Diseño de tecnologías para descontaminación de aguas
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UNIVERSIDAD EARTH DISEÑO DE TECNOLOGÍAS PARA LA DESCONTAMINACIÓN DE AGUAS RESIDUALES EN SISTEMAS AGROPECUARIOS Por PATRICIA MARIA A RECALDE PINEDA JUAN DIEGO ARAYA MURILLO Trabajo de graduación presentado como requisito parcial para optar al título de INGENIERO(A) AGRÓNOMO(A) Con el grado de LICENCIATURA Guácimo, Costa Rica Diciembre, 2006 Trabajo de graduación presentado como requisito parcial para optar al título de Ingeniero Agrónomo con el grado de Licenciatura Profesora Asesor ____________________________ B. K. Singh, Ph.D. Profesor Asesor ____________________________ Jane Yeomans, Ph.D. Decano ____________________________ Marlon Brevé, Ph.D. Candidata ____________________________ Patricia María Recalde Pineda Candidato ____________________________ Juan Diego Araya Murillo Diciembre, 2006 iii DEDICATORIA A Dios que me dio la oportunidad de la vida, su compañía y guía intachable en cada etapa de esta hermosa experiencia. A mis padres Julio y Ninfa, quienes con amor inigualable me concedieron parte de sus vidas e inculcaron una vida de valores, la visión de entrega y servicio a los demás. A mis hermanas Raquel, Maria José, por ser una fuente inagotable de amor y amistad incondicional. A quienes con espíritu de entrega y bendición de Dios luchan cada día por entregar un mundo en mejores condiciones a las futuras generaciones. Patricia Recalde Pineda A Dios por la vida, por mi familia y por tantas personas especiales que me rodean. A mis padres Jorge Arturo Araya Chacón y Thais María Murillo Sancho, por haberme apoyado incondicionalmente y haberme alentado día tras día a dar lo mejor de mí. A mis tres hermanos Oscar, Ligia y Laurita, a quienes con mucho aprecio y orgullo les presento este ejemplo de superación. A Marta, por haber sido fuente de inspiración inagotable y colaborar en que este sueño se hiciera realidad. A todas las personas que me apoyaron directa e indirectamente durante estos cuatro años a que mi formación culminara de la mejor manera. A mis compañeros, que durante cuatro años lograron calar en mí, un nuevo concepto de amistad, y muy especialmente al equipo PARATICO. v A EARTH, por haberme legado el conocimiento y las herramientas necesarias para servir a los demás comprometidamente y dejar así, muy en alto el nombre de la Institución. Juan Diego Araya Murillo vi AGRADECIMIENTO A Juanito por su amistad, entrega y dedicación inigualable en la preparación, desarrollo y culminación de la investigación. A los profesores de facultad, especialmente a Jane Yeomans y B.K. Singh por su guía constante y su aporte desinteresado en mi formación profesional y personal. A Herbert Arrieta y el personal del laboratorio de suelos, por su colaboración en el desarrollo de la investigación. A Alonso, por su guía y ejemplo implacable de perseverancia y arduo trabajo. A los amigos, quienes compartiendo lo mejor de sí mismos, formaron parte de mi vida y ayudaron a calar el día a día. A la comunidad EARTH, por demostrarme que la lucha por el desarrollo ambiental y humano no es solo el objetivo de una actividad sino el sentido de la vida misma. Patricia Recalde Pineda A Patricia por su esfuerzo, paciencia y dedicación. Gracias Pathy por ayudarme a ser una persona más crítica y conciente en todas mis actividades. A los profesores Jane Yeomans y B.K. Singh por su interés, tiempo, conocimiento y dedicación durante el desarrollo de este trabajo. Al equipo del Laboratorio de Suelos y Aguas liderado por Herbert Arrieta, por su gran ayuda, tanto técnica como personal durante estos cuatro años de carrera. A mis padres, a mis hermanos y a Martita por el apoyo brindado en todas mis actividades. A mis compañeros, por convertirse en mis hermanos y compartir los mejores momentos de mi vida. Juan Diego Araya Murillo vii RESUMEN En Costa Rica el 95 % de las aguas residuales son vertidas a cuerpos de aguas naturales, ocasionando graves daños ambientales. Dos grandes sectores pecuarios productores de contaminación son la explotación lechera y acuícola. El estudio tuvo por objetivo el diseño de tecnologías de descontaminación de aguas residuales para estos dos sistemas, mediante el diseño y construcción de un sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales y su evaluación mediante el análisis químico y físico. La tecnología de descontaminación para las aguas residuales fue con base en productos de acción biológica, EM (Microorganismos Eficaces) y SINMAX (Producto de Saneamiento Hídrico), desarrollada en reactores aeróbicos y anaerobios. El modelo experimental consistió en seis tratamientos con dos repeticiones cada uno. Estos tratamientos fueron: testigo aeróbico, testigo anaeróbico, EM aeróbico, EM anaeróbico, SINMAX aeróbico y SINMAX anaeróbico. Cada tratamiento tuvo una duración de una semana. En el desarrollo del tratamiento se tomaron datos del pH y redox diariamente y datos de la turbidez, sólidos (suspendidos, sedimentables y totales), amonio, nitratos, fosfatos, DBO y DQO, al inicio y al final cada tratamiento. Los resultados fueron sometidos bajo el análisis de varianza de Fisher. Se encontraron diferencias significativas entre tratamientos. Los resultaron indicaron una mayor tasa de descomposición de la materia orgánica con los tratamientos de EM y SINMAX, por lo que presentaron una reducción de la carga orgánica. La evaluación de los parámetros demostró una mayor actividad biológica en los tratamientos con SINMAX bajo condiciones anaeróbicas para las dos explotaciones, mientras que EM obtuvo mejores resultados en condiciones aeróbicas en aguas de lechería. En aguas con altas concentraciones de sales, de explotación camaronera, el SINMAX desarrolló mayores reacciones y compuestos orgánicos lentamente biodegradables (DQO) debido a las enzimas y los microorganismos en el producto. Palabras descomposición, claves: Condiciones descontaminación, aeróbicas, EM (Producto de Saneamiento Hídrico). ix condiciones (Microorganismos anaeróbicas, Eficaces), SINMAX, Recalde P.; Araya J. 2006. Diseño de tecnologías para la descontaminación de aguas residuales en sistemas agropecuarios. Proyecto de Graduación. Lic. Ing. Agr. Guácimo, CR, EARTH. 54 p. x ABSTRACT In Costa Rica, 95% of residual waters are discharged into natural bodies of water, causing serious negative environmental impacts. Two agricultural sectors, which contribute to this environmental contamination, are dairy and shrimp production. The objective of this study was to design technologies for the decontamination of residual waters from these production systems, with the design and construction of a simulation system of wastewater decontamination and its evaluation through physical and chemical analysis. The technology was developed using the biological products, EM (Efficient Microorganisms) and SINMAX (Water Decontamination Product), in aerobic and anaerobic reactors. The experimental model consisted of six treatments each with two repetitions. The treatments were aerobic control, anaerobic control, aerobic EM, anaerobic EM, aerobic SINMAX, and anaerobic SINMAX. Residual water samples were incubated for one week during which time pH and redox readings were taken daily. The samples were analyzed for turbidity, solids (suspended, settleable and total), NH4+, NO3-, PO4-3, BOD, and COD, at the beginning and end of the incubation period. The treatments of EM and SINMAX significantly increased the rate of organic matter decomposition, as indicated by the reduced organic content of the water. Greater biological activity occurred with SINMAX treatments, under anaerobic conditions, for both production systems. Better results were obtained with EM in aerobic conditions in the residual water from diary production. In the residual water from shrimp production, which had a high salt concentration, SINMAX was more reactive, and produced higher concentrations of slowly biodegradable organic compounds (COD), due to the enzymes and the microorganisms in the product. Key Words: Aerobic Condition, Anaerobic Condition, decomposition, decontamination, EM (Effective Microorganisms), SINMAX (Hydric Cleaning Product). Recalde P.; Araya J. 2006. Diseño de tecnologías para la descontaminación de aguas residuales en sistemas agropecuarios. Proyecto de Graduación. Lic. Ing. Agr. Guácimo, CR, EARTH. 54 p. xi TABLA DE CONTENIDO Página DEDICATORIA ................................................................................................. V AGRADECIMIENTO ....................................................................................... VII RESUMEN ....................................................................................................... IX ABSTRACT...................................................................................................... XI TABLA DE CONTENIDO ............................................................................... XIII LISTA DE CUADROS ..................................................................................... XV LISTA DE FIGURAS ...................................................................................... XVI 1 INTRODUCCIÓN................................................................................................1 2 OBJETIVOS .......................................................................................................3 2.1 OBJETIVO GENERAL...............................................................................3 2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS .....................................................................3 3 REVISIÓN DE LITERATURA.............................................................................4 3.1 USO DEL AGUA EN SISTEMAS AGRÍCOLAS.........................................4 3.2 AGUAS RESIDUALES EN SISTEMAS AGRÍCOLAS................................4 3.2.1 Lecherías .....................................................................................4 3.2.2 Camaroneras ...............................................................................5 3.3 CONTAMINACIÓN DE AGUAS.................................................................5 3.4 TECNOLOGÍAS EXISTENTES .................................................................6 3.5 SISTEMAS DE DESCONTAMINACIÓN BIOLÓGICOS ............................7 3.6 DESCRIPCIÓN DE LOS PARÁMETROS DE CALIDAD ...........................8 3.6.1 Propiedades Físicas ....................................................................8 3.6.2 Propiedades Químicas.................................................................9 3.7 LEGISLACIÓN DE VERTIDO DE AGUAS ................................................9 4 MATERIALES Y MÉTODOS ............................................................................ 11 4.1 DISEÑO Y CONSTRUCCIÓN DE SISTEMA DE SIMULACIÓN ............. 11 4.2 DESCRIPCIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES DE LOS SISTEMAS ESTUDIADOS ...................................................................... 12 4.2.1 Sistema de Producción, Finca Pecuaria Integrada (FPI) ........... 12 4.2.2 Descripción del Sistema de Producción Camaronera................ 12 4.2.3 Recolección y traslado de aguas ............................................... 13 4.3 DISEÑO DEL SISTEMA DE DESCONTAMINACIÓN.............................. 13 4.3.1 Simulación preliminar................................................................. 13 4.3.2 Tratamientos.............................................................................. 13 4.3.3 Diseño experimental .................................................................. 14 5 RESULTADOS Y DISCUSIÓN......................................................................... 15 5.1 DISEÑO Y CONSTRUCCIÓN DEL SISTEMA DE SIMULACIÓN ........... 15 xiii 5.2 ANÁLISIS Y EVALUACIÓN DE LA RESPUESTA DE LAS AGUAS A LA TECNOLOGÍA DE DESCONTAMINACIÓN ................................... 18 5.2.1 Explotación lechera ................................................................... 18 5.2.2 Explotación camaronera............................................................ 26 6 CONCLUSIONES ............................................................................................ 33 7 RECOMENDACIONES .................................................................................... 36 8 REFERENCIAS CITADAS............................................................................... 37 xiv LISTA DE CUADROS Cuadro Página Cuadro 1. Valores iniciales promedio de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH. .........................................................................................19 Cuadro 2. Valores iniciales promedio de las aguas residuales del sistema de producción camaronero. ...............................................................................26 xv LISTA DE FIGURAS Figura Página Figura 1. Diseño del sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales. ..................................................................................................... 11 Figura 2. Comportamiento de la conductividad eléctrica en aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas............ 16 Figura 3. Comportamiento del redox en aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. .................................. 17 Figura 4. Comportamiento del pH en aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. .................................. 18 Figura 5. Comportamiento de las variables secundarias durante el desarrollo de los tratamientos de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH...... 20 Figura 6. Cambio en concentraciones de NH4+, NO3- y PO4-3 de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. ............................................................ 22 Figura 7. Cambio en concentraciones de DBO, DQO y sólidos suspendidos de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. ..................................... 24 Figura 8. Apariencia visual de las aguas de lechería después del período de tratamiento en condiciones aeróbicas (balón izquierdo) y en condiciones anaeróbicas (balón derecho). ........................................................................ 25 Figura 9. Comportamiento de las variables secundarias durante el desarrollo de los tratamientos de las aguas residuales del sistema de producción camaronero.................................................................................................... 27 Figura 10. Cambio en concentraciones de NH4+, NO3- y PO4-3 de las aguas residuales del sistema de producción camaronero después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico..................................... 29 Figura 11. Cambio en concentraciones de DBO, DQO y sólidos suspendidos de las aguas residuales del sistema de producción camaronero después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. ............... 31 xvi 1 INTRODUCCIÓN El agua es un recurso natural indispensable para el ser humano; gran parte de ella se encuentra en forma de agua salada, mientras que solo el 3 % de los recursos hídricos globales corresponden a agua dulce. Estudios indican que la demanda hídrica a nivel mundial tiene un ritmo ascendente. El principal usuario de este recurso en latino América y el Caribe, con un consumo mayor al 70 %, es el sector agricultura (FAO 2003). En el contexto de América Central, "The World Water", en su informe acerca de los recursos hídricos, posiciona a Costa Rica como unos de los países más ricos en oferta hídrica de la región centroamericana, con 112,4 kilómetros cúbicos y en primer lugar con 29 579 metros cúbicos por año por cada habitante (Gleick 2002). Sin embargo, la calidad de ésta se ve deteriorada en gran parte por el desarrollo de la actividad agrícola. Causa del uso inadecuado de este recurso natural y a la inaplicabilidad de sistemas de descontaminación, se han encontrado cada vez niveles crecientes de nitratos en las aguas subterráneas debidas a la aplicación intensiva de fertilizantes que se lixivian a los mantos acuíferos (UNA 2004). La contaminación de los ecosistemas acuáticos se presenta como una amenaza no solo para los organismos que habitan en él, sino para la salud pública en general, ya que pueden convertirse en hospederos de patógenos, poniendo en riesgo la salud pública. Es por eso que la aplicación de sistemas de descontaminación de aguas y el uso racional de este recurso se presenta como alternativas para subsanar este problema. Costa Rica ha revalorizado la importancia de estas áreas y la calidad del agua; así, en el decreto ejecutivo sobre el Reglamento de Reuso y Vertido de aguas Residuales, consideran que proteger el recurso hídrico es proteger la salud del hombre y la vida sobre la tierra, siendo este un elemento sustancial para alcanzar el desarrollo sostenible del país. Aclara también que la contaminación de aguas es uno de los problemas de mayor incidencia negativa en el ambiente, favoreciendo a la proliferación de enfermedades de contagio hídrico, reduciendo la disponibilidad de esta y 1 aumentando el costo de suministro de agua para el consumo humano y exponiendo a la extinción, a las especies que en estos ecosistemas habitan (Ministero de Salud 1997). Por ello, es indisputablemente necesario el manejo integral y sostenible de este recurso, mediante el desarrollo de tecnologías limpias que promuevan y mejoren la calidad de aguas. Sin embargo, tanto la existencia como la disponibilidad de estos sistemas aún son limitadas. Con el desarrollo de sistemas de descontaminación de aguas se generaría información y tecnologías transferibles, a sistemas donde el uso de insumos agrícolas y demanda de agua es alta como sistemas lecheros y acuícolas. El siguiente estudio tiene como objetivo diseñar tecnologías de descontaminación de aguas residuales provenientes de dos diferentes sistemas, explotación lechera y de acuícola. El estudio consistió en el diseño y construcción de un sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales de dichos sistemas y posteriormente se evaluó la respuesta de las aguas a las tecnologías de descontaminación mediante el análisis químico y físico. 2 2 2.1 OBJETIVOS OBJETIVO GENERAL • Diseñar tecnologías de descontaminación de aguas residuales provenientes de dos diferentes sistemas 2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS • Diseñar un sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales provenientes de diferentes sistemas. • Construir el sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales previamente diseñado. • Recolectar aguas residuales provenientes de dos diferentes sistemas: lechería y camaroneras. • Analizar las características físicas y químicas de las aguas residuales, antes y después de cada tratamiento de descontaminación. 3 3 3.1 REVISIÓN DE LITERATURA USO DEL AGUA EN SISTEMAS AGRÍCOLAS La extracción total de agua en Costa Rica es cercana a los 5,77 km3 año-1 (FAO 2005). El 98 % del total utilizada en las diferentes actividades humanas es proveniente de aguas superficiales. Después del uso de agua para la producción de energía hidroeléctrica (69 %), el sector agrícola ocupa el segundo lugar con un 28,3 % (UNA 2004). 3.2 AGUAS RESIDUALES EN SISTEMAS AGRÍCOLAS Los sistemas agrícolas son unos de los grandes productores de aguas residuales en el país. Con la intensificación de la agricultura, se ha venido aumentando el aporte de insumos externos en dichas explotaciones, dando lugar a distintas formas de impureza del agua. Entre ellas puede nombrar: las impurezas físicas (disueltas y por suspensión), químicas (orgánicas e inorgánicas) y biológicas (plantas, animales y protistas) (Kiely 2003). Según el Décimo Informe del Estado de la Nación (2004), tan solo el 5 % de las aguas residuales del país recibe tratamiento previo al vertido. Esto sugiere que el 95 % de las aguas residuales son vertidas a cuerpos de aguas, ocasionando graves daños ambientales, económicamente no cuantificables (Peña 2004). 3.2.1 Lecherías Uno de los sistemas productores de contaminación son las explotaciones lecheras. En Costa Rica, el canal superficial otorgado para el desarrollo de esta actividad es de 4700 m3 año-1 (CNHM 2002). Debido a que los animales absorben aproximadamente el 15 % de los nutrientes proporcionados por la alimentación y lo restante lo excretan, las aguas residuales producto de esta actividad tienen un exceso de nutrientes, materia orgánica y compuestos reactivos. Las aguas residuales resultantes de esta actividad mayoritariamente son vertidas sin previo tratamiento a los causes de aguas superficiales. Un reducido porcentaje recibe diversos tratamientos; algunos de ellos son: tratamientos en humedales naturales y artificiales con plantas acuáticas, tratamientos en sistemas con canaletas, 4 digestión anaeróbica para la producción de biogás, filtro de sólidos para su posterior compostaje y filtros de arena para la captura de sólidos. 3.2.2 Camaroneras La acuicultura es la actividad agrícola que se encarga del cultivo de peces, reptiles, anfibios, crustáceos, moluscos y plantas en el agua. Esta actividad produce una demanda anual de 7,29 x 108 m3 de agua por año (CNHM 2002). En el caso específico de las producciones camaroneras, antes del ingreso de las larvas a los estanques, es necesario fertilizar las aguas. Esta fertilización se realiza con concentrados que tienen una gran cantidad de nutrientes. Con los recambios de agua, así como al término de la actividad productiva estas aguas euforificadas son vertidas a los canales de aguas, como los manglares. Mínimas cantidades de las aguas residuales de esta actividad son tratadas mediante humedales artificiales o naturales; sin embargo, este sistema demanda grandes extensiones de tierra. Esta actividad productiva debido a su alto consumo de insumos agrícolas, causa grandes impactos sobre los humedales y manglares de las zonas costeras. Al mismo tiempo, la tala de manglares, destrucción de lagunas y pérdida de la diversidad de dicho ecosistemas, contribuyen a la degradación del medio ambiente circundante (Tribunal Centroamericano del Agua 2004). 3.3 CONTAMINACIÓN DE AGUAS Existen varias formas de contaminación de aguas: la contaminación orgánica, euforización, la acidificación, contaminación por metales pesados, venenos orgánicos, por radioactividad y calor (Kiely 2003). Las explotaciones lecheras y camaroneras generan principalmente los tres primeros tipos de contaminación. La contaminación orgánica se produce por el vertido de grandes cantidades de materia orgánica a los causes de aguas. La descomposición de ésta reduce los niveles de oxígeno disuelto en el agua y liberan grandes cantidades de nitratos y fosfatos. Esto produce la multiplicación de bacterias anaeróbicas que reducen la materia orgánica, cuyos productos son tóxicos para otros organismos (Kiely 2003). 5 La eutroficación es una sobre carga de nutrientes en el agua, principalmente del nitrógeno y del fósforo. Dicha contaminación tiene efectos adversos en las aguas, debido a que puede darse una proliferación masiva de algas (seciles y planctónicas), algunas de ellas tóxicas. La descomposición de estas algas consume el oxígeno del agua y los animales que habitan en ella mueren o abandonan la zona afectada. También el aumento de los residuos de nutrientes puede provocar un cambio en la vegetación acuática. Tal desequilibrio del ecosistema natural, y la alteración química del agua, convierten al medio acuático inadecuados para usos recreativos y hospederos de posibles patógenos que ponen el riesgo la salud humana (Kiely 2003). Debido a la liberación de hidronios, por la descomposición de la materia orgánica y acción de las bacterias anaeróbicas, se produce una acidificación del medio acuático. Tales efectos influyen directamente o indirectamente sobre los organismos, de manera directa por la tensión fisiológica del medio e indirecta por la reducción de la oferta de comida (Kiely 2003). 3.4 TECNOLOGÍAS EXISTENTES Los primeros diseños de procesos y plantas de tratamiento se basaban en el empleo secuencial de métodos físicos y químicos, removiendo gran parte de los contaminantes de las aguas residuales. Estas tecnologías de descontaminación fisicoquímica son muy costosas y requieren de infraestructura muy especial para realizarse. Muchas veces no es factible realizarlos por la elevada inversión requerida (Fontúrbel e Ibáñez 2004). En la actualidad existen diversos procedimientos para la descontaminación hídrica. Emplean sistemas tan simples como la aplicación alternativa de cloro para aguas con bajos niveles de contaminación biológica, hasta tratamientos especiales de aguas que consisten, por ejemplo, en la eliminación de colores o algas del medio (Kiely 2003). Dichos tratamientos poseen elevados costos, y algunos presentan cerca de seis clases de tratamientos neutralización, sedimentación), distintos: ablandamiento), tratamientos pretratamiento tratamientos secundarios 6 (aireación, primarios (filtración), almacenamiento, (coagulación, desinfección, mezclado, tratamientos avanzados (absorción, carbón activado, separación de compuestos halogenados) y floculación. La complejidad de estos sistemas reduce a la accesibilidad a cualquiera que sea la industria, principalmente en el área agrícola y pecuaria. Una importante ventaja que presentan estas tecnologías es la alta eficiencia de descontaminación (Kiely 2003). El uso de microorganismos como herramienta de purificación hídrica es muy reciente. Una de las premisas que se ha tomado con respecto a esta herramienta es que todos los ecosistemas naturales poseen microorganismos capaces de metabolizar los compuestos tóxicos y xenobióticos, aunque éstos suelen encontrarse en proporciones menores al 1 % de la comunidad microbiana (Fontúrbel e Ibáñez 2004). Esta premisa se ha cumplido casi en todos los casos que en la actualidad han sido estudiados (Fontúrbel e Ibáñez 2004). Esta ventaja permite afirmar que en el planeta existen microorganismos capaces de producir o degradar prácticamente cualquier tipo de sustancia natural, presentándose como una oportunidad para la descontaminación de aguas a menor costo y menor tiempo, con respecto a las técnicas tradicionales. Otra de las ventajas que se pueden agregar a estos sistemas es la flexibilidad de trabajar en condiciones aeróbicas y anaeróbicas, dependiendo del tipo de organismo utilizado, origen de los residuos y la disponibilidad de equipos y materiales. 3.5 SISTEMAS DE DESCONTAMINACIÓN BIOLÓGICOS El tratamiento biológico del agua residual consiste en la utilización de microorganismos para la promoción del proceso de regeneración del agua. En dicho tratamiento, sea éste aeróbico o anaeróbico, los microorganismos descomponen la materia orgánica en compuestos más simples como nitratos y fosfatos liberando dióxido de carbono (Tchobanoglous y Burton 1991). Ciertos tipos de microorganismos como los cimógenos reducen la materia orgánica en estados solubles, mientras que otros consumen estos nutrientes, produciendo grandes cantidades de antioxidantes. Por medio de la acción de los microorganismos y condiciones específicas, se puede lograr la eliminación del amoniaco y nitrato, así como también por medio de otras bacterias como la Acinetobacter se puede lograr la eliminación del fósforo (Higa 2002). 7 Los sistemas de tratamiento biológico de agua se pueden realizar en condiciones tanto aeróbicas como anaeróbicas. El sistema de tratamiento aeróbico de aguas residuales consiste en la utilización de oxígeno con bacterias oxígeno-dependientes que descomponen la materia orgánica. En el anaeróbico se utilizan microorganismos que no necesitan oxígeno para el desarrollo metabólico (TECNUN 2005). 3.6 DESCRIPCIÓN DE LOS PARÁMETROS DE CALIDAD 3.6.1 Propiedades Físicas La calidad de aguas está dada por una serie de variables físicas, tales como los sólidos, temperatura, turbidez, color y olor que ésta posea. Estas variables interactúan entre si y determinan las propiedades químicas y viceversa. Seoanez (1999) afirma que la mayoría de las propiedades químicas están dadas por el contenido de sólidos en el agua, estén éstas disueltas, suspendidas o precipitadas en el fondo de las masas de aguas. La temperatura cumple un papel muy importante en la calidad de aguas, ya que inciden en la fauna y la flora del medio, así como sobre la velocidad en que se desarrollen las distintas reacciones químicas (Seoanez 1999). Según Roldan (2003), la solubilidad del oxígeno se ve afectada por la variación de la temperatura, pudiendo el agua aumentar la solubilidad de oxígeno en un 40 % al bajar la temperatura de 25 °C a 0 °C, debido a que en el agua fría, las moléculas retienen en sus estructuras, mayor cantidad de oxígeno. La turbidez es el grado de opacidad que posee el agua debida a la materia orgánica en suspensión. Esta va directamente relacionada con colores que van desde el azul hasta el rojo. Así, las aguas eutróficas poseen colores amarillentos y azulados pardos, debido al fitoplancton que en estos medios se desarrolla (Roldan 2003). El olor en estos sistemas es causado por la descomposición de la materia orgánica y puede ser medida por la cantidad de sustancias volátiles como el metano, mercaptanos y ácido sulfhídrico (Seoanez 1999). 8 3.6.2 Propiedades Químicas El oxígeno disuelto es utilizado por la fauna y flora acuática, tanto en su metabolismo como en la descomposición de materiales orgánicos y desarrollo de reacciones. Las altas demandas bioquímicas de oxígeno (cantidad de oxigeno disuelto consumido por lo microorganismos, DBO) y demanda química de oxígeno (cantidad de oxigeno necesario para oxidar las sustancias orgánicas del agua, DQO) no solo conlleva a la generación de problemas de malos olores, sino también a la pérdida de las vidas presentes en el medio (Aqueveque 2002, Kiely 2003). Las plantas y las algas toman los nitratos durante la síntesis de proteínas para la formación de tejidos. Cuando estos organismos mueren, éstas se descomponen primero en amonio, seguidamente a nitritos y finalmente a nitratos. Así, las altas concentraciones de amonio y nitritos en las masas de aguas son evidencias de contaminación (Aqueveque 2002). Así mismo, el fósforo interviene activamente en la formación de las estructuras de organismos, en forma de ácidos nucleicos y moléculas de ATP. Con tan solo miligramos de concentraciones de fósforo, es suficiente para disparar el crecimiento del fitoplancton del medio, los cuales reducen el oxígeno del medio y modifican el ecosistema (Kiely 2003). La capacidad del agua para conducir una corriente eléctrica y la cantidad de sales disueltas en el agua, impactan considerablemente la calidad de uso del agua. Éstos pueden provocar problemas de adaptación de organismos que habitan el sistema acuático, debido no solo al déficit de oxígeno al que se halla ligado al segundo factor, sino también por sus mecanismos de osmoregulación (Roldan 2003). El pH del agua influye directamente en los organismos presentes en el agua, así como también en el desarrollo de reacciones químicas y disponibilidad de nutrientes (Aqueveque 2002). 3.7 LEGISLACIÓN DE VERTIDO DE AGUAS El Reglamento de Reuso y Vertido de Aguas Residuales de Costa Rica (Ministerio de Salud 1997) clasifica éstas en dos tipos: las aguas de tipo ordinario y las aguas de tipo especial. Las aguas ordinarias son aquellas que son generadas por las actividades domésticas del hombre, como el uso de inodoros, duchas, lavatorios, 9 fregaderos y lavado de ropa. Las aguas especiales, por definición, son aquellas de tipo diferente al ordinario. Las leyes de Costa Rica especifican parámetros de análisis obligatorios para el vertido de estos dos tipos de aguas. Dichos parámetros son: DBO5,20, DQO, pH, grasas y aceites (GyA), sólidos sedimentables (SS), sólidos suspendidos (SS) y temperatura (T). También, dependen en la actividad, la ley exigen más parámetros de análisis obligatorios, como metales pesados y poblaciones de coliformes (Ministerio de Salud 1997). La frecuencia mínima de muestreo y análisis para aguas residuales de tipo especial dependen del caudal vertido. La temperatura, pH y SS requieren una frecuencia mínima mensual, si el caudal es menor a 10 m3 día-1, semanal si su caudal varía entre 10 m3 día-1 a 100 m3 día-1 y diario si el volumen diario vertido es mayor a 100 m3 día-1. Para las variables de DBO5,20, DQO, GyA y SST se requiere una frecuencia mínima anual si el caudal es menor a 10 m3 día-1, semestral si el volumen diario vertido varía entre 10 m3 día-1 a 100 m3 día-1 y trimestral si el volumen vertido es superior a 100 m3 por día (Ministerio de Salud 1997). La legislación nacional afirma que la producción agropecuaria, por ser clasificada dentro de las aguas de tipo especial, debe de cumplir con una serie de concentraciones máximas permisibles de contaminantes por actividad. Para el caso de la actividad lechera (Producción Agropecuaria), la concentración de DBO5,20 debe ser inferior a 500 mg L-1, mientras que el valor de DQO debe de ser menor a 800 mg L-1. Los sólidos suspendidos totales no deben sobrepasar 200 mg L-1 y la cantidad de grasas y aceites no está aún definida. Los límites contenidos en dichos parámetros son límites máximos y serán obligatorios para todas las actividades que lo generen (Ministerio de Salud 1997). Para la explotación camaronera, las leyes de Costa Rica no describen cuáles son las concentraciones máximas permisibles de contaminantes en sus vertidos. Esto es un grave problema nacional, ya que no existe una legislación específica para dicha actividad, y por lo tanto, no hay regulación al respecto (Ministerio de Salud 1997). 10 4 4.1 MATERIALES Y MÉTODOS DISEÑO Y CONSTRUCCIÓN DE SISTEMA DE SIMULACIÓN Para la simulación de los sistemas de descontaminación, se ideó una serie de reactores a partir de balones de cristal. Estos balones tienen una capacidad de 5000 mL cada uno, sujetos de un pedestal metálico (Figura 1). En estos reactores se crearon condiciones aeróbicas y anaeróbicas para simular sistemas de descontaminación controlados. Figura 1. Diseño del sistema de simulación de descontaminación de aguas residuales. Para la creación de las condiciones aeróbicas, se utilizó una bomba de aire para la inyección de oxígeno en los balones por medio de una manguera de 4 mm de diámetro. Se utilizó una bomba para peceras de dos salidas de aire. Esta bomba tiene 11 la capacidad de inyectar 12,7 cm3 de aire por segundo a cada balón. El flujo de aire fue inyectado de manera continua durante el desarrollo del experimento. Se les adecuó tapones especiales que permitieron el intercambio de oxígeno en los reactores aeróbicos. La medición de pH y redox en estos balones se realizó mediante la introducción de electrodos móviles. Para las condiciones anaeróbicas, se les ajustó tapones de corcho en cada balón, impidiendo el intercambio de oxígeno del interior del balón con el medio. Cada tapón tuvo dos electrodos fijos, uno para la medición de pH, y otro para la medición del potencial redox. Las mediciones se realizaron mediante un “pH-metro/redox-metro”. Este aparato posee dos puertos o canales de entrada de datos por medio de electrodos, uno para la medición de pH y otro para la medición de redox (mV). 4.2 DESCRIPCIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES DE LOS SISTEMAS ESTUDIADOS 4.2.1 Sistema de Producción, Finca Pecuaria Integrada (FPI) El sistema de descontaminación está abastecido a partir de las aguas residuales de la porqueriza (67 cerdos), corral de inseminación, área de ordeño (65 vacas, 2 ordeños por día), lavado de herramientas y de equipos de ordeño y protección. Estas actividades generan un volumen total de 383,27 m3 por semana (Cocha y Muñoz 2005). Se tomó muestras de aguas en zonas representativas del primer humedal artificial, localizado 10º13’05,6 latitud norte y 83°35’51,9 longitud oeste. Se analizó las aguas para las siguientes variables: turbidez, sólidos (suspendidos, sedimentables y totales), amonio, nitratos, fosfatos, DBO y DQO (Cleseri et al. 1999). 4.2.2 Descripción del Sistema de Producción Camaronera La laguna de la camaronera “El Trébol” está ubicada en Colorado, cantón de Juntas, Guanacaste. Posee un espejo de agua de 6 ha, y una profundidad que varía de 1 m a 1.5 m. Dicha camaronera capta el agua de los manglares para su utilización en el sistema productivo, donde la tasa de recambio de agua es de 3 % diario. Este sistema de producción vierte sus aguas de recambio nuevamente en el manglar cuando éste se encuentra en marea baja, dirigiéndose nuevamente hacia el mar. Se analizó las aguas 12 para las siguientes variables: turbidez, sólidos (suspendidos, sedimentables y totales), amonio, nitratos, fosfatos, DBO y DQO (Cleseri et al. 1999). 4.2.3 Recolección y traslado de aguas La recolección de las muestras se realizó en cada uno de los sitios de estudio: sistema de descontaminación de aguas servidas de la FPI y el sistema de producción intensiva de camarones. En total se recolectó aproximadamente 70 litros de agua, los cuales posteriormente fueron utilizados en los tres tratamientos. Para el caso de las aguas de la FPI, el agua se trasladó a temperatura ambiente en pichingas de 20 litros y se utilizó inmediatamente después del arribo al sitio del experimento, el Laboratorio de Suelos y Aguas (LaSA). Las aguas de la camaronera se trasladaron en galones de 3,785 litros y se colocaron en cubetas con hielo. Una vez llegado al LaSA, se almacenó a 5 °C para su posterior experimento. 4.3 DISEÑO DEL SISTEMA DE DESCONTAMINACIÓN 4.3.1 Simulación preliminar En esta etapa se evaluó el comportamiento de las variables pH, potencial redox y conductividad eléctrica (CE), tanto en condiciones aeróbicas como en condiciones anaeróbicas. Tuvo una duración de 7 días. Las aguas utilizadas fueron provenientes del primer humedal artificial del sistema de descontaminación productiva de la FPI. 4.3.2 Tratamientos Los tratamientos utilizados para el experimento fueron: Testigo, EM (Microorganismos Eficientes) y SINMAX (Producto de Saneamiento Hídrico). El tratamiento testigo estuvo en ausencia de cualquier producto. Tuvo una duración de 7 días y se trabajó en forma aeróbica y anaeróbica. El tratamiento EM consistió en la aplicación de EM activado al 1,5 %. La aplicación se realizó al inicio del período del tratamiento, en el día cero. Una vez aplicado el producto, se mezcló por medio de un mezclador magnético durante un minuto. Seguidamente se colocaron los electrodos y las mangueras de oxigenación correspondientes y se realizó la primera medición. El tiempo de duración fue de 7 días. 13 Para el tratamiento de SINMAX, se realizó una aplicación de SINMAX al 1,5 %. Esta aplicación se realizó al inicio del período del tratamiento. Al igual que en el tratamiento de EM, se mezcló por medio del mezclador magnético durante un minuto y se procedió a la colocación de los electrodos y mangueras de oxigenación correspondientes. El tiempo de duración fue de 7 días. 4.3.3 Diseño experimental El modelo experimental consistió en seis tratamientos con dos repeticiones cada uno. Estos tratamientos fueron: testigo aeróbico, testigo anaeróbico, EM aeróbico, EM anaeróbico, SINMAX aeróbico y SINMAX anaeróbico. Cada tratamiento tuvo una duración de 7 días. Durante este período se realizó una medición diaria de pH y redox. Además, se procedió a analizar las aguas con las siguientes variables: turbidez, sólidos (suspendidos, sedimentables y totales), amonio, nitratos, fosfatos, DBO y DQO (Cleseri et al. 1999). Estas mediciones se realizaron tanto al inicio como al final cada tratamiento. Los datos obtenidos fueron sometidos bajo el análisis de varianza de Fisher. Dicho análisis se utilizó para determinar diferencia significativa al comparar las medias los tratamientos en cada una de las variables analizadas. 14 5 5.1 RESULTADOS Y DISCUSIÓN DISEÑO Y CONSTRUCCIÓN DEL SISTEMA DE SIMULACIÓN Los productos utilizados para la descontaminación de aguas son de acción microbiológica. El EM es un producto elaborado dentro del campus de la Universidad EARTH y posee más de 80 microorganismos diferentes, incluyendo bacterias lácticas, fotosintéticas y levaduras. En este tratamiento se aplicó EM1 previamente activado directamente al agua residual bajo los dos sistemas. El SINMAX (Producto de Saneamiento Hídrico) es un producto a base de microorganismos y enzimas desarrollado por estudiantes de la Universidad EARTH. Se elabora a partir de levaduras (Saccharomyces cerevisiae) y bacterias lácticas (Lactobacillus bulgaricus y Streptococcus thermophilus). Este producto se aplicó directamente al agua residual bajo los dos sistemas. Estos productos son a base de microorganismos, enzimas y metabolitos que permiten la descomposición de la materia orgánica en compuestos más simples. En la naturaleza existen microorganismos aeróbicos y anaeróbicos capaces de mejorar la calidad de las aguas residuales. Así mismo, en las masas de aguas se pueden encontrar éstas dos condiciones, aeróbicas para la superficie y anaeróbicas para las profundidades. Por tal razón, el sistema de descontaminación de aguas residuales diseñado utilizó la digestión biológica para cada una de las condiciones anteriormente mencionadas. Una de las ventajas del sistema de simulación es que permite crear condiciones aeróbicas y anaeróbicas, facilitando la toma continua de datos. Además, es un modelo de simulación relativamente a bajo costo y de fácil instalación y adaptación. Otra de las ventajas es que debido a la utilización de balones de cristal de 5000 mL, permite la observación de los cambios del agua tratada y no requiere altos volúmenes de agua. Este sistema requiere electrodos fijos para la toma continua de datos, además de la calibración periódica de los electrodos de pH. Otro de los requerimientos es la limpieza semanal de los filtros de la bomba de aire, con el fin de evitar el atascamiento y así aumentar la eficiencia de inyección de aire. 15 El pH, redox y CE son parámetros que permiten evaluar la calidad del agua. Mediante una simulación preliminar del sistema de descontaminación, se evaluó el comportamiento de las aguas mediante la medición diaria de dichos parámetros. La conductividad eléctrica durante los 7 días no tuvo diferencia representativa en los dos diferentes sistemas (Figura 2). En el caso del potencial redox, si existió diferencia en su comportamiento según sea su aireación (Figura 3). El potencial redox en el sistema aeróbico se mantuvo en un rango de 200 mV a 300 mV. En el sistema anaeróbico, el redox inició en 270 mV descendiendo a - 400 mV en el día 4, y se mantuvo constante hasta el final del período de muestreo. 16 Aeróbico Anaeróbico 14 mS/cm 12 10 8 6 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Día Figura 2. Comportamiento de la conductividad eléctrica en aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. 16 400 200 Aeróbico Anaeróbico mV 0 -200 -400 -600 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Día Figura 3. Comportamiento del redox en aguas residuales del humedal de la FPIEARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. El comportamiento del pH fue distinto a las demás variables medidas. Esto porque en el sistema aeróbico, las aguas tuvieron una tendencia a disminuir su acidez, mientras que en el caso del sistema anaeróbico, las aguas incrementaron su nivel de acidez (Figura 4). Los resultados obtenidos de esta prueba reflejaron que los tratamientos afectan a las medias en cuanto al pH y el potencial redox. En caso contrario, la conductividad eléctrica no tuvo efecto en los tratamientos. Por esta razón se ideó descartar la medición de la variable de CE para el diseño de la simulación. 17 pH 9 8 pH Aeróbico Anaeróbico 7 6 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 Día Figura 4. Comportamiento del pH en aguas residuales del humedal de la FPIEARTH en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. 5.2 ANÁLISIS Y EVALUACIÓN DE LA RESPUESTA DE LAS AGUAS A LA TECNOLOGÍA DE DESCONTAMINACIÓN 5.2.1 Explotación lechera Las aguas residuales de la FPI poseen una alta carga orgánica. Para la minimización del impacto ambiental de estas aguas sobre el medio, se pasan las aguas por un separador de sólidos y luego por un sistema de digestión anaeróbica. Posteriormente las aguas pasan a un sistema de cuatro humedales artificiales donde reciben tratamiento con diferentes tipos de plantas acuáticas que actúan como filtros, mediante su sistema radical. Las aguas de los humedales artificiales de la FPI poseen un promedio de 0,44 mg L-1 de oxígeno disuelto en la salida del sistema de descontaminación. Las condiciones iniciales de las aguas de los humedales artificiales de la FPI sobre las cuales se evaluó el sistema de descontaminación se detalla a continuación (Cuadro 1). 18 Cuadro 1. Valores iniciales promedio de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH. Turbidez NH4+ NO3- PO4-3 DBO DQO SS NTU -------------------------------------- mg L-1 ------------------------------------ 57,8 0,93 1,11 1,56 23 58 293 El pH inicial del agua fue de 8,0. El pH del testigo, en el sistema aeróbico, no varió durante la semana experimental (Figura 5). Inicialmente, con los tratamientos y en condiciones aeróbicas, el pH del agua bajó, particularmente con el producto EM. Se esperó este resultado debido a que el pH de los productos utilizados fue bajo, con valores de 3,5 para EM y 3,9 para SINMAX. Los valores de pH del agua con los tratamientos de EM y SINMAX presentaron un comportamiento similar, aproximándose a valores por encima de 7 al cabo del séptimo día de tratamiento (Figura 5). En condiciones de anaerobiosis, el tratamiento testigo presentó un valor mínimo de pH de 6,6 al séptimo día, una unidad menos que el pH inicial del agua. Los tratamientos de EM y SINMAX presentaron una acidificación del medio, dado por el proceso de acidogénesis y las aguas alcanzaron valores constantes de pH de 4,6 y 4,4 respectivamente, a partir del tercer día (Figura 5). 19 Aeróbico Anaeróbico 9 8 pH 7 6 5 4 400 Testigo EM SINMAX Redox (mV) 200 0 -200 -400 -600 1 2 3 4 5 6 7 1 2 3 4 5 6 7 Tiempo (días) Figura 5. Comportamiento de las variables secundarias durante el desarrollo de los tratamientos de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH. La materia orgánica en la solución con estos tratamientos pudo ser más rápidamente hidrolizada por la acción de microorganismos y enzimas a compuestos orgánicos simples, lo que produce la acidificación del medio. Esto sugiere que la carga orgánica del agua fue reducida durante este estudio. El comportamiento del potencial redox en el agua del testigo y de los tratamientos en aerobiosis, fue similar a lo largo de los siete días (Figura 5). El valor de redox se mantuvo relativamente constante a partir del sexto día y mayores que los de sistemas anaeróbicos, debido a que el potencial redox es elevado por la presencia de H2, O2, NO3- (Kiely 2003). En anaerobiosis, tanto en el testigo como en el agua con los productos biológicos, el potencial redox descendió de valores aproximados a 120 mV para el primer día, hasta valores inferiores a 400 mV en el segundo día. Se esperó este resultado debido a la ausencia de oxígeno 20 en este sistema. Después del segundo día, las aguas con los productos biológicos experimentaron un incremento hasta el cuarto día para luego mantenerse constante hasta el final del período evaluado (Figura 5). Se pudo notar un ligero retraso en la acción del SINMAX con respecto al EM en cuanto al pH bajo los sistemas de anaeróbicos y aeróbicos. Esto se debió a la activación previa necesaria en el EM, ausente en el SINMAX, que permite una rápida adaptación de los microorganismos al medio. Los resultaron indicaron una mayor tasa de descomposición de la materia orgánica con los tratamientos de EM y SINMAX. En las aguas residuales los nutrientes más importantes son el nitrógeno y el fósforo ya que son eutrofizantes de las aguas. Estos se pueden encontrar de varias formas en las aguas residuales. En el caso particular del N, los diferentes tratamientos utilizados afectaron significativamente (p<0.05) la concentración de dicho nutriente con respecto a los valores iniciales, tanto para las formas de NH4+ como para. NO3En el testigo, la concentración de NH4+ disminuyó en el agua en ambos sistemas aunque el cambio fue más pronunciado en el sistema aeróbico (Figura 6). Para los tratamientos con EM y SINMAX, se obtuvo un aumento de la concentración de NH4+ en los sistemas aeróbicos y anaeróbicos. Después de una semana, el tratamiento con el SINMAX, en el sistema aeróbico, presentó el incremento en NH4+ más pronunciado (Figura 6). Esto se pudo deber a la descomposición de material orgánico y mineralización de N de las proteínas u otros compuestos nitrogenados, por acción de las bacterias. El agua tratada con el EM en ambos sistemas, y el SINMAX en el sistema anaeróbico, también experimentó un aumento en la concentración de NH4+; sin embargo, fue menos de 1 mg L-1 (Figura 6) surgiendo una menor actividad bacteriana en esos tratamientos comparado con el sistema SINMAX aeróbico. 21 Aeróbico Anaeróbico -1 Cambio concentraciones (mg L ) 6 Testigo EM SINMAX 4 2 0 -2 -4 NH4+ NO3- PO4-3 NH4+ NO3- PO4-3 Figura 6. Cambio en concentraciones de NH4+, NO3- y PO4-3 de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. Con el testigo, en el sistema aeróbico, el agua presentó el cambio más alto en concentración de NO3-, mayor a 5 mg L-1 (Figura 6). En esta agua, el decremento de NH4+ y el aumento del NO3- en presencia de oxigeno se debe a un proceso de nitrificación (Kiely 2003). En el sistema anaeróbico el agua no experimentó un cambio en la concentración de NO3- por falta del oxígeno necesario para este proceso. En el sistema aeróbico, el agua con los productos biológicos no experimentó un cambio en las concentraciones de NO3-. Igual que en el agua testigo, esperó un incremento en las concentraciones debido al proceso de nitrificación (Kiely 2003). La falta de nitrificación en los tratamientos con EM y SINMAX se le atribuyó a la capacidad de las bacterias en ambos tratamientos para producir sustancias antioxidantes (Higa 2002) (Figura 6). Las concentraciones de NO3- en el agua se redujeron notablemente para el tratamiento de EM bajo condiciones anaeróbicos (Figura 6). La reducción de NO3- en ausencia de oxígeno es debido al proceso bioquímico de desnitrificación (Kiely 2003). El agua con el tratamiento de SINMAX no experimentó la misma reducción debida a las concentraciones iniciales de NO3- muy bajas y falta de oxígeno para el proceso de nitrificación. 22 El fósforo es importante para la actividad celular de los seres vivos. Este elemento se encuentra mayoritariamente en detergentes y suplementos de comidas para animales. En el testigo, en ambos sistemas, el agua no experimentó un cambio alto en las concentraciones de PO4-3 (Figura 6). Este resultado sugirió poca mineralización de P en la presencia o ausencia de oxígeno. La presencia de este elemento en forma de PO4-3 presentó una diferencia significativa entre tratamientos (P<0,05). El agua con mayor contenido de PO4-3 fue con el tratamiento de SINMAX en ambos sistemas. El agua tratada con EM experimentó producciones similares, sin embargo con concentraciones más bajas (Figura 6). La producción de PO4-3 indicó mineralización de P en la materia orgánica debido a la actividad microbiana con los tratamientos. La DBO mide la cantidad de oxígeno disuelto consumido por los microorganismos durante el proceso de descomposición del material orgánico biodegradable en el agua. La DBO indirectamente evalúa la cantidad de material biodegradable en el agua. La DQO es una evaluación indirecta del material orgánico, biodegradable y no biodegradable, en el agua. Por lo tanto, la concentración de DQO siempre es igual o mayor que la concentración de DBO (Tchobanoglous y Burton 1991). Los testigos, tanto en condiciones aeróbicas como anaeróbicas, no experimentaron un cambio significativo en la concentración de la DBO ni de la DQO, después de un periodo de 7 días (Figura 7). Esto pudo deberse a la baja actividad microbiana en el medio. Los tratamientos biológicos en las aguas en ambos sistemas, produjeron un incremento en la DBO y la DQO (Figura 7). Tanto el EM como el SINMAX poseen una alta concentración de microorganismos que crecieron rápido en la presencia de altas cantidades de materia orgánica, inicialmente produciendo un incremento en la DBO y la DQO. Las poblaciones en ambos productos favorecieron el ámbito sin oxígeno, por eso la concentraciones en el sistema anaeróbico incrementó más que en el sistema aeróbico (Figura 7). El producto EM siempre produjo más DQO que DBO, indicando la presencia del material tanto no biodegradable como biodegradable. También, en el sistema anaeróbico, el agua tratada con este producto presentó concentraciones de DBO y DQO más altas que en el agua tratada con el SINMAX (Figura 7). 23 -1 Cambio concentraciones (mg L ) Aeróbico 1000 Anaeróbico Testigo EM SINMAX 500 0 DBO DQO SS DBO DQO SS Figura 7. Cambio en concentraciones de DBO, DQO y sólidos suspendidos de las aguas residuales del humedal de la FPI-EARTH después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. Con el producto SINMAX en el sistema aeróbico, el agua tuvo más altas concentraciones de DBO y DQO que el agua con el tratamiento con EM. También esta agua experimentó un incremento en los sólidos suspendidos, más que el agua con el producto EM (Figura 7). En el sistema anaeróbico con el producto SINMAX, el agua presentó concentraciones de DBO y DQO menores que con el producto de EM. No obstante, el agua con este tratamiento de SINMAX produjo más sólidos suspendidos, sugiriendo una población más activa con este producto. Junto con un incremento en las poblaciones de microorganismos, se esperó un incremento en los sólidos totales, particularmente en sólidos sedimentables. En un sistema de descontaminación de agua, las poblaciones de microorganismos incrementan con la descomposición del material orgánico. Con una densidad mayor que la del agua, eventualmente las poblaciones se sedimentan, y disminuyen la DBO y DQO. Esto es el principio del sistema de lodos activados (Tchobanoglous y Burlón 1991). Ambos sistemas en este estudio, aunque no presentaron un aumento en los sólidos totales en el testigo, los tratamientos biológicos aumentaron los sólidos suspendidos (Figura 7). Este resultado indicó un proceso biológico de descomposición de materia orgánica pero no con tiempo suficiente para producir los sedimentos 24 (Tchobanoglous y Burton 1991). La presencia de más sólidos suspendidos con el producto SINMAX mostró más actividad con este tratamiento. La duración del experimento en este estudio fue una semana. Es posible que con más tiempo de incubación, particularmente después de un período de estabilización de las poblaciones como en un sistema de lodos activados, los resultados pudieran ser diferentes. Como en el sistema con lodos activados, la DBO, DQO y sólidos suspendidos que inicialmente incrementaron, podrían disminuir y por lo tanto aumentaría los sólidos sedimentables. Los resultados sugirieron que el SINMAX sería un mejor producto para un sistema de descontaminación, particularmente en un sistema anaeróbico. La apariencia visual de las aguas una vez concluido el período de tratamiento, fue distinta según la disponibilidad de oxígeno. Las aguas en condiciones aeróbicas (balón izquiero, Figura 8) en todos los tratamientos reflejaron una coloración marrón ligeramete claro con alta transparencia. Los tratamientos que estuvieron en ausencia de oxígeno (balón derecho, Figura 8) presentaron una coloración amarillenta y muy poco transparente. Figura 8. Apariencia visual de las aguas de lechería después del período de tratamiento en condiciones aeróbicas (balón izquierdo) y en condiciones anaeróbicas (balón derecho). En cuanto al olor, el tratamiento aeróbico emanó un ligero aroma a “tierra mojada”, mientras que el tratamiento anaeróbico emanó un fuerte olor a amoniaco. Este olor se debe a las condiciones anaeróbicas, en donde los microorganismos reductores 25 no permiten que se produzca la oxidación de los elementos. En este caso, el nitrógeno fue el elemento mineralizado pero no nitrificado, produciendo amoniaco, compuesto volátil liberado en el momento de la apertura de los balones al final del período de tratamiento. 5.2.2 Explotación camaronera Las aguas residuales de las explotaciones camaroneras se caracterizan por ser eutroficadas y con grandes cantidades de sólidos suspendidos. Esto se debe a la gran cantidad de concentrados alimenticios suministrados al cultivo. Actualmente no existe un sistema de tratamiento de las aguas residuales. Algunas explotaciones acuícolas vierten sus aguas a un sistema de humedales para mejorar la calidad de ésta previo al vertido. Las aguas de estos sistemas son diferentes a las de explotación lechera, principalmente por el nivel de salinidad. Para una explotación camaronera se utiliza agua del mar y para las explotaciones lecheras generalmente de fuentes de agua dulce. El tipo de contaminación generado por estos tipos de explotaciones es similar ya que ambas producen una eutroficación de las aguas y contaminación orgánica del medio. Los niveles iniciales de los nutrientes, particularmente NO3- y PO4-3 fueron más altos en el sistema lechero (Cuadro 1) comparado al sistema de explotación camaronera (Cuadro 2). Sin embargo, las concentraciones de la DQO y sólidos suspendidos fueron más altos en el sistema de explotación camaronera, 8 % y 90 %, respectivamente (Cuadro 2). Cuadro 2. Valores iniciales promedio de las aguas residuales del sistema de producción camaronero. Turbidez NH4+ NO3- PO4-3 DBO DQO SS NTU ------------------------------------ mg L-1 ------------------------------------ 10,5 0,55 0,21 0,01 5 448 25 983 El pH del agua de la camaronera fue 8,0. En condiciones aeróbicas, el pH del agua no vario durante la semana del estudio (Figura 9). Con las aplicaciones de los productos biológicos, el pH del agua fue menor de 6. Esto se pudo deber a que el pH de 26 los productos utilizados fue bajo, con valores de 3,5 para EM y 3,9 para SINMAX. En el sistema aeróbico, el pH del agua con estos tratamientos subió para estabilizarse al tercer día en 7,6, pero nunca alcanzó al pH original, como ocurrió en el experimento con las aguas del humedal de la FPI (Figura 5). En el sistema anaeróbico, el pH del agua tuvo un comportamiento parecido al agua del humedal de la FPI. En el testigo, inicialmente el pH bajó ligeramente a 7,5 pero después se estabilizó (Figura 9). Las aguas con los tratamientos de EM y SINMAX arrancaron de valores cercanos a 5,8 y en ausencia de oxigeno, el pH disminuyó a 4,5 y 4,6 respectivamente, al cabo del séptimo día (Figura 9).. Aeróbico Anaeróbico 9 8 pH 7 6 5 4 200 Redox (mV) 0 -200 Testigo EM -400 SINMAX -600 1 2 3 4 5 6 7 1 2 3 4 5 6 7 Tiempo (días) Figura 9. Comportamiento de las variables secundarias durante el desarrollo de los tratamientos de las aguas residuales del sistema de producción camaronero. 27 El tratamiento con EM presentó un comportamiento ligeramente más acelerado que el SINMAX. Esto puede deberse a la tecnología de activación que requiere el EM para su utilización, ausente en el SINMAX La reducción del pH en los tratamientos con productos biológicos se pudo deber a la producción de ácidos orgánicos a partir de la materia orgánica presente en el agua por parte de los microorganismos inoculados. El sistema de tratamiento anaeróbico presento valores de pH más bajo que el sistema aeróbico, ya que después de la hidrólisis de la materia orgánica por las bacterias fermentadoras sucede la acidogenesis. En esta etapa, los productos solubles son convertidos en ácidos grasos volátiles, CO2, H2, H2S, por lo que se produce la acidificación del medio. El potencial de reducción - oxidación, para el sistema de producción camaronero en presencia de oxígeno, presenta un comportamiento similar al de las aguas residuales del humedal de la FPI (Figura 9). Los tratamientos estudiados no presentaron una variación significativa al cabo del sexto día, manteniéndose en rangos de 38 mV a -7 mV (Figura 9). El potencial redox del agua residual es elevado por la presencia de H2, O2 y NO3-. Los valores de redox para el sistema anaeróbico sufrieron una depresión en el transcurso del primer al tercer día de tratamiento (Figura 9). A partir del tercer día, el testigo y el agua con el tratamiento de SINMAX presentaron oxidaciones, mientras que el tratado con EM obtuvo una reducción desde el último día del experimento. Para el testigo y el agua con el tratamiento de SINMAX, se obtuvo un aumento en la concentración de NH4+ en los sistemas aeróbicos y anaeróbicos. El tratamiento con el SINMAX, en el sistema anaeróbico, presentó el incremento en NH4+ más pronunciado (Figura 10). Un incremento en NH4+ fue debido a la descomposición de material orgánico y mineralización de N de las proteínas u otros compuestos nitrogenados, por acción de las bacterias. El agua con el producto EM, la concentración de NH4+ disminuyó en el agua en ambos sistemas y el cambio fue más pronunciado en el sistema anaeróbico (Figura 10). Los cambios en las concentraciones de NH4+ en el testigo y con ambos tratamientos fueron menos de 0,5 mg L-1 (Figura 10). 28 Anaeróbico Aeróbico -1 Cambio concentraciones (mg L ) 3,0 2,5 1,0 Testigo EM SINMAX 0,5 0,0 -0,5 NH4+ NO3- PO4-3 NH4+ NO3- PO4-3 Figura 10. Cambio en concentraciones de NH4+, NO3- y PO4-3 de las aguas residuales del sistema de producción camaronero después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. El agua del testigo en ambos sistemas no experimentó un cambio en la concentración de NO3- (Figura 10). Estos resultados sugieren poca actividad microbiana tanto en el sistema aeróbico como en el anaeróbico. En el sistema aeróbico, las aguas con los productos biológicos experimentaron un incremento en las concentraciones de NO3- debido al proceso de nitrificación (Kiely 2003). En contraste, las aguas del humedal artificial de la FPI no experimentaron nitrificación (Figura 6). Se atribuye este resultado a la capacidad de las bacterias en ambos tratamientos para producir sustancias antioxidantes (Higa 2002). En el sistema anaeróbico, las aguas con los productos biológicos experimentaron un incremento en las concentraciones de NO3-, pero menos que en el sistema aeróbico (Figura 10). Los cambios en las concentraciones de NO3- en el testigo y con ambos tratamientos fueron menos de 1,0 mg L-1. Los resultados de PO4-3 en las aguas de la camaronera fueron muy similares con respecto a los resultados de las aguas del humedal de la FPI (Figura 10). En el testigo, en ambos sistemas, el agua no experimentó un cambio en las concentraciones de PO4-3 (Figura 10). También en ambos sistemas, el agua con mayor contenido de PO4-3 fue con el tratamiento de SINMAX. En el sistema sin oxígeno el agua presentó las 29 concentraciones más altas. La producción de PO4-3 indicó mineralización de P en la materia orgánica debido a la actividad microbiana con los tratamientos. En el sistema anaeróbico, el agua tratada con EM experimentó producciones de PO4-3 más bajas que lo con el SINMAX. En el sistema aeróbico, el agua tratada con EM presentó una reducción en la concentración de PO4-3 (Figura 10). Los testigos, tanto en condiciones aeróbicas como anaeróbicas no experimentaron un cambio significativo en la concentración de la DBO ni de la DQO, después de un periodo de 7 días (Figura 11). Esto pudo deberse a la baja actividad microbiana en el medio. Los testigos tampoco experimentaron cambios significativos en las concentraciones de sólidos suspendidos. Estos resultados fueron parecidos a los resultados en el experimento con las aguas del humedal artificial de la FPI (Figura 7). Durante la simulación de descontaminación de las aguas de la camaronera, en condiciones aeróbicas y anaeróbicas, la concentración de DBO en el testigo y en las aguas tratadas con el EM y SINMAX, no presentaron diferencias significativas. El comportamiento de la DBO para los tres tratamientos presentó reducido incremento menor que 70 mg L-1 (Figura 10). La concentración de DBO del testigo en ambos sistemas se redujo. Este comportamiento del DBO y DQO pudo deberse a las condiciones que presentó el agua de la camaronera que no fueron las óptimas para el crecimiento de los microorganismos con respecto a los niveles de salinidad. Sin embargo, si existió una diferencia significativa en las concentraciones de DQO en ambos sistemas con los tratamientos. La DQO aumentó sustancialmente, tanto con la aplicación de EM, como con el SINMAX, contrario a la reducción que experimentó en el tratamiento testigo (Figura 11). El incremento del DQO pudo deberse a reacciones que sucedieron a partir de las enzimas y microorganismos que poseen tanto el EM como el SINMAX, lo cual no se dio en los tratamientos testigos. El comportamiento en el DBO y DQO se repite tanto en condiciones aeróbicas como en condiciones anaeróbicas (Figura 11). 30 Anaeróbico Aeróbico -1 Cambio concentraciones (mg L ) 2200 2000 1000 Testigo EM SINMAX 500 0 DBO DQO SS DBO DQO SS Figura 11. Cambio en concentraciones de DBO, DQO y sólidos suspendidos de las aguas residuales del sistema de producción camaronero después de una semana de incubación en el sistema aeróbico y anaeróbico. En condiciones aeróbicas como en condiciones anaeróbicas, el valor de DQO en las aguas tratadas con SINMAX fue mayor que las tratadas con EM (Figura 11). Esto pudo deberse a que el SINMAX se aplica directamente en el sistema de simulación, mientras que el EM presenta una fase de activación con una dilución de 1:10. Este resultado en el sistema anaeróbico fue diferente en el experimento con las aguas del humedal artificial de la FPI, en donde los valores de DQO fueron más altos con el producto EM (Figura 7). Los resultados de concentraciones de sólidos suspendidos en las aguas de la camaronera también fueron contrarios a los resultados con las aguas del humedal artificial de la FPI. Con el tratamiento de EM, las concentraciones de sólidos en el agua aumentaron en ambos sistemas, hasta 1000 mg L-1 en el sistema anaeróbico (Figura 10). Con el producto SINMAX en el sistema anaeróbico, las concentraciones de sólidos aumentaron 500 mg L-1 pero en el sistema aeróbico las concentraciones disminuyeron (Figura 11). De acuerdo a los parámetros estudiados se notó que en los tratamientos hubo una mayor tasa de descomposición de la materia orgánica con respecto al testigo en los otros dos tratamientos. Entre los dos sistemas, el que produjo una mayor tasa de descomposición de la materia orgánica fue en condiciones anaeróbicas. También se 31 pudo notar que el SINMAX con respecto al EM tiene un efecto retardado en cuanto a pH y redox, sin embargo al final del período se obtienen los mismos resultados. Se pudo evidenciar además que los microorganismos presentes en los productos aplicados son sensibles a altas concentraciones de salinidad, por lo que en las aguas de camaroneras hubo una menor respuesta a dichos productos. 32 6 CONCLUSIONES La contaminación de aguas es uno de los problemas de mayor incidencia negativa en el ambiente. Las explotaciones lecheras y acuícolas demandan grandes volúmenes de agua, que debido a la producción intensiva, impactan negativamente sobre el ecosistema. El diseño y la construcción de un reactor para el estudio de las variaciones en el Redox y pH fueron de fácil adaptabilidad y de bajo costo. Permitió la creación de las condiciones aeróbicas y anaeróbicas y el monitoreo de los cambios en las propiedades del agua a través del tiempo. Los electrodos instalados permitieron la toma continua de datos sin inconvenientes. Los principales requerimientos del sistema son la calibración periódica de los electrodos y la limpieza de los filtros de la bomba de aire. La conductividad eléctrica no tuvo diferencia significativa entre los sistemas aeróbicos y anaeróbicos durante los 7 días del estudio preliminar, mientras que el redox y el pH presentaron variaciones considerables. Las aguas residuales de la lechería presentaron una alta carga orgánica y 0,44 mg L-1 de oxígeno disuelto. La carga orgánica en la solución con los tratamientos de EM y SINMAX pudo ser más rápidamente descompuesta durante este estudio. En las aguas residuales de la lechería: En los tratamientos con EM y SINMAX, la descomposición del material orgánico y la mineralización del nitrógeno fueron mayores. En los tratamientos con EM y SINMAX se observó la falta de nitrificación que se puede atribuir a la capacidad de las bacterias en ambos tratamientos para producir sustancias antioxidantes. La producción de PO4-3 indicó mineralización del P de la materia orgánica debido a la actividad microbiana. El agua con mayor contenido de PO4-3 fue con SINMAX en ambas condiciones, seguidamente del agua tratada con EM, por lo que se obtuvo una mayor actividad microbiológica en los tratamientos con SINMAX. Para ambos tratamientos, el DBO y DQO incrementaron a razón de una mayor actividad biológica. Con un tiempo de retención mayor a 7 días se podría alcanzar una 33 estabilización del DBO y DQO a valores menores de 500 mg L-1 para DBO y 800 mg L-1 para DQO, datos aceptables dentro de la legislación costarricense de vertido de aguas. En el caso del sistema camaronero: Tanto el testigo como el tratamiento de SINMAX, presentó un aumento en la concentración de NH4+ en los sistemas aeróbicos y anaeróbicos. El tratamiento con SINMAX en el sistema anaeróbico, presentó el incremento en NH4+ más pronunciado. En condiciones aeróbicas y anaeróbicas, la concentración de DBO en el testigo y en las aguas tratadas con el EM y SINMAX, no presentaron diferencias significativas. Esto evidencia que las condiciones del agua de la explotación camaronera no fueron las óptimas para el crecimiento de los microorganismos por el alto nivel de salinidad. La DQO aumentó sustancialmente, tanto con la aplicación de EM como con el SINMAX. Esto se debió a que tanto el EM como el SINMAX poseen enzimas producidas previamente por los microorganismos antes de suministrarse en el reactor. En condiciones aeróbicas y en condiciones anaeróbicas, el valor de DQO en las aguas tratadas con SINMAX fue mayor que las tratadas con EM. En caso contrario, el experimento con las aguas del humedal artificial de la FPI, la DQO fue más alta con el producto EM. Los resultaron indicaron una mayor tasa de descomposición de la materia orgánica con los tratamientos de EM y SINMAX, por lo que presentaron una reducción de la carga orgánica, al mismo tiempo se encontró sustancias antioxidantes presentes en ambos los productos. La evaluación de los parámetros demostró una mayor actividad biológica en los tratamientos con SINMAX bajo condiciones anaeróbicas para las dos explotaciones, mientras que EM obtuvo mejores resultados en condiciones aeróbicas en aguas de lechería. Sin embargo se pudo notar un ligero retraso en la acción del SINMAX con respecto al EM en cuanto a la acidez. En aguas con altas concentraciones de sales de explotación camaronera, el SINMAX desarrolló mayores reacciones y compuestos orgánicos lentamente biodegradables (DQO) debido a las enzimas y los microorganismos en el producto. Los 34 productos constituyen una alternativa de descontaminación a bajo costo, con un reducido impacto sobre el ambiente bajo condiciones aeróbicas y anaeróbicas. 35 7 RECOMENDACIONES Aumentar en dos semanas el período de tratamiento de las aguas residuales para constatar la regulación del DBO y DQO de las aguas. Colocar a la salida de la manguera de bombeo de oxigeno, una válvula con microporos para que la distribución de oxigeno en el sistema de simulación aeróbica sea más uniforme. Incluir entre los parámetros estudiados el análisis microbiológico de las aguas antes y después del sistema de simulación, así como también sustancias como: estireno, formaldehído, tetracloroetileno, tolueno, sulfuro de carbono, sulfuro de hidrogeno a fin de evaluar los cambios en el olor de las aguas. Realizar estudios sobre diferentes concentraciones de EM y SINMAX en el tratamiento de aguas residuales así como estudios enfocados a la complementariedad entre los sistemas de tratamiento de aguas residuales, a fin de encontrar posibles asociaciones de sistemas de bajo costo que mejoren la calidad de las aguas. Realizar pruebas con productos no diluidos a fin de reducir el volumen del producto aplicado, elevando la concentración de microorganismos en los productos. 36 8 REFERENCIAS CITADAS Aqueveque, C. 2002. Agua: calidad y contaminación metropolitana. Nilo, C.; Letelier, V. eds. Santiago, CL, Impresiones Nórdicas. 13 p. Clesceri, LS; Greenberg, AE; Eaton, AD. eds. 1999. Standard Methods for Examination of Water and Wastewater, 20th Edition. Washington, US, American Public Health Association (APHA), American Water Works Association (AWWA) and Water Environment Federation (WEF). 1325 p. CNHM (Comité Nacional de Hidrología y Meteorología, CR). 2002. 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