Situación argentina)
2- Remoción de ecotoxicidad aguda
3- Remoción de ecotoxicidad crónica
4- Remoción de sustancias:
5- Bioacumulables
6- Genotóxicas
7- Disrruptores hormonales
En principio, esto implica un estricto control en la remoción de carbono pero además de nitrógeno y fósforo, principalmente por medios biológicos. Lo cual significa incluir en el diseño de un sistema de tratamiento, por lodos activados por ejemplo, cámaras anóxicas y anaeróbicas, respectivamente. Sistemas combinados de lodos activados para remoción de carbono en serie con un sistema Nitro-DeNitro para remover el nitrógeno, vía nitrificación-denitrificación. Asimismo, implica un seguimiento adecuado de las formas químicas del nitrógeno y fósforo que estarán biodisponibles en los cuerpos de agua y que podrán disparar procesos de eutrofización. Por ejemplo, a la medida de fósforo total exigida en la legislación, se debería incluir la determinación de la concentración de su forma biodisponible o fósforo soluble.
ñlmPor otro lado, la determinación de los compuestos nitrogenados debería hacerse teniendo en cuenta las formas biodisponibles más relevantes para los microorganismos como Amonio y Nitratos. El Nitrito sería rápidamente oxidado en sistemas aeróbicos y su control como indicador de posible agente eutrofizador no tendría validez. Sin embargo, muchos cuerpos de agua de la provincia de Buenos Aires (ver más adelante el caso del río Luján) presentan un déficit permanente de oxígeno disuelto, retrasando todos los procesos que impliquen utilización del mismo, ya sea para quimiosíntesis o para respiración metabólica. En este caso, los nitritos pueden acumularse en el sistema y reaccionar con compuestos orgánicos generando tóxicos en el ambiente. La modificación 336/2003 propuesta por la Autoridad del Agua de la provincia de Buenos Aires, respecto al nitrógeno, presenta tres parámetros: N-NH3, N-orgánico y N-total por Kjeldahl, este último es la suma de los dos anteriores. Es decir no incluye una verdadera medida de nitrógeno total = N-inorgánico (NH3+NO2-+NO3-) + N-orgánico.
Un sistema de lodos activados tradicional descarga el nitrógeno, si el sistema funciona bien, principalmente como nitratos. Por supuesto que si el cuerpo de agua carece de oxígeno es probable que el nitrato sea “denitrificado” y pase a la atmósfera como nitrógeno gaseoso. Lamentablemente, este ambiente carecerá de vida aeróbica.
Referido a todos estos aspectos, sin duda que es más que valioso o casi obligatorio la opinión y sugerencias de un Limnólogo, que como aquel que estudia la biología de las aguas continentales, podrá aportar valiosa información acerca de qué y cuánto permitir en la descarga de los parámetros discutidos más arriba. Como por ejemplo es urgente definir aquello que en la normativa ADA está escrito en relación a descargas de nitrógeno y fósforo, como “Estos limites serán exigidos en las descargas a lagos, lagunas o ambientes favorables a procesos de eutroficación. De ser necesario, se fijara la carga total diaria permisible en kg/día de Fósforo Total y de Nitrógeno Total”. Si este es el caso no se observa en la normativa ninguna variable que permita definir si el ambiente es susceptible o no a eutroficarse. Siguiendo viejas teorías limnológicas, eso ocurriría con un lago del sur argentino por ejemplo. Sin embargo, las floraciones algales y en muchos casos de algas cianofitas, las cuales producen cianotoxinas, son frecuentes en canales, arroyos, ríos y lagunas de la provincia de Buenos Aires, a priori no susceptibles. Asimismo, la mortandad de peces por disminución aguda de la concentración de oxígeno disuelto en el agua como resultado de un proceso eutrófico, es un hecho frecuente en los ambientes acuáticos bonaerenses. Sin dudas, que un buen punto de partida es definir líneas de base de calidad de agua sobre las cuales comparar las diferentes situaciones y contribuir a mantener o mejorar el estándar de calidad.
El concepto de toxicidad del efluente, ha tenido diferentes interpretaciones. La toxicidad de una sustancia o mezcla de sustancias, está definida por sus concentraciones individuales y por el tiempo de exposición a los que están sometidos los organismos. Un concepto inicial propuesto en la descarga de efluentes, era que los líquidos deberían estar “libres de sustancias tóxicas en cantidades tóxicas”. La medida directa de la toxicidad de efluentes es definida por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (US EPA) como “Whole Effluent Toxicity” o WET (toxicidad total o integrada del efluente). La idea del WET fue posterior a la idea de controlar las descargas a partir de la medida de las concentraciones de compuestos químicos individuales o químico-específico. Asimismo, posterior al WET es el concepto que un análisis protectivo del ambiente, implicaría la biovaloración o el estudio in situ en los ambientes que reciben descargas de efluentes líquidos.
Esto arroja un acercamiento integrado de la evaluación del impacto ambiental asociado a dichas descargas, el cual incluye:
Concentración tóxico-específico
Biovaloración ambiente- específico
WET
Las etapas posteriores del control de la descarga de efluentes referidas a incluir en el monitoreo la presencia de sustancias potencialmente bioacumulables, genotóxicas y disrruptores hormonales, está tomando mayor relevancia, al punto que, estos temas en discusión solamente en revistas científicas de Ecotoxicología; aparecen hoy en revistas técnicas vinculadas directamente con los procesos industriales para removerlas o para buscar sustitutos químicos y de esa manera dejar de utilizarlas. El interés está relacionado al hecho que además del efecto ambiental este puede extrapolarse al hombre a partir del re-uso del agua para su potabilización. Un ejemplo de esto puede leerse en el artículo escrito por Scruggs et al (2005) en la revista Water Environment and Technology, titulado “Disrruptores hormonales en efluentes: cuál es el próximo paso ?
Allí se empiezan a discutir la eficiencia de los diferentes tratamientos para remover estas sustancias, ya sean químicos y/o biológicos. Sustancias que pueden estar relacionadas directamente con la actividad industrial, por ejemplo el Nonilfenol, producto de la degradación final de detergentes no-iónicos, compuesto agonista del estrógeno, el cual produce alteraciones histológicas en las gónadas de los individuos machos, que provocan su esterilidad parcial o total.
La necesidad de monitorear sustancias que puedan bioacumularse tiene doble interés. Por un lado, al ser bioacumuladas pueden ser transferidas a los niveles tróficos superiores, en las cadenas alimenticias de los ecosistemas acuáticos. Por otro lado, su detoxificación por parte de los organismos puede implicar la producción de metabolitos que tengan poder genotóxico, es decir capaces de alterar la estructura química del ADN. De la misma manera que ocurre con la evaluación de la toxicidad de un efluente, el poder genotóxico del mismo puede ser el resultado de la interacción de todos los compuestos químicos presentes en la matriz líquida. Existen diferentes protocolos aceptados internacionalmente para evaluar la genotoxicidad de residuos líquidos, lixiviados o muestras sólidas. Gert-Jan de Maagd (2000) realizó una exhaustiva revisión acerca de los protocolos analíticos para monitorear sustancias potencialmente bioacumulables presentes en efluentes líquidos. El mismo autor junto a M. Tonkes revisan los tests más apropiados para evaluar la genotoxicidad de efluentes industriales. Di Marzio et al (2005) presentan un método mediante el cual se puede evidenciar la potencia genotóxica de este tipo de muestras. Asimismo, la ecotoxicidad de residuos industriales sólidos puede evaluarse siguiendo el protocolo presentado por Di Marzio et al (1999).
posted by Ecotoxicología at
6:36 AM
|
0 comments
