UNIVERSIDAD VERACRUZANA

UNIVERSIDAD VERACRUZANA
FACULTAD DE CIENCIAS QUÍMICAS
ZONA XALAPA
PROGRAMA EDUCATIVO:
INGENIERÍA AMBIENTAL
“ESTUDIO DEL CRECIMIENTO DE PLANTAS Y
EVALUACIÓN DE LA CAPACIDAD DE REMOCIÓN DE
CONTAMINANTES EN AGUAS RESIDUALES MEDIANTE
MICROCOSMOS DE HUMEDALES ARTIFICIALES”.
TESIS
Que para acreditar la Experiencia Educativa:
Experiencia Recepcional
Presenta:
MARÍA CRISTINA FRANCISCA DE PAULA GARCÍA GONZÁLEZ
Director de tesis:
Dr. JOSÉ LUIS MARÍN MUÑIZ
Asesor interno:
MC. MARÍA TERESA MOTA GONZÁLEZ
Xalapa, Ver., Agosto de 2015.
DEDICATORIA
A mi familia.
Por su interminable e incondicional apoyo en todo momento de mi vida y por
haber sido la guía y el camino para poder llegar a este punto de mi carrera. En
especial a mis padres por su ejemplo, dedicación y palabras de aliento, por creer
en mí y llenarme de amor siempre.
AGRADECIMIENTOS
A mi director de tesis.
Agradezco al Dr. José Luis Marín Muñiz por haberme brindado su guía y apoyo
en la elaboración de este trabajo, por compartir sus conocimientos y
experiencias.
A mi asesor interno.
La MC. María Teresa Mota González quien también fue mi catedrático en la
facultad y me guio en la revisión y el mejoramiento de este trabajo.
A mis catedráticos de la facultad.
Quienes a lo largo de la carrera me brindaron su apoyo, orientación y experiencia
y que contribuyeron de gran manera a mi formación académica y personal.
A mis amigos.
Quienes me acompañaron a lo largo de este proceso y que hicieron de estos
últimos años una etapa llena de momentos agradables y divertidos que nunca
voy a olvidar.
ÍNDICE
Introducción ........................................................................................................ 1
1. Planteamiento del problema ........................................................................... 3
2. Marco teórico.................................................................................................. 4
2.1 Contaminación del agua ........................................................................... 4
2.1.1 Situación de la contaminación del agua en México ............................ 6
2.1.2 Contaminación del agua en Veracruz…………………………………...7
2.2 Sistemas de tratamiento de aguas residuales ......................................... 9
2.2.1 Sistemas de tratamiento primarios……………………………...............9
2.2.2 Sistemas de tratamiento secundario…………………….....................12
2.2.3 Sistemas de tratamiento terciario…………………………………........14
2.3 Humedales artificiales ............................................................................. 16
2.4 Tipos de humedales artificiales ............................................................... 17
2.4.1 Humedal de flujo superficial .............................................................. 17
2.4.2 Humedal de flujo subsuperficial ........................................................ 18
2.5 Componentes de los humedales artificiales ............................................ 19
2.6 Tule (Typha sp) ....................................................................................... 20
2.7 Alcatraz (Zantedeschia aethiopica) ......................................................... 22
2.8 Alpinia (Alpinia purpurata) ....................................................................... 23
3. Antecedentes ............................................................................................... 24
4. Justificación .................................................................................................. 30
5. Objetivos ...................................................................................................... 31
5.1 Objetivo general ...................................................................................... 31
5.2 Objetivos específicos .............................................................................. 31
6. Hipótesis....................................................................................................... 32
7. Materiales y métodos ................................................................................... 33
8. Resultados y discusión ................................................................................. 42
8.1 Temperatura............................................................................................ 42
8.2 Humedad ................................................................................................ 44
8.3 pH ........................................................................................................... 44
8.4 Conductividad eléctrica ........................................................................... 45
8.5 Oxígeno disuelto ..................................................................................... 47
8.6 Sólidos totales disueltos .......................................................................... 48
8.7 Medición del potencial redox ................................................................... 49
8.8 Porcentajes de remoción ........................................................................ 53
8.9 Crecimiento de plantas ........................................................................... 57
8.9.1 Alturas, diámetros y anchos de hojas ............................................... 57
8.10 Productividad de biomasa ..................................................................... 60
8.11 Velocidad relativa de crecimiento.......................................................... 61
9. Conclusiones ............................................................................................... 63
10. Recomendaciones ...................................................................................... 64
11. Referencias ................................................................................................ 65
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Esquema de humedal de flujo superficial. ........................................ 17
Figura 2. Esquema de humedal de flujo subsuperficial horizontal. .................. 18
Figura 3. Esquema de humedal de flujo subsuperficial vertical. ...................... 19
Figura 4. Thypa sp........................................................................................... 21
Figura 5. Typha sp........................................................................................... 21
Figura 6. Zantedeschia aethiopica................................................................... 22
Figura 7. Alpinia purpurata. ............................................................................. 23
Figura 8. Metodología llevada a cabo en el estudio. ....................................... 33
Figura 9. Ubicación del municipio de Actopan, localidad en la que se llevó a cabo
el presente estudio ........................................................................................... 34
Figura 10. Microcosmos de humedales artificiales armados. .......................... 35
Figura 11. Esquema de los microcosmos de humedales artificiales, utilizados en
este estudio……. .............................................................................................. 36
Figura 12. Evolución del potencial redox medido a 5 cm de profundidad en los
microcosmo de humedales artificiales.............................................................. 50
Figura 13. Evolución del potencial redox medido a 10 cm de profundidad en los
microcosmos de humedales artificiales. ........................................................... 51
Figura 14. Alturas de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica
durante la fase experimental. ........................................................................... 57
Figura 15. Diámetros de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica
durante la fase experimental. ........................................................................... 58
Figura 16. Anchos de hojas de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia
aethiopica durante la fase experimental. .......................................................... 58
Figura 17. Biomasa aérea (a) y subterránea (b) de la vegetación en estudio
sembrada en los diferentes sustratos (Piedra: P y Tepetzintle:T). ................... 60
Figura 18. Velocidad relativa de crecimiento de la vegetación en estudio
sembrada en los diferentes sustratos (Piedra: P y Tepetzintle: T). .................. 61
LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Valores de temperatura ambiente mínima, máxima y promedio obtenido
durante los meses de experimentación. ........................................................... 42
Tabla 2. Valores promedio de temperatura (º C) de la muestras de agua durante
el periodo experimental. ................................................................................... 43
Tabla 3. Porcentajes de humedad relativa que se presentaron durante la etapa
experimental. .................................................................................................... 44
Tabla 4. Promedio mensual de pH en cada microcosmo durante el experimento.
......................................................................................................................... 45
Tabla 5. Valores de C.E de cada microcosmo en el periodo de experimentación.
......................................................................................................................... 46
Tabla 6. Comportamiento del oxígeno disuelto al final del experimento. ......... 47
Tabla 7. Comportamiento de los sólidos totales disueltos ............................... 49
Tabla 8. Valores promedio de la medición del potencial redox (mV) en los
microcosmos de humedales artificiales. ........................................................... 52
Tabla 9. Parámetros de calidad del agua en el influente y porcentajes de
remoción obtenidos en los microcosmos de humedales artificiales. Las
remociones indicadas en líneas horizontales con letras diferentes como
superíndice, indican diferencias significativas. ................................................. 56
LISTA DE ABREVIATURAS
C.E
CONAGUA
Conductividad Eléctrica
Comisión Nacional del Agua
COT
Carbono orgánico total
DBO
Demanda bioquímica de oxígeno
DOF
Diarios oficial de la federación
DQO
Demanda química de oxígeno
FSSH
Flujo subsuperficial horizontal
FSSV
Flujo subsuperficial vertical
HA
Humedal artificial
HFS
Humedal de flujo superficial
HFSS
HR
L
Humedal de flujo subsuperficial
Humedad relativa
Litro
mL
Mililitro
mm
Milímetro
Mpio
Municipio
nm
Nanómetro
NO3
Nitratos
OD
Oxígeno disuelto
Ph
Potencial de hidrógeno
PO4
Fosfatos
PTAR
SEMARNAT
Plantas de tratamiento de aguas residuales
Secretaria de Medio Ambiente y Recursos Naturales
SO4
Sulfatos
SDT
Sólidos disueltos totales
SST
Sólidos suspendido totales
TRH
Tiempo de retención hidráulica
VRC
Velocidad relativa de crecimiento
Este trabajo forma parte del proyecto titulado
“Diseño de un humedal artificial para el tratamiento de aguas residuales
domésticas en pequeñas comunidades rurales: su aplicabilidad en la
comunidad de Pastorías, Actopan, Ver., estrategias de adopción y
selección de la vegetación y sustrato al sistema de tratamiento”
Dicho proyecto se realizó bajo la dirección del Dr. José Luis Marín Muñiz y
mediante apoyo de El Colegio de Veracruz (COLVER).
RESUMEN
En el presente trabajo se estudió el crecimiento y la capacidad de remoción de
nutrientes y materia orgánica de las especies de plantas ornamentales Thypa sp,
Zantedeschia aethiopica y Alpinia purpurata sembradas en microcosmos de
humedales artificiales de flujo subsuperficial para el tratamiento de aguas
residuales domésticas de la localidad de Pastorías, Municipio de Actopan
(Veracruz). El diseño experimental comprendió 24 microcosmos: 9 con piedra de
río como sustrato, 9 con tepetzitntle y 6 controles (únicamente con sustrato). Tres
cubetas de cada sustrato estaban plantadas con dos especies de Typha sp,
Zantedeschia a. y Alpinia p., las restantes sin vegetación y se utilizaron como
controles. Las unidades experimentales operaron de manera continua durante 4
meses (abril-agosto 2014) con un tiempo de retención hidráulico de 3 días. Se
logró una alta eficiencia de remoción de materia orgánica medida como DBO5:
82.9%, 71.60% y 81.02% para Typha sp, Alpinia p. y Zantedeschia a.
respectivamente, así como eficiencias de remoción de nitratos (N-NO3-) de
59.67%, 6.24% y 42.65% y fosfatos (P-PO4) de 55.16%, 20.21% y 41.88%,
respectivamente. En el caso del oxígeno disuelto, se obtuvo un incremento en la
concentración en el efluente de 3.55 mg/L, 3.21 mg/L y 4.24 mg/L con respecto
a la concentración del influente (1.03 mg/L).
De acuerdo con los datos obtenido de biomasa seca la vegetación sembrada en
los microcosmos de humedales no se vio afectada por el tipo de sustrato
(biomasa aérea: P = 0.071; biomasa subterránea: P = 0.722). La mayor cantidad
de biomasa se observó en la especie Typha sp lo que indicó que esta especie
se adaptó mejor a este tipo de agua y aprovechó mejor los nutrientes para su
crecimiento en comparación con Alpinia p. y Zantedeschia a. De igual manera la
velocidad relativa de crecimiento tampoco fue significativamente diferente con
respecto al tipo de sustrato (P= 0.694), pero sí con respecto al tipo de vegetación
(P = 0.029). El estudio demostró que los dos tipos de sustrato evaluados pueden
ser utilizados como medio de soporte para humedales, obteniendo altas
eficiencias en la remoción de nutrientes, así mismo, que las plantas
ornamentales investigadas favorecen la eficiencia de remoción y que serían un
beneficio económico si los humedales se construyeran a mayor escala.
INTRODUCCIÓN
El agua es uno de los recursos más importantes para la vida. Los seres humanos
dependen de ella para el uso doméstico y para la realización de las actividades
agrícolas e industriales, lo cual, aunado al crecimiento de la población, ha
ocasionado que la demanda del agua esté aumentando significativamente. Otro
problema importante que afecta su disponibilidad es su grado de contaminación,
ya que si no tiene la calidad adecuada no puede ser utilizada para consumo e
intensifica el problema de la escasez. Las aguas de los cuerpos superficiales y
subterráneos se contaminan por las descargas sin tratamiento de aguas
municipales e industriales. Así mismo, es importante recordar que el agua es
indispensable para el funcionamiento y mantenimiento de los ecosistemas
naturales y su biodiversidad, ya que sin ella los ecosistemas se degradan y con
esto se reduce la calidad de los bienes y servicios ambientales (SEMARNAT,
2011).
Para hacer frente a esta problemática es necesario buscar soluciones que
garanticen el uso racional de dicho recurso. Una de las soluciones posibles es el
tratamiento y reutilización de las aguas residuales (Apolonio, 2011). Una de las
alternativas de reciente uso en México, es mediante humedales artificiales (HA).
Los HA se fundamentan en tres principios básicos: 1) la actividad bioquímica de
los microorganismos; 2) el aporte de oxígeno a través de la vegetación, y 3) el
apoyo físico del sustrato tanto para los microorganismos como para las plantas,
además de servir como material filtrante (Otalora, 2011).
Se puede decir que el tratamiento de aguas residuales mediante humedales
artificiales tiene más ventajas y beneficios que los sistemas convencionales
(sedimentadores, desinfecciones y sistemas de lagunaje, por mencionar
algunos), entre los cuales pueden destacar los siguientes: garantizan una
eficiencia del 85 al 90% en la remoción de materia orgánica, los costos de
operación y mantenimiento son bajos comparándolos con otros sistemas de
tratamiento, no generan un costo en el consumo de energía porque la única
energía que pueden requerir es la solar para que los procesos de remoción
cumplan con su ciclo, son sistemas que tienen la capacidad de tratar aguas
residuales provenientes de descargas domésticas, industriales o agrícolas. Los
1
humedales artificiales también benefician al ambiente, son estéticos, no
presentan malos olores y favorecen la reutilización del agua tratada (Haro et al.,
2010; Aponte, 2010).
En este trabajo se evaluó el uso de microcosmos de humedales artificiales de
flujo subsuperficial para tratar aguas residuales domésticas de la comunidad de
Pastorías, Municipio de Actopan (Veracruz) sembrados con diferentes tipos de
plantas ornamentales en dos distintos tipos de sustrato. Para la realización de la
investigación se plantearon las siguientes preguntas.
1. ¿Qué tipo de sustrato funciona mejor como soporte para el crecimiento de
plantas de humedales y como medio para favorecer una mayor remoción
de nutrientes?
2. ¿Qué macrófitas se adaptan mejor a las condiciones ambientales del sitio
de estudio y crece rápidamente?
3. ¿Qué macrófita es más eficiente en la remoción de contaminantes?
4. ¿Qué nutrientes son reducidos eficientemente en microcosmos de
humedales sembrados con plantas ornamentales?
2
1. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
El acelerado crecimiento demográfico de México hace que cada día haya más
asentamientos en zonas que carecen de los sistemas de servicios básicos. En
la localidad de Pastorías, Municipio de Actopan (Veracruz), el sistema de
alcantarillado cubre aproximadamente 90%; sin embargo, no cuentan con un
sistema de tratamiento de aguas residuales sino únicamente con una fosa de
almacenamiento de 1.5 x 1.5 x 1.2 m, la cual ha sobrepasado su límite y, por lo
tanto, el agua que recibe actualmente escurre hacia el río sin tratamiento previo,
mientras que otra porción se pudiera infiltrar en el subsuelo, y llegar a contaminar
las aguas subterráneas.
Las descargas directas de la localidad de Pastorías a la cuenca del río Actopan
pueden provocar un deterioro en su calidad, causar efectos negativos en la flora
y fauna presente y también posibles afectaciones a la salud por el contacto
directo entre la población y el agua.
De acuerdo con lo antes mencionado es necesaria la implementación de un
sistema de tratamiento; no obstante, los sistemas convencionales requieren de
gran inversión para su construcción, mantenimiento y operación siendo difíciles
de costear para las comunidades pequeñas.
Por ello es indispensable la implementación de sistemas de tratamiento
accesibles para abordar dicha problemática ambiental. Los humedales
artificiales son sistemas factibles para el tratamiento de aguas residuales
domésticas ya que su construcción, mantenimiento y operación no representan
altos costos y son capaces de remover eficientemente los nutrientes típicamente
presentes.
3
2. MARCO TEÓRICO
2.1 Contaminación del agua
Se ha vivido mucho tiempo con la idea de que el agua y demás recursos
naturales son inagotables, gratuitos y eternos; hoy por el contrario nos damos
cuenta que los recursos naturales disponibles son limitados (Cantú, 2012).
El planeta está compuesto 70% por agua, que representa alrededor de mil 400
millones de kilómetros cúbicos, de los cuales sólo 2.5% es agua dulce que puede
ser aprovechada por el ser humano. De este porcentaje, tres cuartas partes se
encuentran en zonas de difícil acceso (como glaciares y mantos subterráneos),
dejando a los ríos y lagos como los principales proveedores de agua para
consumo humano en el mundo (SEMARNAT, 2011).
El ciclo natural del agua tiene una gran capacidad de depuración, pero esta
misma facilidad de regeneración, y su aparente abundancia, hace que sea el
vertedero común en el que se arrojan los desechos producidos por las
actividades humanas. Residuos sólidos urbanos, pesticidas, desechos químicos,
metales pesados, residuos radiactivos y otros contaminantes se encuentran al
analizar las aguas. Muchas de estas están contaminadas hasta el punto de
hacerlas peligrosas para la salud humana y dañinas para los ecosistemas
(Echarri, 2007).
Diariamente 2 millones de toneladas de aguas residuales se vierten en cuerpos
de agua. Cifras estadísticas de SEMARNAT (2011) cuantifican que cerca del
70% de los residuos se derraman en cuerpos de agua superficiales sin
tratamiento previo. De acuerdo con Cantú (2012), en México sólo 20% del agua
residual recibe tratamiento.
La NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF, 1996) define a las aguas residuales como
aquellas de composición variada provenientes de las descargas de usos
municipales, comerciales, industriales, de servicios, agrícolas, pecuarios,
domésticos y en general de cualquier otro uso, así como la mezcla de ellas.
4
Las aguas residuales, dependiendo de su origen, se clasifican como se describe
a continuación (Echarri, 2007):
a. Domésticas. Son los vertidos que se generan en poblaciones urbanas
como consecuencia de sus actividades; generan aportes como aguas
negras o fecales, aguas de lavado doméstico, aguas de limpieza de calles,
aguas de lluvia y lixiviados. Las aguas residuales urbanas presentan
cierta homogeneidad en cuanto a composición y carga contaminante, ya
que sus aportes van a ser siempre los mismos. Pero esta homogeneidad
tiene unos márgenes muy amplios, debido a que las características de
cada vertido urbano van a depender de la población en que se genere,
influyendo parámetros como el número de habitantes.
b. Industriales. Aquellas que proceden de cualquier actividad o negocio en
donde para la realización de los procesos de producción se utilice el agua.
Son enormemente variables en cuanto a caudal y composición; las
características de los vertidos no únicamente cambian de una industria a
otra, sino también dentro de un mismo tipo de industria.
A veces, las industrias no emiten vertidos de forma continua sino
solamente en determinadas horas del día o incluso en determinadas
épocas del año, dependiendo del tipo de producción y del proceso
industrial. También son habituales las variaciones de caudal y carga a lo
largo del día.
c. Agrícolas. Provienen de la cría de ganado y de procesamiento de
productos animales y vegetales.
d. Pluviales. Todas las formas de precipitación: lluvia, granizo, niebla y
nieve.
e. De infiltración. Proceden de sistemas de drenaje, de tuberías de
desagüe y del descenso artificial del nivel de las aguas subterráneas, así
5
como de su infiltración al sistema de alcantarillado a través de tuberías y
otras instalaciones defectuosas.
2.1.1 Situación de la contaminación del agua en México
En México anualmente se utilizan 72 millones de m3 de agua de los cuales 45%
proviene de aguas superficiales y 27% de aguas subterráneas. La mayoría de
los cuerpos de agua superficial del país reciben descargas de aguas residuales
sin tratamiento, ya sea de tipo doméstico, industrial, agrícola o pecuario, lo que
ha ocasionado contaminación. Se considera que de 24% a 49% de los cuerpos
de agua superficiales se encuentran en el rango de “poco a muy contaminados”,
mientras que sólo 7% presenta buena calidad. Además, alrededor de 100, de los
600 acuíferos identificados, se encuentran sobreexplotados. Muchas de las
grandes ciudades como San Luis Potosí, Aguascalientes y la Ciudad de México
se abastecen de agua que proviene de acuíferos sobreexplotados. El uso del
recurso que predomina en el país es el agrícola; a pesar de que el volumen de
agua destinado a la industria es proporcionalmente menor, su importancia se
debe a la cantidad y diversidad de contaminantes que descargan (Céspedes,
2008).
La mala calidad del agua disminuye su disponibilidad, de modo que ésta es una
de las causas de la escasez del recurso. “Calidad del agua” se refiere a las
condiciones para que pueda ser empleada en usos concretos, es decir, para
consumo humano debe cumplir ciertos criterios químicos y microbiológicos; de
la misma manera ocurre con el agua para uso industrial en los diferentes
sectores así como para uso agrícola y recarga de acuíferos (Monforte, 2009). La
calidad del agua de consumo humano se controla por la NOM-127-SSA-1994
(DOF, 1994) que menciona los límites permisibles de calidad y tratamientos a los
que debe someterse el agua para su potabilización.
En México el monitoreo de la calidad se basa en características físicas y
químicas de tipo inorgánico; un aspecto muy importante para determinar la
calidad del agua son los sistemas de medición y monitoreo. Se consideran 3
indicadores para la evaluación de la calidad del agua: la Demanda Bioquímica
de Oxígeno a cinco días (DBO5), la Demanda Química de Oxígeno (DQO) y los
6
Sólidos Suspendidos Totales (SST). La DBO5 y la DQO se utilizan para indicar
la cantidad de materia orgánica presente en los cuerpos de agua provenientes
principalmente de las descargas de aguas residuales, tanto de origen municipal
como no municipal (CONAGUA, 2012).
La DBO es la cantidad de oxígeno disuelto que requieren los microorganismos
para la oxidación aerobia de la materia orgánica biodegradable presente en el
agua (Rocha, 2011).
De acuerdo con la NMX-AA-030-SCFI-2001 (DOF, 2001) se entiende por DQO
la cantidad de materia orgánica e inorgánica en un cuerpo de agua susceptible
de ser oxidada.
Otros contaminantes que deben ser tomados en cuenta para definir la calidad
del agua son los fosfatos; el fósforo es un nutriente esencial para la vida, pero
su exceso en el agua provoca eutrofización. El fósforo total incluye distintos
compuestos como ortofosfatos, polifosfatos y fósforo orgánico. Al igual que el
fósforo, los nitratos, que provienen de varios compuestos de nitrógeno causan
eutrofización. El nitrógeno se encuentra presente en las aguas naturales y
contaminadas en diferentes formas químicas. En los análisis habituales se suele
determinar el nitrógeno total que incluye el nitrógeno orgánico y el amoniacal
(Echarri, 2007).
2.1.2 Contaminación del agua en Veracruz
Veracruz es un estado que posee gran riqueza hidrológica. Cuenta con más de
40 ríos integrados en 10 cuencas hidrológicas, entre las que destacan las de los
ríos Pánuco, Tuxpan, Cazones, Nautla, Jamapa, Papaloapan y Coatzacoalcos.
La precipitación anual es de casi el doble de la media nacional (1500 mm),
además de que por su territorio fluye también un tercio del escurrimiento total del
país. En Veracruz, 205 de los 212 municipios prestan el servicio de agua potable
a través de red pública. De ellos, 90% cuentan con servicio de alcantarillado y,
de estos últimos, 27% dan tratamiento al menos a una parte de sus aguas
residuales. Con esto puede observarse que el número de plantas de tratamiento
de aguas residuales existentes es insuficiente y sólo permite tratar un volumen
reducido de las aguas residuales urbanas. Más aún, su eficiencia de depuración
7
es baja. Es fácil darse cuenta del alto impacto de la actividad humana sobre los
cuerpos de agua, resultando en mala calidad de la misma; por lo tanto, dar
tratamiento a las aguas residuales es esencial para la conservación de los
ecosistemas, la biodiversidad y la salud humana. En 50 municipios de Veracruz,
el total de las aguas residuales o una fracción, recibe tratamiento. Esta
depuración de contaminantes se realiza en 99 plantas, que en su mayoría (64%)
realizan procesos de tipo primario, mientras que en 28% se realizan procesos
secundarios como: filtros biológicos y lodos activados, entre otros (Tress, 2014).
En 2010 se registraron en la entidad 201 puntos de descargas de aguas
residuales sin tratamiento, 69% localizados en ríos y arroyos. Las descargas de
origen municipal junto con las del sector de servicios participan con 32% del
volumen descargado, representando 24% de la carga contaminante. Un factor
de alto impacto y pocas veces considerado son los depósitos de basura en
barrancas y los lixiviados de los tiraderos a cielo abierto (Consejo del Sistema
Veracruzano del Agua, 2006)
Otra fuente de contaminación es la generada por las actividades agrícolas. El
agua que no es aprovechada por los cultivos y que continúa escurriendo hacia
las corrientes contiene elementos químicos que provienen de los fertilizantes,
fungicidas e insecticidas que se utilizan para el desarrollo y protección de las
plantas y que, en su mayoría, son tóxicos. El problema se vuelve aún peor debido
a que las descargas no son arrojadas en puntos específicos, sino que se
distribuyen por todos los espacios regados; esto tiene como consecuencia la
contaminación de acuíferos al infiltrarse el agua hacia el subsuelo. Otro ejemplo
de contaminación es la de los derrames de hidrocarburos tanto en suelo como
agua, ya sea por derrames de las pipas transportadoras o de los ductos. Estos
niveles importantes de contaminación comprometen la disponibilidad de las
aguas para ciertos usos, tales como el urbano, el recreativo o el acuícola, que
por sus características y al estar en contacto directo con la población requieren
de una calidad superior a la de otros usos (Houbron, 2012).
8
Finalmente, es importante resaltar que 33% del agua de México se encuentra en
Veracruz, por lo que a sus habitantes les concierne la responsabilidad frente a la
calidad y la cantidad de este vital líquido (Tress, 2014).
Debido a todo lo anterior, es evidente que es necesario implementar entre los
habitantes del estado de Veracruz una cultura de cuidado del agua, así como
también la creación y utilización de sistemas de tratamiento de aguas que
permitan mejorar la calidad de los efluentes generados por las distintas
actividades de los distintos sectores para poder hacer un mayor y mejor uso de
dicho recurso, de forma responsable sin comprometer su disponibilidad para
generaciones presentes y futuras.
2.2 Sistemas de tratamiento de aguas residuales
El tratamiento de aguas residuales consiste en la aplicación de operaciones
unitarias y procesos químicos y/o biológicos que eliminan los contaminantes
presentes para que las aguas cumplan con los parámetros indicados en las
normas ambientales, evitando impactos negativos en los cuerpos de agua a los
que son vertidas. La selección de los procesos de tratamiento de aguas
residuales dependen de ciertos factores como: las características del agua
residual (DBO, materia en suspensión, pH, productos tóxicos), la calidad del
efluente requerida, los costos y la disponibilidad de terreno (Ramalho, 2003).
En los siguientes apartados se describen los distintos tipos de tratamiento para
aguas residuales.
2.2.1 Sistemas de tratamiento primarios
Los sistemas de tratamiento primarios de aguas residuales consisten en la
reducción de los sólidos en suspensión, en la preparación de las aguas
residuales para su descarga en los receptores o para pasar a un tratamiento
secundario mediante neutralización u homogeneización (Ramalho, 2003).
A continuación se mencionan algunos tipos de tratamientos primarios:
9
a. Cribado. Se emplea para la reducción de sólidos en suspensión de distintos
tamaños. La distancia o las aberturas de las rejillas dependen de los objetos
que se necesiten retirar; su limpieza se hace manual o mecánicamente. El
material sólido recogido se clasifica en fino y grueso. Las rejillas para separar
materiales finos tienen aberturas de 5 mm o menos; generalmente están
fabricadas de malla metálica de acero, y se usan muchas veces en lugar de
tanques de sedimentación. Las rejillas o cribas para materiales gruesos
tienen aberturas entre 4 y 8 o 9 cm. Se usan como elementos de protección
para evitar que sólidos de grandes dimensiones dañen las bombas y otros
equipos mecánicos (Muñoz, 2008).
b. Sedimentación. Se utiliza para separar sólidos en suspensión; se basa en la
diferencia de peso específico entre las partículas sólidas y el líquido donde
se encuentran, que acaba en el depósito de las materias en suspensión
(Rocha, 2011). En algunos casos, la sedimentación es el único tratamiento al
que se somete el agua residual; puede producirse en una o varias etapas,
incluso en varios de los puntos del proceso de tratamiento. Dependiendo de
la naturaleza de los sólidos presentes en suspensión, pueden considerarse
tres tipos de mecanismos o procesos de sedimentación (Ramalho, 2003).
-
Sedimentación discreta. Las partículas que se depositan no se someten
a un proceso para adherirse con otras partículas; las propiedades físicas
de las partículas (tamaño, forma, peso específico) no cambian durante el
proceso. La deposición de partículas de arena en los desarenadores es
un ejemplo típico de sedimentación discreta.
-
Sedimentación con floculación. La aglomeración de las partículas va
acompañada de cambios en la densidad y en la velocidad de
sedimentación o precipitación. La sedimentación que se lleva a cabo en
los clarificadores o sedimentadores primarios es un ejemplo de este
proceso.
-
Sedimentación por zonas. Las partículas forman una especie de manta
que sedimenta como una masa total presentando una interfase distinta
con la fase liquida. Ejemplos de este proceso incluyen la sedimentación
de lodos activos en los clarificadores secundarios.
10
c. Desarenadores. Son estructuras destinadas a remover arenas y otras
partículas de tamaño minúsculo presentes en las aguas residuales. Los
desarenadores pueden ser rectangulares o circulares; de flujo horizontal o
helicoidal; aireado o no; de limpieza manual o mecánica. Tienen como función
prevenir la abrasión de equipos mecánicos, evitar la sedimentación de arenas
en tuberías, canales y tanques (Collazoz, 2013).
d. Flotación. Es un proceso para separar sólidos de baja densidad o partículas
líquidas de una fase líquida. La separación se lleva a cabo introduciendo un
gas (normalmente aire) en la fase líquida, en forma de burbujas. La fase
líquida se somete a un proceso de presurización para alcanzar una presión
de funcionamiento entre 2 y 4 atm. Luego, este líquido saturado de aire se
somete a un proceso de despresurización llevándolo hasta la presión
atmosférica. En esta situación, y debido a la despresurización, se forman
pequeñas burbujas de aire que se desprenden de la solución. Los sólidos en
suspensión o las partículas líquidas (como aceites o petróleo) flotan debido a
que las burbujas pequeñas les obligan a elevarse hacia la superficie. En el
campo de los tratamientos de aguas residuales, la flotación se usa para los
siguientes objetivos: 1) separación de grasas, aceites, fibras y otros sólidos
de baja densidad; 2) espesado de lodos procedentes de los procesos de
lodos activados; 3) espesamiento de lodos floculados químicamente,
resultantes de los tratamientos de coagulación química (Rugeles y Abaunza,
2013).
e. Homogenización. Se conoce como homogenización a la mezcla de las
corrientes de aguas residuales, ácidas y alcalinas en un tanque. Ésta se
utiliza a menudo para otros objetivos a parte de la neutralización, como son:
aminorar las variaciones de ciertas corrientes de aguas residuales intentando
conseguir una corriente mezclada, con un caudal relativamente constante
que sea el que llegue a la planta de tratamiento; y aminorar las variaciones
de la DBO del afluente a los sistemas de tratamiento. Con este propósito se
utilizan tanques de homogeneización de nivel constante o variable (Chuc,
2009).
11
2.2.2 Sistemas de tratamiento secundario
Los tratamientos secundarios tienen como objetivo eliminar la materia orgánica
disuelta. Para ello se emplean las bacterias cuyo trabajo es degradar la materia
orgánica para transformarla en biomasa y en sustancias más sencillas, tales
como bióxido de carbono, metano, nitrógeno amoniacal, nitratos y agua. Los
principales procesos biológicos aplicados al tratamiento de agua residual pueden
ser aerobios, anaerobios, anóxicos o facultativos (Gordon et al., 2001).
A continuación se describen los sistemas biológicos más comunes en el
tratamiento de aguas:
a. Lagunas aireadas. Un sistema de tratamiento basado en lagunas
generalmente se compone de dos o tres estanques, conectados en serie.
La primera suele ser de tipo facultativo (zona aerobia en la parte superior
y zona anaerobia en la parte inferior) con profundidad entre 1 y 1. 5 m; la
segunda regularmente es de tipo de oxidación (no hay zonas anaerobias)
con profundidad de 1 m. Las lagunas aireadas se distinguen de las
facultativas principalmente porque se les suministra oxígeno mediante
mecanismos de aireación artificial, generalmente lograda con aireadores
flotantes. En esta modalidad del proceso, dependiendo de la profundidad
y de la potencia de agitación instalada, se tendrán zonas aerobias y
anaerobias. Con esto se logra una eficiencia en la remoción de DBO 5 del
95% y en coliformes del 99% (Metcalf y Eddy, 2003).
b. Filtros percoladores. Consisten en un lecho formado por un medio
filtrante al que se adhieren los microorganismo, y a través del cual percola
el agua residual. El medio filtrante suele estar formado por piedras o
diferentes materiales plásticos. La profundidad del lecho varía entre 0.9 y
2.5 m, con profundidad media de 1.8 m. Los de medio filtrante de piedra
suelen ser circulares mientras que de material plástico pueden ser
circulares, cuadrados o de otras formas con profundidades entre 4 y 12
m. La comunidad biológica está compuesta principalmente de bacterias
facultativas,
nitrificantes,
aerobias,
anaerobias,
hongos,
algas
y
protozoos. Los principales factores a tener en cuenta para el adecuado
12
funcionamiento son las cargas orgánicas e hidráulicas y el grado de
tratamiento. Los filtros percoladores se clasifican en función de la carga
orgánica en filtros de baja carga, filtros de media y alta carga, y filtros de
muy alta carga (Gordon et al., 2001).
c. Lodos
activados.
En
los
procesos
de
lodos
activados
los
microorganismos se encuentran mezclados con la materia orgánica que
digerirán para crecer y sobrevivir. Cuando los microorganismos crecen y
son mezclados con la agitación del aire, éstos tienden a agruparse
(floculación) para formar una masa activa de microorganismos
denominada lodo activado; a la mezcla de dicho lodo con el agua residual
se le llama licor mezclado. El licor mezclado fluye del tanque de aireación
a un clarificador secundario donde el lodo activado sedimenta. Una
porción del lodo sedimentado debe ser retornado al tanque de aireación
para mantener una apropiada relación sustrato-microorganismo y permitir
así una adecuada degradación de la materia orgánica (Metcalf y Eddy,
2003).
d. Discos biológicos rotatorios. Este sistema consiste en un empaque
circular giratorio en el cual se encuentra la biomasa adherida. El disco rota
sobre su eje lentamente (2 a 5 rpm) con 40% de su superficie sumergida
en el agua residual, mientras que el resto entra en contacto con el aire, es
decir, la biopelícula interacciona con el aire y el agua en forma sucesiva.
Las unidades comúnmente tienen 3 a 6 m de diámetro por 8 m de longitud
y superficie de contacto mayor a 9000 m 2. El agua tratada pasa después
a un sedimentador secundario donde se separa la biopelícula
desprendida, que constituye los lodos de purga del sistema y que hay que
tratar antes de su disposición final. El proceso no requiere recirculación y
sus costos de operación son reducidos (Navarro, 2004).
e. Nitrificación-desnitrificación. Estos procesos se llevan a cabo mediante
bacterias nitrificantes. La nitrificación es un proceso aerobio en el cual las
bacterias del género Nitrosomonas transforman el nitrógeno orgánico a
13
nitrógeno amoniacal para finalmente convertirlo en nitritos y nitratos;
mientras que la desnitrificación es un proceso anaerobio donde las
bacterias Nitrobacter convierten los nitratos en nitrógeno gaseoso que es
desprendido hacia la atmósfera (Claros, 2012).
2.2.3 Sistemas de tratamiento terciario
El tratamiento terciario se emplea para separar la materia residual de los
efluentes de procesos de tratamiento biológico con el fin de prevenir la
contaminación de los cuerpos de agua receptores, o bien, obtener la calidad
adecuada para la reutilización. Los sistemas terciarios frecuentemente implican
elevados costos de inversión. A continuación se mencionan los procesos más
utilizados (Pérez, 2008).
a. Adsorción. Consiste en la captación de sustancias solubles en la
superficie de un sólido. Un parámetro fundamental es este caso es la
superficie específica del sólido, dado que el compuesto soluble a eliminar
se ha de concentrar en su superficie. Suele emplearse para eliminar
fenoles, hidrocarburos aromáticos nitrogenados y derivados clorados, así
como para eliminar olor, color y sabor. El adsorbente más utilizado en el
tratamiento de aguas es el carbón activado (Cyclus, 2014).
b. Intercambio iónico. Es una operación de separación basada en la
transferencia de materia fluido-sólido. En el proceso de intercambio iónico
ocurre una reacción química en la que los iones móviles hidratados de un
sólido son intercambiados por iones de igual carga de un fluido. Este
proceso consiste en pasar el fluido sobre un intercambiador catiónico y/o
aniónico sólido, reemplazando los cationes y/o aniones por el ion
hidrógeno (H+) y/o el ion hidroxilo (OH-), respectivamente (Nevárez,
2009).
c. Ósmosis inversa. Es el proceso en el cual se logra revertir el proceso
natural de la osmosis mediante la aplicación de una alta presión al lado
de la membrana con mayor concentración de sales e impurezas. Al tipo
14
de membranas que se utilizan en dicho proceso se les denominan
semipermeables; están constituidas de acetato de celulosa o triacetato de
celulosa. La capa superficial de la membrana tiene un espesor de 0.2 μm
y es relativamente poco porosa; así se pueden retirar adicionalmente las
sales de metales pesados. Esta técnica se utiliza en algunos lugares para
producir agua de consumo a partir del agua de mar (Larrain, 2012).
d. Desinfección. Tiene como objetivo la destrucción selectiva de bacterias
y virus patógenos presentes en el agua residual; se realiza mediante la
adición de productos químicos como cloro, bromo, iodo o permanganato
potásico, los cuales deben utilizarse con precaución porque pueden
entrañar una serie de riesgos para el medio receptor. El agente de amplio
uso es el cloro (Pérez, 2008).
e. Electrodesinfección. Emplea ánodos con elevado poder de oxidación de
forma indirecta (producción muy elevada de oxidantes como cloro, ozono,
radicales o peróxidos); puede realizarse de dos formas: directamente
pasando el efluente por el interior del reactor, o bien, produciendo los
oxidantes a partir de una solución madre e inyectándola al agua que se
desea tratar. Debido a su efectividad, esta técnica es capaz de eliminar
virus, bacterias y parásitos (Cyclus, 2014).
f. Oxidación con ozono. Cuando este gas es inyectado en el agua, puede
ejercer su poder oxidante mediante dos mecanismos de acción: oxidación
directa de los compuestos mediante el ozono molecular u oxidación por
radicales libres hidroxilo. Estos radicales libres, generados en el agua por
su combinación con las moléculas de ozono, constituyen uno de los más
potentes oxidantes. Esto explica la gran eficacia del ozono como
desinfectante, así como su capacidad para oxidar materia orgánica del
agua, eliminar olores y sabores y degradar compuestos químicos de
diversa naturaleza (Hauser, 1996).
g. Microfiltración y ultrafiltración. Su principio es la separación física; el
tamaño de poro de la membrana es lo que determina hasta qué punto son
15
eliminados los sólidos disueltos, la turbidez y los microorganismos. Las
sustancias de mayor tamaño que los poros de la membrana son retenidas
totalmente. Las membranas usadas para la microfiltración tienen un
tamaño de poro entre 0.1 y 10 µm. La microfiltración puede ser aplicada
a muchos tipos diferentes de tratamientos de agua cuando se necesita
retirar de un líquido las partículas de un diámetro superior a 0.1 mm. Una
ultrafiltración permite retener moléculas cuyo tamaño oscila entre 0.001 y
0.1 µm. (Cyclus, 2014).
2.3 Humedales artificiales
Los HA son sistemas complejos en los que se llevan a cabo interacciones entre
agua, plantas, animales, microorganismos, energía solar, suelo y aire con la
finalidad de mejorar la calidad del agua residual (EPA, 2000).
Los HA, al igual que los naturales, tienen la capacidad de reducir contaminantes
del agua como sólidos en suspensión, DBO, nutrientes, metales y otros
productos químicos. Esta depuración se da por una variedad de procesos que
incluyen la sedimentación, filtración, metabolismo microbiano, absorción de la
planta y respiración. Un humedal artificial permite el tratamiento de aguas
residuales bajo diseños basados en las especificaciones que debe tener el
efluente (Apolonio, 2011; Marín, 2010; Mitsch et al., 2007).
El funcionamiento de los humedales artificiales se basa en tres principios básicos
que son: la actividad bioquímica de los microorganismos, el aporte de oxígeno a
través de las plantas y el soporte que brinda el sustrato para el enraizamiento de
las plantas y que además funciona como filtro (Otalora, 2011; Delgadillo et al.,
2010).
Los HA realizan tres funciones, las cuales los hacen un método atractivo para el
tratamiento de aguas residuales: 1) fijan físicamente los contaminantes a la
superficie del sustrato y la materia orgánica, 2) utilizan y transforman los
nutrientes por medio de las bacterias y a través de su absorción por la vegetación
presente, y 3) logran altos niveles de tratamiento con un bajo consumo de
energía y poco mantenimiento (Marín, 2010; EPA 2000).
16
En cuanto a su rendimiento, los HA pueden tratar con eficiencia altos niveles de
DBO, sólidos suspendidos y nitrógeno (Paredes, 2014; Quintero, 2014;
Rodríguez et al., 2012); sin embargo, no ocurre lo mismo con la eliminación de
fósforo que es mínima en estos sistemas (Leal y García, 2006; Días y Vymazal.
2013).
2.4 Tipos de humedales artificiales
Según el tipo de circulación del agua los HA se clasifican en dos tipos: de flujo
superficial y de flujo subsuperficial (Olguín y Sánchez-Galván, 2010; Mena et al.,
2008). Cada uno es descrito a continuación.
2.4.1 Humedal de flujo superficial
Los humedales de flujo superficial (HFS) consisten normalmente en una o más
cuencas o en canales poco profundos y una capa sumergida de lecho de grava
o arena para soportar las raíces de la vegetación emergente, a través de los
cuales circula agua residual que se alimenta en forma continua (Figura 1). Las
condiciones en el agua varían dependiendo la profundidad. En la parte superficial
las condiciones son aerobias debido al contacto con el aire, mientras que la parte
profunda se encuentra bajo condiciones anaerobias; el tratamiento se produce
durante la circulación del agua a través de los tallos y raíces. Son utilizados
principalmente para tratamientos terciarios y, en algunos casos, para
secundarios.
Figura 1. Esquema de humedal de flujo superficial.
Adaptado de Mena et al., 2008.
17
2.4.2 Humedal de flujo subsuperficial
Los humedales de flujo subsuperficial (HFSS) están construidos en forma de un
lecho o canal con un medio apropiado (grava, arena u otro material) para
soportar el crecimiento de las plantas. El nivel del agua está por debajo de la
superficie de soporte y fluye únicamente a través del medio que sirve para el
crecimiento de la película microbiana, que es la responsable en gran parte del
tratamiento que ocurre; las raíces penetran hasta el fondo del lecho.
Los humedales de flujo subsuperficial pueden ser de dos tipos: de flujo horizontal
y de flujo vertical (Delgadillo et al., 2010).
a. Humedales de flujo horizontal (FSSH). En este tipo de sistemas el
agua circula horizontalmente a través del medio granular y las raíces de
las plantas (Figura 2). Se caracterizan por estar permanentemente
inundados: el agua se encuentra entre 5 y 10 cm por debajo de la
superficie. Son sistemas eficientes en la remoción de DBO y SST (Corzo
y García, 2011).
Figura 2. Esquema de humedal de flujo subsuperficial horizontal.
Adaptado de Mamdouh (2012).
b. Humedales de flujo vertical (FSSV).Son cargados intermitentemente
por lo que el medio granular no está permanentemente inundado, de
esta forma se estimula el suministro de oxígeno. En estos tipos de
sistemas las aguas residuales son aplicadas de arriba hacia abajo por
medio de tuberías (Figura 3). Los sistemas con flujo vertical operan con
cargas superiores que los horizontales y llegan a producir efluentes más
oxigenados y sin malos olores (Cooper, 2005).
18
Figura 3. Esquema de humedal de flujo subsuperficial vertical.
Adaptado de Mara (2003).
2.5 Componentes de los humedales artificiales
A continuación se describen los componentes que conforman a un humedal
artificial.
a. Sustrato. Material granular que sirve de soporte a la vegetación y
permite la fijación de la biopelícula bacteriana que interviene en la
mayoría de los procesos de eliminación de contaminantes presentes en
las aguas a tratar mediante diferentes mecanismos físicoquímicos.
b. Agua. El agua en los humedales está compuesta de diferentes
contaminantes y por ello que se somete a tratamiento; puede provenir
de aguas residuales domésticas, municipales, de drenajes ácidos de
minas, de residuo del proceso de beneficio de café o de industrias en
general.
c. Vegetación. Puede ser de tres tipos: emergente, flotante o sumergida.
Las flotantes son aquellas cuyas raíces se mantienen dentro del agua,
sin estar arraigadas al suelo o sustrato, tomando del agua los nutrientes
necesarios para su crecimiento; sus hojas se mantienen flotando sobre
la superficie del agua. Las macrófitas sumergidas son aquellas cuyas
raíces están arraigadas al suelo, pero su tallo y/o hojas se mantienen
dentro del agua sin salir a la superficie. Las macrófitas emergentes son
aquellas enraizadas en el suelo y que contribuyen a la oxigenación del
sustrato a nivel de la rizósfera, a la eliminación de nutrientes por
19
absorción/adsorción y al desarrollo de la biopelícula bacteriana y el agua
a tratar o influente que circula a través del sustrato y la vegetación (ATL,
2013; Londoño y Marín, 2009).
La selección de la vegetación que se va utilizar en un sistema de humedales
debe tener en cuenta las características de la región donde se realizará el
proyecto así como las siguientes recomendaciones (García y Corzo, 2011):

Deben ser especies que alcancen una biomasa considerable por unidad
de superficie para conseguir la máxima asimilación de nutrientes.

La biomasa subterránea debe poseer una gran superficie específica para
potenciar el crecimiento de una biopelícula.

Se debe tratar de especies que puedan crecer fácilmente en las
condiciones del sistema proyectado.

Debe tratarse de especies con una elevada productividad.

Las especies deben de tolerar los contaminantes presentes en las aguas
residuales.

Utilizar especies nativas.
A continuación se describen las características de las especies evaluadas en
este estudio.
2.6 Tule (Typha sp)
También conocido como espadaña o tule es una planta ubicua en distribución,
robusta, capaz de crecer bajo diversas condiciones medioambientales y se
propaga fácilmente, por lo que representa una especie de planta ideal para un
humedal artificial (Figura 4). Es capaz de producir una biomasa anual grande,
con potencial pequeño de remoción de N y P por la vía de la poda y cosecha.
Los rizomas de espadaña plantados a intervalos de aproximadamente 0.6 m
pueden producir una cubierta densa en menos de un año (Lara, 1999).
20
Figura 4. Thypa sp.
Adaptado de Hood (s.f.)
Typha es la especie más recomendable en el uso de humedales construidos por
su baja contribución en la emisión de gases invernadero. La especie Typha se
caracteriza por ser una especie colonizadora que presenta una gran
adaptabilidad, ya sea a distintos niveles de agua, zonas climáticas o suelos
(Figura 5) (Coleman et al., 2000).
Figura 5. Typha sp.
Adaptado de Callow y Boggs (2007).
21
Puede aplicarse en sistemas de flujo superficial aprovechando su condición de
halófita, en flujo subsuperficial como plantas arraigadas en la grava, y en
sistemas acuáticos en flotación inducida, optimizando el papel filtrante de su
sistema radicular. También pueden ser utilizadas para tratamiento secundario
(eliminación de materia orgánica) y terciario (para eliminar N y P) en climas
templados. Su eficacia dependerá de los factores condicionantes del crecimiento
de las plantas (básicamente temperatura y radiación). Existen numerosos
trabajos sobre la productividad de dichas plantas en medios naturales y en
humedales artificiales que utilizan grava volcánica como medio de soporte en los
que documentan que es una especie altamente productiva (Fernández, 2011;
Fuentes, 2011; Otalora 2011; García, 2010).
2.7 Alcatraz (Zantedeschia aethiopica)
De acuerdo con Figueroa (2008) el alcatraz es una de las plantas más populares
en México, es originaria de zonas templadas ubicadas en el sur y este de África.
Crece con mayor eficiencia en ambientes húmedos, llega a medir hasta 1 metro
de altura y su tallo es subterráneo de rizoma grueso (Figura 6). Se han probado
plantaciones de alcatraz en humedales artificiales debido a que reporta
beneficios adicionales por su valor económico; sin embargo, presenta la
desventaja de ser muy susceptible a las heladas y a algunas plagas y
enfermedades.
Figura 6. Zantedeschia aethiopica.
Adaptado de Haro (2010).
22
De acuerdo con Avelar (2011) la Zantedeschia aethiopica incrementa la
efectividad en la remoción de la DQO en 13%, la DBO5 en 13%, los fosfatos
como PO4 en 17.67%, N-amoniacal en 10.6%, SST en 9.62%, conductividad
eléctrica en 5.3%, turbiedad en 11.02%, sulfatos como SO4 en 9.25%, coliformes
totales en 1.21% y coliformes fecales en 1.46% con respecto a un pantano sin
plantas emergentes; en sitios con tepetzintle y piedra de río no se han hecho
estudios previos sobre su efectividad de crecimiento.
2.8 Alpinia (Alpinia purpurata)
Planta con raíz tuberosa aromática. Altura de 1.2 a 2.5 m, con inflorescencia
erecta y brácteas de 35-95 cm, rosadas y blancas. Las hojas son opuestas,
lanceoladas y forman el tallo; las flores blancas diminutas están rodeadas por
brácteas rojas. Necesita 15 a 30% de sombra (Figura 7); prefiere las zonas
húmedas y para un mejor crecimiento requiere un suelo constantemente húmedo
y ligeramente ácido (Roblero, 2011).
Figura 7. Alpinia purpurata.
Adaptado de Angulo (2013).
23
3. ANTECEDENTES
Actualmente ha aumentado el interés a nivel mundial por el tratamiento de las
aguas residuales mediante los HA ya que se basan en los principios de los
humedales naturales imitando lo que ocurre en la naturaleza, por lo que se han
catalogado como “sistemas naturales de tratamiento”. Por este motivo, esta
tecnología resulta altamente atractiva para ser aplicada en el tratamiento de
aguas residuales por su versatilidad y rentabilidad económica (Romero et al.,
2009).
Los humedales artificiales han demostrado ser un tratamiento eficaz y eficiente
para mejorar la calidad de aguas residuales de origen doméstico o municipal, de
origen industrial, aguas residuales de granjas piscicolas y lixiviado de diferentes
orígenes (de la agricultura, aeropuertos, autopistas, invernaderos, viveros,
vertederos de basura) (Miguel, 2013).
Mejía et al., (2009) realizaron un estudio de las especies E. crassipes y Cyperus
spp en la remoción de diferentes concentraciones de DQO para con ello
establecer una concentración óptima para tratar en humedales artificiales de
efluentes de granjas porcinas. Esto debido a que se sabe que los efluentes
derivados de actividades ganaderas tales como la producción porcina, contienen
una elevada concentración de nutrientes que provocan la eutrofización del agua,
por lo que consideraron como una alternativa económica, sencilla y de alta
eficiencia para el tratamiento secundario o terciario de dichos efluentes es el uso
de humedales artificiales. Las plantas se colocaron en macetas de PVC de 20
cm y 15.24 cm (altura/diámetro); se utilizó como sustrato grava (granzón) de 5
mm de diámetro. Las concentraciones de DQO (a partir de excreta de cerdo)
fueron de 500, 1000, 1500, 2000 y 2500 mg/L. Los parámetros evaluados fueron:
DQO, pH y N-NH4 (cada 2 días) y P-PO4 (cada 5 días). Con los resultados
obtenidos se observó que la mayor eficiencia se produjo con un tiempo de
retención hidráulica de 3 días, con porcentajes superiores al 60%en todos los
parámetros analizados. Se demostró que el sistema de humedales fue eficiente
al eliminar DQO y amonio en un tiempo muy corto (día 3). Cyperus spp presentó
el efecto más favorable para remoción en la DQO. Para el caso del amonio los
24
mejores resultados los presentó Cyperus spp. La grava mostró una alta
adsorción de DQO.
Montero y Barron (2011) evaluaron la remoción de materia orgánica del agua
residual del Instituto Tecnológico de Minatitlán empleando la especie vegetal
Typha sp. El humedal artificial fue de flujo subsuperficial vertical, teniendo un
área superficial de 2.97m2 y 0.75m de profundidad, con una pendiente del 5%.
Como medio de soporte para las plantas y medio de fijación para los
microorganismos, se colocó grava lavada de tamaño medio (25 mm de
diámetro). Dentro de la celda, se sembraron10 macrófitas de Typha sp, cada una
ubicada a 50 cm de la otra aproximadamente. Las plantas seleccionadas eran
jóvenes, de entre 30 - 60 cm de altura. Estas fueron recolectadas de los
alrededores de la ciudad, ya que crecen naturalmente en esa zona. Se
alimentaron las celdas de manera continua un caudal aproximado de 117 L/día,
y un tiempo de retención de 4 días. Después de un mes y medio de operación,
se monitorearon parámetros de campo (pH, temperatura del agua y ambiente,
conductividad y OD).Los resultados arrojaron que en el sistema de humedales
empleando la especie vegetal Typha sp, bajo las condiciones de operación a las
que estuvo sometida y operando con una alimentación de flujo continuo tipo
vertical, es viable para poder tratar las aguas residuales de la institución porque
existió una capacidad alta de remoción de contaminantes mediante procesos
físicos, químicos y biológicos de manera natural. Los datos obtenidos reportan
porcentajes aceptables con respecto a la remoción de la materia orgánica,
siendo estos porcentajes para DBO5 y DQO de 77.11% y 83.40%,
respectivamente. El porcentaje promedio esperado en la eficiencia de remoción
de la DBO5fue de 80%, por lo que al observar los resultados podemos comprobar
la eficiencia del sistema con respecto a las concentraciones de los diferentes
parámetros obtenidos en el efluente para que cumpliera con la norma NOM-001SEMARNAT-1996 (DOF, 1996), que establece los límites máximos permisibles
de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes
nacionales.
Por otro lado, Pérez et al., (2012) evaluaron la aplicación de un humedal artificial
horizontal de flujo subsuperficial para el tratamiento de aguas negras
25
provenientes de una industria cosmética y farmacéutica en Costa Rica. Él HA se
construyó sobre una base de geomembrana impermeable, en la cual se sembró
la especie Cyperus papyrus. Las plantas fueron sembradas con una densidad de
4 plantas/m2. El sistema de HA fue monitoreado con la realización de análisis
fisicoquímicos de DBO5, DQO, fósforo soluble, pH, turbidez, conductividad,
temperatura y sólidos suspendidos totales. Estos análisis fueron realizados
periódicamente por un lapso de 2 años. El humedal construido demostró una alta
eficiencia en la remoción de carga orgánica de las aguas tratadas, al alcanzar
porcentajes promedios de 91% para el caso del DBO 5, y 72% para el DQO. En
cuanto a los nutrientes, se eliminó un promedio de 75% para el fósforo soluble.
Respecto a los sólidos totales, el humedal tuvo una remoción promedio de un
73%. El Cyperus papyrus demostró a lo largo del experimento, ser una especie
apta como sistema de macrófitas enraizadas en el humedal, presentó un buen
crecimiento, resistencia a plagas y una adecuada adaptabilidad a un clima
tropical (condición imperante en el área central del país).
Bedoya et al., (2012) implementaron un humedal artificial de flujo subsuperficial
para el tratamiento de las aguas residuales generada por la Institución
Universitaria Colegio Mayor de Antioquia (IUCMA). Se realizó una evaluación
comparativa
de
la
eficiencia
de
remoción
de
diferentes
parámetros
fisicoquímicos y microbiológicos: demanda bioquímica de oxígeno, demanda
química de oxígeno, sólidos suspendidos totales, nitrógeno amoniacal, nitrógeno
total, fósforo, coliformes y algunos metales como níquel y zinc en dos humedales
independientes.
Cada
humedal
con
una
especie
diferente
(Typha
latifolia y Cyperus papyrus). Con ambas plantas se logró un efluente con niveles
inferiores de todos los parámetros analizados con respecto a los valores
obtenidos en la caracterización inicial. Los dos humedales se alimentaron
simultáneamente con el mismo afluente con un caudal aproximado de 15 L/día,
y se trabajó con un tiempo de retención hidráulica teórico de nueve días. Cada
24 horas y durante diez días se tomaron las muestras para evaluar los
porcentajes de remoción. Al final del tratamiento se obtuvo un promedio de DQO
de 53.9% con Typha latifolia y de 47.9% con Cyperus papyrus. En términos de
DBO5 el promedio de remoción fue similar entre ambas especies (83.2% y
82.9%) respectivamente. Por otro lado se logró eliminar 69.5% y 36.8% de
26
carbono orgánico total. Los porcentajes de SST fueron de 95.5% y 40.3%. Los
altos porcentajes obtenidos en el fosforo (97.2% y 95.9%) demuestran la gran
demanda de nutrientes que tienen ambas especies. Al finalizar el tratamiento se
observó que la especie T. latifolia mostró un mejor rendimiento que la
especie C. papyrus ya que el efluente proveniente de este tratamiento presento
las concentraciones más bajas de contaminantes.
Rodríguez et al., (2012) llevaron a cabo un estudio en el cuál se diseñaron y
evaluaron dos sistemas de humedales artificiales de flujo vertical, uno sembrado
con la especie Iris pseudacorus con una densidad aproximada de 250
plantas/m2 y el otro sin ningún tipo de vegetación. El sustrato de los humedales
fue de cuatro materiales distintos, que de arriba abajo fueron: arena gruesa,
turba, grava media (o gravilla) y grava gruesa. Cada humedal estuvo compuesto
por un sistema de riego compuesto de 4 hileras de tubos de PVC de 16 mm de
diámetro, separadas entre sí 40 cm. Cada tubo contó con 9 orificios emisores de
3 mm de diámetro. Para la aireación del sustrato se utilizaron tubos de PVC de
90 mm. Su cometido fue promover la transferencia de oxígeno atmosférico hasta
las capas más profundas del lecho. Los humedales operaron durante cuatro
meses. La evaluación se realizó durante el estado estacionario del proceso. En
el humedal con I. pseudacorus la eliminación de DQO fue de 81%, mientras que
en el lecho sin plantas fue de 68%. El rango de eliminación de nitrógeno
amoniacal fue de 75 a 96%, y de 66 a 83% respectivamente. Los autores
concluyeron que para los parámetros evaluados se obtienen mejores resultados
en el humedal con plantas, que en el blanco. El humedal de I. pseudacorus
obtiene una mejora de al menos 10 puntos en el porcentaje de eliminación de la
materia orgánica medida como DQO.
En una empacadora situada en Atlixco (México), Navarro et al., (2013) con el
objetivo de tratar el agua residual del lavado de vegetales (remolacha y
zanahoria), utilizaron un sistema de humedales construidos de flujo
subsuperficial horizontal, a nivel de mesocosmos. El sistema estaba compuesto
por un sedimentador, una celda con grava de río con Phragmites australis,
seguida por dos celdas paralelas, con grava y piedra volcánica, con Typha
latifolia. El sistema estuvo operando por semilotes, el tiempo de residencia
hidráulica en cada celda fue de 5 días. El cambio de vegetación causó una
27
variación en las cargas orgánicas del influente a la primera celda, con una DBO5
promedio en el período en que se procesaba remolacha de 3650 mg/ L y de 1194
mg/ L en el período en que se procesaba zanahoria. Estos valores superaban
por mucho lo permitido para la DBO5 por la Norma Oficial Mexicana NOM-001ECOL-1996 (DOF, 1996) para descargas en embalses naturales o artificiales
que se destinen a riego agrícola. La DQO presentó cargas promedio en la celda
1 de 582 gDQO/día y de 102 gDQO/día para el segundo. Los resultados
mostraron que había relación entre el tipo de vegetal que se procesa y la carga
orgánica del efluente, con valores de la DBO5 y DQO en los intervalos de 1000
– 4500 y 2000 – 16000 mg/L, respectivamente y se concluyó que un HFSS de
dos etapas, utilizando Phragmites australis y Typha latifolia, puede ser suficiente
para el tratamiento de las aguas residuales del lavado de vegetales, alcanzando
porcentajes de remoción superiores al 90%. Por lo tanto el tratamiento en el
HFSS mejoró las características del agua residual y llevo el pH a valores
cercanos a la neutralidad.
Finalmente Castañeda et al., (2013) cuantificaron la eficiencia en la eliminación
de la carga orgánica (DBO), nitrógeno total, fósforo total y grasas y aceites y el
pH, en aguas residuales domésticas, mediante el diseño de un sistema piloto de
un humedal artificial con tres especímenes de macrófitas, Phragmites
australis (carrizo común), Gladiolus spp (gladiolo) y Typha latifolia (totora) típicas
de Los Altos de Jalisco. Éstas se colocaron en recipientes cilíndricos de plástico
donde se dejaron por un periodo de cuatro meses para su adaptación, las
dimensiones de cada cubeta fueron: Diámetro interior: 28 cm, longitud: 35 cm,
volumen efectivo: 21.5 litros. Las tomas de muestras se realizaron por primera
vez en diciembre del 2010 y la última en noviembre del 2011 con tiempos de
retención hidráulica de 3, 5 y 7 días. Los resultados obtenidos demostraron que
la variación del pH presentó una tendencia ligeramente alcalina, siendo el
gladiolo el que más rápidamente redujo la alcalinidad del agua residual. En
referencia con la concentración de la demanda bioquímica de oxígeno, se
observó que la mayor remoción se dio con un tiempo de retención de siete días
y especialmente con la totora y el carrizo en más del 86%. La diminución mayor
del nitrógeno total fue de hasta el 64% con el carrizo, a los siete días de
retención. Por otro lado, la mejor disminución de concentración de fósforo total
28
fue igualmente con el carrizo en siete días de retención, llegando hasta el 65%.
Finalmente, con la totora las grasas y aceites presentaron el mayor porcentaje
de remoción, con el 60% en siete días de retención.
Dicho trabajo demostró que el establecimiento de bacterias en las raíces de las
plantas, ayudan a la remoción de la carga orgánica y de nutrimentos del agua
residual los microorganismos son la parte fundamental del mecanismo con que
las macrófitas contribuyen a la remoción de los contaminantes; los compuestos
orgánicos, nitrogenados y fosforados son transformados a formas más simples
y, por lo tanto, más fáciles de ser asimilados por las propias plantas. Con base
en lo anterior, se pudo afirmar que los humedales artificiales son un sistema
sustentable y reproducible de tratamiento de aguas residuales domésticas, que
contribuye al mejoramiento del medio ambiente.
29
4. JUSTIFICACIÓN
Debido a que la contaminación del agua sigue siendo un constante problema, es
necesario continuar con la búsqueda de técnicas rentables y eficientes que
ayuden a disminuir los contaminantes presentes en dicho recurso. Actualmente
se busca ampliar la aplicación de biotecnologías para la resolución de problemas
ambientales, un ejemplo son los humedales artificiales o construidos, que son
sistemas similares a los humedales naturales cuya técnica se basa en las
interacciones de las plantas, el sustrato y los microorganismos.
Algunas ventajas de los HA es su bajo costo de inversión, mantenimiento y
operación, su gasto energético es prácticamente nulo, tienen vida útil superior a
40 años y que pueden integrarse al paisaje natural de la zona donde se ubique.
Se les considera una de las alternativas más viables para el tratamiento de aguas
residuales domésticas debido al tipo de contaminantes presentes en los
efluentes (N y F); el nitrógeno es esencial para los microorganismos en el
sistema y para la que se lleve a cabo procesos de nitrificación y desnitrificación;
la remoción de fósforo se da por la adsorción del sustrato y ambos elementos
son asimilados por las plantas para su crecimiento.
A pesar de que la vegetación juega un papel importante en la remoción de
contaminantes, en México existen pocos estudios que evalúen el uso de
diferentes plantas ornamentales en la remoción de contaminantes y aún menos
aquellos estudios que investiguen el uso de diferentes sustratos de fácil
obtención y de bajo valor económico, el sustrato más común en humedales es el
tezontle o grava volcánica. La finalidad de éste trabajo es contribuir a la
investigación existente acerca de los parámetros idóneos para la construcción y
efectividad del uso de humedales artificiales en México.
30
5. OBJETIVOS
5.1 Objetivo general
Evaluar la capacidad de remoción de nutrientes (NO3 y PO4) de aguas
residuales de la localidad de Pastorías, Municipio de Actopan (Veracruz),
tratadas en microcosmos de humedales artificiales sembrado con 3 especies de
plantas ornamentales en dos diferentes tipos de sustratos.
5.2 Objetivos específicos
a. Diseñar microcosmos de humedales artificiales sembrados con tres
diferentes plantas ornamentales en dos distintos sustratos para el
tratamiento de aguas residuales domésticas.
b. Determinar la eficiencia en la remoción de nutrientes en los microcosmos
de humedales artificiales plantados con Typha sp, Zantedeschia
aethiopica y Alpinia purpurata, respectivamente.
c. Medir y comparar parámetros de crecimiento y desarrollo de Zantedeschia
aethiopica, Alpinia purpurata y Typha sp sembrados en dos diferentes
sustratos en microcosmos de humedales artificiales para el tratamiento de
aguas residuales.
31
6. HIPÓTESIS
Debido a las características del presente trabajo se plantean las 3 hipótesis
siguientes:
a. El sistema de humedal artificial de flujo subsuperficial utilizando como
sustrato
tepetzintle
sembrado
con
Typha
sp
puede
tratar
satisfactoriamente las aguas residuales domésticas en comparación con
el sistema sembrado con Typha sp en piedra.
b. La especie Thypa sp presentará el mejor crecimiento y altos porcentajes
de remoción de nutrientes en comparación con Zantedeschia aethiopica
y Alpinia purpurata por lo que se podrá considerar como la mejor opción
para utilizar en el tratamiento de aguas residuales domésticas por medio
de humedales artificiales.
c. Habrá un impacto en el crecimiento de las especies de plantas
ornamentales utilizadas según el tipo de sustrato. Obteniéndose un mayor
crecimiento en la vegetación sembrada en piedra que en aquella
sembrada en tepetzintle, ya que la piedra al ser un material con mayor
porosidad permite que los microorganismos se adhieran con más facilidad
y haya una mayor actividad bacteriana.
32
7. MATERIALES Y MÉTODOS
A continuación se muestran los pasos que se llevaron a cabo a lo largo del
proyecto y posteriormente se describe cada uno (Figura 8).
Diseño y
acondicionamiento de
los microcosmos
Sembrado y
estabilización de las
plantas
Medición de
temperatura y
humedad
relativa(diaria).
Monitoreo del potencial
Redox (semanal)
Evaluación semanal
del crecimiento de
plantas
-Altura, diámetro del
tallo y ancho de hojas.
Al final del estudio:
-Velocidad relativa de
crecimiento
-Biomasa
Muestreo de
agua
Análisis para el monitoreo
de las concentraciones
de N, DBO5 y P.
Monitoreo semanal de
pH, conductividad, SDT,
y OD
Se analizaron los parámetros medidos y se
realizaron las gráficas y los análisis
estadísticos correspondientes para cada uno.
Figura 8. Metodología llevada a cabo en el estudio.
33
Área de estudio
Las aguas residuales a tratar provienen de la localidad de Pastorías, localizada
en el Municipio Actopan del Estado de Veracruz de Ignacio de la Llave (México);
se encuentra en las coordenadas geográficas Longitud: -96º 570556’ y Latitud:
19º 564444’ (Figura 9).
Figura 9. Ubicación del municipio de Actopan, localidad en la que se llevó a cabo el
presente estudio.

Diseño y acondicionamiento de los microcosmos
-
Se elaboraron 24 microcosmos (cubetas de plástico de 28 cm de diámetro
x 26 cm de alto).
-
De los humedales de flujo subsuperficial 9 tenían como sustrato piedra de
río (2 a 5 cm de diámetro) con porosidad de 50% y 9 tepetzitntle (5 a 7 cm
de diámetro) con porosidad de 40%.
-
El sustrato fue colocado aproximadamente a 20 cm de alto; el nivel de
agua se mantuvo entre 5 y 7 cm por debajo del sustrato (Figura 10).
-
Tres cubetas de cada sustrato estaban plantadas con dos especies de
Typha sp, Zantedeschia aethiopica y Alpinia purpurata, las restantes sin
vegetación (se utilizaron como controles).
34
Figura 10. Microcosmos de humedales artificiales armados.
Cálculos
Para determinar el volumen total de cada contenedor se utilizó la fórmula 1:
V= π * r2 * h
(1)
Donde:
V = volumen del microcosmo de humedal
r = radio de la unidad experimental
h = altura de la unidad experimental
Por ser humedales de flujo subsuperficial se incluyó en éste cálculo la porosidad
del sustrato; Londoño y Marín (2009) indica que la piedra de río tiene 50% de
porosidad, es decir, ocupa el 50% del volumen total del humedal por lo que se
multiplicó por 0.5 y el tepetzitntle con porosidad de 40%se multiplico por 0.4. El
volumen real de cada humedal de flujo subsuperficial fue de 8 y 6.4 L,
respectivamente.

Alimentación de los humedales
El agua se obtuvo directamente de la última caja de registro del sistema de
drenaje, de donde fue bombeada hacia un tanque de almacenamiento con
capacidad de 1100 L (tanque de alimentación). La manguera con la que se
bombeaba el agua de la caja de registro contaba con un filtro, el cual actuó como
35
separador primario de sólidos. El contenedor distribuyó el agua a cada uno de
los 24 humedales mediante un tubo de PVC de 2”; a tal tubo se le adaptaron
mangueras con reguladores para que la alimentación se llevara a cabo mediante
un sistema de goteo (Figura 11). A la salida de cada humedal se adaptó un tubo
tipo ganso construido de PVC de ½” para facilitar la toma de muestras del
efluente.
Figura 11. Esquema de los microcosmos de humedales artificiales, utilizados en este estudio. TP=Thypa
sp en piedra, TT= Thypa sp en tepetzintle, AP= Alpinia purpurata en piedra, AT=Alpinia purpurata en
tepetzintle, ZP=Zantedeschia aethiopica en piedra, ZT=Zantedeschia aethiopica en tepetzintle, CP= Control
de piedra y CT= Control de tepetzintle.
Se consideró un tiempo de retención hidráulica (TRH) de 3 días para todos los
microcosmos de humedales. Obtenidos los datos de volumen de cada humedal,
se calculó el caudal haciendo un despeje de la siguiente fórmula 2 y se obtuvo
la ecuación 3:
V = TRH * Q
(2)
Q = V/ TRH
(3)
36
Donde:
V = Volumen en (L)
TRH = Tiempo de retención hidráulico (días)
Q = Flujo volumétrico (mL/ min o L/d)
Obteniéndose los siguientes datos:
a. Caudal de microcosmos con piedra:
Q= 8 L / 3 d= 2.66 L /d (1000 mL/ 1440 min)
Q = 1.9 mL/min
b. Caudal de microcosmos con tepetzintle:
Q= 6.4 L / 3 d= 2.13 L /d (1000 mL/ 1440min)
Q = 1.5 mL/min

Monitoreo de parámetros
El experimento se llevó acabo de abril a agosto del año 2014. Para conocer la
remoción de contaminantes en el agua tomó muestra del influente y efluentes
cada semana.
-
Temperatura y humedad. Se monitorearon semanalmente donde
se encontraban los microcosmos, 3 veces al día con un
termohidrómetro digital.
-
Medición del potencial Redox. Se realizó con un sistema de
varillas con punta de platino construidas de acuerdo con López y
Tolome, (2009), un voltímetro y un electrodo. La medición se
realizó una vez por semana utilizando dos micropiezómetros
37
(Moreno et al., 2009) instalados en cada uno de los microcosmos
de humedales, donde el potencial redox se midió a diferentes
profundidades (5 y 10 cm) introduciendo la varilla y el electrodo.
Las varillas fueron calibradas con una solución de quinhidrona de
50 mgL-1 antes de cada medición.
-
Otros parámetros. También se midieron conductividad eléctrica,
salinidad, SDT, OD y pH mediante un multiparamétrico YSI
Environmental modelo 556.

Análisis de laboratorio
A continuación se describe la metodología utilizada para los análisis de
laboratorio efectuados; se realizaron dos repeticiones por cada muestra
analizada.
-
Determinación de DBO5. Fue analizada de acuerdo con la NMXAA 028-SCFI-2001 (DOF, 2001) que establece la técnica para la
determinación de la demanda bioquímica de oxígeno en aguas
naturales, residuales y residuales tratadas. Esta técnica se basa
en
medir
la
cantidad
de
oxígeno
que
requieren
los
microorganismos para la oxidación de la materia orgánica
presente en aguas naturales y residuales. Se determina por la
diferencia entre el oxígeno disuelto inicial y el oxígeno disuelto al
cabo de cinco días de incubación a 20°C. Para llevarla a cabo se
añade a la dilución de muestra de agua 1 mL de cada una de las
siguientes disoluciones: disolución de sulfato de magnesio,
disolución de cloruro de calcio, disolución de cloruro férrico y
disolución amortiguadora de fosfatos.
La determinación del OD inicial se puede realizar por medio del
método yodométrico de azida modificado o mediante el método
electrométrico con electrodo de membrana de acuerdo con lo
descrito en la NMX-AA-012-SCFI-2001 (DOF, 2001) que establece
la determinación de oxígeno disuelto en aguas naturales,
38
residuales y residuales tratadas. Finalmente se realiza la medición
del OD después de los cinco días de incubación.
-
Determinación de nitratos. Se realizó de acuerdo con la técnica
para la determinación de nitratos en aguas naturales, potables,
residuales y residuales tratadas descrita en la norma NMX-AA
079-SCFI-2001 (DOF, 2001). En esta técnica se observa la
reacción de los nitratos y la brucina bajo condiciones ácidas a
temperatura elevada. Se transfieren alícuotas de 10 mL de
muestra a tubos de reacción que posteriormente se colocan en un
baño de agua fría, se añaden 2.0mL de la disolución de cloruro de
sodio a cada tubo, se mezclan y se agregan 10mL de disolución
de ácido sulfúrico. Los tubos se colocan nuevamente en el baño
de agua fría y se añaden 0.5 mL de reactivo brucina-ácido
sulfanílico, a continuación se mezclan y colocan en un baño de
agua en ebullición manteniendo la temperatura de ebullición.
Después de 20 min se sacan los tubos y sumergen en agua fría
para finalmente leer su absorbancia en un espectrofotómetro a 410
nm.
-
Determinación de fosfatos. Fueron cuantificados utilizando el
método del ácido ascórbico de acuerdo con Sandell y Onish
(1978), la cual se basa en la generación de ácido fosfomolíbdico,
que es reducido mediante ácido ascórbico generando una
coloración azul susceptible de determinación colorimétrica. Se
colocan 50 mL de muestra en matraces de 100 mL, se añaden 8
mL de reactivo de color y se afora. Después de 20 minutos se
efectúan las lecturas de la absorbancia en el espectrofotómetro a
660 nm.
39

Eficiencia de remoción de nutrientes
Para conocer la eficiencia de remoción de nitratos y fosfatos en los humedales
construidos, se utilizaron los niveles de concentración obtenidos de la entrada y
salida de cada humedal. Para calcular el porcentaje de remoción se utilizó la
fórmula 4:
% de remoción = X entrada – X salida
* 100
(4)
X entrada
Dónde:
% remoción = porcentaje de remoción de contaminantes
X = Concentración de nitratos o fosfatos según corresponda

Monitoreo del crecimiento de las plantas
La evaluación del crecimiento de las plantas ornamentales se realizó
semanalmente del mes de abril al mes de agosto de 2014. Para la estimación
del crecimiento de Thypa sp, Zantedeschia aethiopica y Alpinia purpurata se
tomaron en cuenta el diámetro de tallos, número y ancho de hojas existentes y
altura máxima de la planta, que se midió desde el sustrato hasta el ápice de la
hoja más larga, así como el número de brotes.

Productividad de biomasa
Una vez finalizado el proceso de monitoreo se llevó a cabo la determinación de
la biomasa aérea y subterránea. Para la realización de dicho análisis se
cosecharon las plantas, se separó la raíz de la parte aérea y se dejaron secando
al sol por un periodo de dos meses; después, en una estufa fueron mantenidas
a 150º C durante una hora para finalmente determinar su peso seco.
40

Velocidad relativa de crecimiento
La velocidad relativa de crecimiento se calculó de acuerdo con la fórmula 5:
VRC (g-1 d-1) = ln W2 ln W1
t2-t1
(5)
Dónde:
VRC = Velocidad relativa de crecimiento
W1 = Peso seco al inicio del experimento
W2 = Peso seco al final del experimento
t1 = Tiempo inicial del estudio (día 0)
t2 = Tiempo final del estudio (día 156)

Análisis estadístico
Los análisis estadísticos se realizaron con el programa estadístico SPSS versión
19 para Windows. Se probó la normalidad de los datos con la prueba de ShapiroWilk’s. Se realizaron análisis de varianza (ANOVA) de dos vías para evaluar el
efecto de la vegetación y el tipo de sustrato en la remoción de contaminantes.
Las diferencias significativas entre los diferentes tratamientos fueron detectadas
utilizando pruebas de Post Hoc (Tukey, asumiendo igualdad de varianzas y
Games-Howell cuando no se asumían varianzas iguales).
41
8. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
A continuación se presentan los resultados obtenidos durante el periodo de
experimentación.
8.1 Temperatura
La temperatura es un factor que influye en la mayoría de los mecanismos
llevados a cabo para la remoción de contaminantes en los que los
microorganismos sean los principales encargados de dicha eliminación.
En la tabla 1 se observan las temperaturas ambiente mínima, máxima y promedio
mensuales.
Tabla 1. Valores de temperatura ambiente mínima, máxima y promedio obtenido durante
los meses de experimentación.
MES
TEMPERATURA TEMPERATURA TEMPERATURA
MÍNIMA (º C)
MÁXIMA (º C)
PROMEDIO (º C)
Abril
23.6
28.7
26.1
Mayo
24.3
29.8
26.4
Junio
23.1
31.5
27.1
Julio
20.6
32.5
33.1
Agosto
25.1
28.4
26.7
Dentro de las temperaturas promedio se observa una temperatura ambiente
máxima de 32.5º C y una mínima de 20.6º C; de acuerdo con Martínez (2014)
este rango no representa un riesgo para el bienestar de la vegetación. La
temperatura ambiente promedio registrada durante el periodo de estudio (27.88º
C) se considera propicia para el crecimiento de la misma. Sin embargo, MianHao et al., 2010 dice que específicamente para la remoción de nutrientes la
temperatura óptima es 30° C. Las temperaturas mínimas en el experimento
estuvieron hasta 9.4° C por debajo de lo considerado ideal siendo la más baja la
42
del mes de Julio (20.6° C), debido a que la temperatura mínima normalmente se
da en las primeras y últimas horas del día, cuando la luz solar es escasa, son
mínimos los procesos que se llevan a cabo durante estos momentos. Al observar
las temperaturas máximas se puede apreciar que todas se encuentran cerca del
valor establecido por Mian-Hao por lo tanto se cree que en el transcurso del día
el proceso de remoción se pudo llevar acabo.
Así mismo la temperatura del agua es un parámetro importante, ya que afecta
directamente la velocidad de reacción de los procesos llevados a cabo por los
microorganismos presentes y la concentración de oxígeno en el agua. En la tabla
2 se muestran los registros de la temperatura a lo largo de los 106 días de
operación.
Tabla 2. Valores promedio de temperatura (º C) de la muestras de agua durante el periodo
experimental. P: microcosmo con piedra como sustrato y T: microcosmo con tepetzintle
como sustrato.
Dicho parámetro se midió con la finalidad de observar si esta influyó de manera
significativa en la remoción de nutrientes ya que Crites y Tchobanoglous (2004)
mencionan que la temperatura óptima para el desarrollo de la actividad
bacteriana se encuentra en el intervalo de 25 a 35° C.
Los valores obtenidos oscilaron entre 15.8 y 21.4 °C; agosto fue el mes en el
que el promedio mensual fue mayor, con un valor de 20.8 °C y abril el del menor,
con un promedio de 17.6 °C. Se aprecia que la temperatura del agua es más
baja que la temperatura ambiente con una diferencia de hasta 10.28° C
considerando el promedio de temperatura ambiente (27.88° C) y el promedio
mensual más bajo de temperatura del agua (17.6° C). Esto difiere de lo señalado
por Tanner y Headley (2011), que indicaron que la temperatura del agua puede
ser de 2 a 4º C menor que la temperatura ambiente debido a la sombra que
ejercen las plantas. En general se puede decir que los valores obtenidos en la
43
temperatura del agua fueron bajos debido tal vez, a que el experimento se realizó
en condiciones distintas a las del estudio ya mencionado (estaciones del año y
tipo de humedal para el tratamiento). Cabe mencionar que los microcosmos al
estar al aire libre estuvieron expuestos a factores de clima que también pudieron
haber contribuido en la disminución de la temperatura del agua.
8.2 Humedad
La humedad relativa se mantuvo similar de abril a agosto de 2014, con valores
promedio mensuales que fueron de 73.2% a 78.9% como se observa en la tabla
3; el promedio de humedad durante los 106 días de experimentación fue 76.1%.
Tabla 3. Porcentajes de humedad relativa que se presentaron durante la etapa
experimental.
MES
HUMEDAD RELATIVA
(PROMEDIO)
Abril
75.9%
Mayo
73.2%
Junio
78.9%
Julio
75.0%
Agosto
77.5%
8.3 pH
El pH del influente se midió con la finalidad de observar si éste presentaba
cambios al pasar el agua residual por el sistema, sus valores oscilaron entre 6 y
7, datos que se encuentran dentro del rango típico del agua residual doméstica
y que coincide con Martínez (2014), que afirma que el intervalo de pH para el
buen desarrollo de los microorganismos es de 5-9.
44
Tabla 4. Promedio mensual de pH en cada microcosmo durante el experimento. P:
microcosmo con piedra como sustrato y T: microcosmo con tepetzintle como sustrato.
Al realizar la medición de los efluentes, los sistemas tratados con Typha sp
presentaron valores que oscilaron entre 7.14 y 7.63, resultados que son similares
con los reportados por Navarro et al., (2013), quienes trataron aguas residuales
con Phragmites australis y Typha sp y obtuvieron un pH en el efluente de 7.03;
también coinciden con lo reportado por Baltazar y Romero (2013), que
registraron pH de 7.6 en un estudio similar con Typha dominguensis.
En el caso de Zantedeschia aethiopica los resultados (7.1-7.7) coinciden con
Suárez et al., (2014) y Carrillo et al., (2009), quienes al tratar aguas residuales
domésticas, obtuvieron pH de 7 y 7.3, respectivamente.
La norma que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en
las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales (NOM-001SEMARNAT-1996) (DOF, 1996) exige un valor de pH mayor a 5.5 y menor a 10
para el vertido de las aguas residuales. Durante este estudio, en el humedal
artificial, los valores de pH cumplieron con lo establecido.
8.4 Conductividad eléctrica
La conductividad eléctrica se define como la capacidad del agua para conducir
una corriente eléctrica a través de los iones disueltos. Las conductividades
elevadas indican la presencia de impurezas, y más concretamente de sales
disueltas. Las altas concentraciones de sales afectan la calidad del agua y
también influyen en la biota acuática. (Roldán 2013). El comportamiento de
este parámetro se muestra en la tabla 5. El valor promedio de la conductividad
eléctrica en el influente fue 1058 µS/cm. A través del sistema de tratamiento los
45
valores promedios de la conductividad eléctrica del agua residual oscilaron entre
594 y 1560 µS/cm.
Tabla 5. Valores de Conductividad eléctrica de cada microcosmo en el periodo de
experimentación. P: microcosmo con piedra como sustrato y T: microcosmo con
tepetzintle como sustrato.
*C.E: Conductividad Eléctrica.
Se observa que los valores más bajos en cada uno de los tratamientos se
presentaron en el mes de junio, siendo los más bajos en todo el periodo
experimental los de Typha-T y Alpinia-P (794 y 561 µS/cm respectivamente). En
la mayoría de los microcosmos los valores de conductividad aumentaron y los
más altos se presentaron en Typha-T y Zantedeschia-T (1547 y 1560 µS/cm
respectivamente). Carpio (2013) menciona que la exposición de las muestras a
la atmósfera, puede causar cambios en la conductividad, debido a pérdida o
ganancia de gases disueltos en especial el CO2, por lo que se cree que el realizar
el experimento bajo esta condición influyo en los resultados obtenidos.
La conductividad eléctrica no es una característica que contribuye a determinar
la contaminación en aguas residuales aunque sirve para conocer la posibilidad
de usar el agua tratada para riego. Delgadillo et al., 2010 indica que para que el
agua residual tratada pueda utilizarse para fines agrícolas ésta no debe exceder
un valor de conductividad de 3000 µS/cm, ya que muchas plantas son sensibles
a altas concentraciones de sales disueltas, y la exposición de terrenos a riegos
prolongados con aguas muy conductoras puede dar lugar a su inutilización como
espacios de cultivo. Al comparar los resultados obtenidos se puede observar que
todos se encuentran por debajo del límite establecido confirmando que no hay
problema en utilizar estos efluentes para dicho fin.
46
8.5 Oxígeno disuelto
La concentración de oxígeno disuelto (OD) varía dependiendo de la temperatura,
turbidez, presión atmosférica y actividad fotosintética de las algas y plantas. La
temperatura y el OD son inversamente proporcionales: a mayor temperatura
menor concentración de OD. En la tabla 6 se aprecia el comportamiento de OD
a lo largo de la experimentación.
El oxígeno disuelto del humedal presentó un valor máximo de 4.24 mg/L en el
tratamiento con Zantedeschia aethiopica y el mínimo de 2.94 mg/L en el agua
tratada con Alpinia purpurata. Aun considerando el valor más bajo obtenido se
puede observar que los tratamientos tuvieron un efecto positivo al aumentar la
concentración de OD en todos los sistemas alcanzándose cantidades hasta 3.2
mg/L por encima del valor del influente.
Tabla 6. Comportamiento del oxígeno disuelto al final del experimento. P: microcosmo con
piedra como sustrato y T: microcosmo con tepetzintle como sustrato.
TRATAMIENTO
OXÍGENO DISUELTO OXÍGENO DISUELTO
(%)
(mg/L)
Influente
12.41
1.032
Typha sp-P
38.23
3.55
Typha sp-T
37.12
3.42
Alpinia purpurata-P
32.70
3.21
Alpinia purpurata-T
32.16
2.94
Zantedeschia aethiopica-P
45.23
4.24
Zantedeschia aethiopica-T
45.68
4.03
Control-P
18.8
1.50
Control-T
15.6
1.32
El humedal permitió incrementar el oxígeno disuelto en el efluente siendo mayor
el aumento en los tratamientos con vegetación en comparación con los
humedales no plantados. Esto coincide con lo reportado por Zhang et al., (2010)
que al realizar una evaluación comparativa entre sistemas plantados con P.
47
australis y sin plantar reportaron un mayor rendimiento en la eliminación de NH4
en los humedales plantados debido a que el contenido en oxígeno era mayor en
los humedales con plantas que en los que no las tenían y concluyeron que el tipo
de macrófita utilizado también puede influir teniendo en cuenta su capacidad de
inyección de oxígeno.
A pesar de que las raíces liberaron oxígeno, la cantidad ocupada para la
respiración y los procesos llevados a cabo para descomponer la biomasa muerta
no permitieron incrementar la concentración hasta 6mg/L que de acuerdo con
Tanner y Headley (2011) es la cantidad adecuada que debe tener un efluente
para permitir el desarrollo de una alta diversidad de organismos acuáticos.
8.6 Sólidos disueltos totales
Los sólidos disueltos totales (SDT) comprenden las sales inorgánicas
(principalmente de calcio, magnesio, potasio y sodio, bicarbonatos, cloruros y
sulfatos) y pequeñas cantidades de materia orgánica que están disueltas en el
agua (OMS, 2003). Una de las principales vías de remoción es la adsorción. En
el presente experimento se utilizó piedra de río y tepetzitnle como material
poroso lo cual se creía que favorecería la adsorción.
El valor promedio del influente fue de 211.6 mg/L. En la tabla 7 se observa el
comportamiento de los SDT durante la experimentación. Como se puede
apreciar, no se presentan cambios significativos en los efluentes. El mayor
porcentaje de remoción fue 32.37%que es similar al obtenido por Hernández
(2012) que obtuvo un porcentaje de remoción de 35% en un humedal utilizando
grava como sustrato.
A diferencia del experimento anterior Lovera et al., (2009) trataron agua residual
doméstica con humedales construidos utilizando arena gruesa y grava
obteniendo un porcentaje de remoción de 90.2%, Katsenovich et al., (2009) y
Jiménez (2014) reportaron remociones del 84 a 94% en humedales empacados
con tezontle y arena. Al comparar estos resultados se aprecia que los
porcentajes de remoción aquí obtenidos pueden considerarse bajos y se cree
48
que la adsorción de sólidos se incrementa al combinar un sustrato con arena ya
que éste material granular es capaz de retener partículas de hasta veinte micras
de tamaño (Cawst, 2009).
Tabla 7. Comportamiento de los sólidos disueltos totales al concluir la fase experimental.
P= microcosmo con piedra como sustrato y T= microcosmo con tepetzintle como sustrato.
TRATAMIENTO
SOLIDOS DISUELTOS
REMOCIÓN
TOTALES
(%)
(mg/L)
Influente
211.6
-
Typha sp-P
157.5
25.56
Typha sp-T
174.45
17.55
Alpinia purpurata-P
151.05
28.6
Alpinia purpurata-T
161.85
23.50
Zantedeschia aethiopica-P
143.1
32.37
Zantedeschia aethiopica-T
165.75
21.66
Control-P
183.6
13.23
Control-T
192.75
8.90
Los sustratos no fueron lo suficientemente efectivos para la remoción de SDT,
sin embargo, las concentraciones promedio obtenidas en los efluentes se
encuentran muy por debajo de 1000 mg/L, que es lo recomendado por la NOM127-SSA1-1994 (DOF, 1994) que establece los límites permisibles de calidad y
tratamientos a que debe someterse el agua para su potabilización.
8.7 Medición del potencial Redox
Los factores de diseño que influyen en el potencial redox son principalmente la
longitud y la profundidad. La zona más cercana a la superficie posee mayor
potencial redox debido al aporte de oxígeno por las plantas y la difusión desde
la atmósfera; mientras que las zonas profundas poseen potencial redox más bajo
por la ausencia de oxígeno (Faulwetter, 2009)
El periodo de monitoreo de este parámetro fue del 03 de Abril al 03 de Agosto
de 2014. Durante este período todos los microcosmos estaban bajo las mismas
49
condiciones. En la figura 12 se representan los valores promedio del potencial
redox en los humedales construidos medido a los 5 cm de profundidad, los
cuales oscilaron entre los +125.9mV y +367.9mV y en la figura 13 se observan
los valores obtenidos en los humedales construidos medido a 10 cm de
profundidad que variaron entre los +124.23mV a los +411.86mV, siendo para
ambos casos el mes de junio el que obtuvo los valores más bajos y el mes de
julio los más altos.
Medición del potencial redox (mV) a 5 cm.
400
350
300
T-P
250
T-T
A-P
200
A-T
Z-P
150
Z-T
CP
100
CT
50
0
abril
mayo
junio
julio
Mes de muestreo.
agosto
Figura 12. Evolución del potencial redox medido a 5 cm de profundidad en los
microcosmos de humedales artificiales. Z-P= Zantedeschia en piedra, Z-T= Zantedeschia
en tepetzintle, A-P=Alpinia en piedra, A-T= Alpinia en tepetzintle, T-P= Typha en piedra, TT= Typha en tepetzintle, CP= control de piedra y CT= control de tepetzintle.
50
valores de potencial redox (mV) a 10
cm.
450
400
350
T-P
300
T-T
250
A-P
200
A-T
Z-P
150
Z-T
100
CP
50
CT
0
abril
mayo
junio
julio
Mes de muestreo.
agosto
Figura 13. Evolución del potencial redox medido a 10 cm de profundidad en los
microcosmos de humedales artificiales. Z-P= Zantedeschia en piedra, Z-T= Zantedeschia
en tepetzintle, A-P=Alpinia en piedra, A-T= Alpinia en tepetzintle, T-P= Typha en piedra, TT= Typha en tepetzintle, CP= control de piedra y CT= control de tepetzintle.
Al comparar ambas imágenes se puede apreciar una tendencia similar en el
comportamiento del potencial redox, por lo que se cree que el diseño de los
microcosmos fue adecuado ya que a los 5 cm de profundidad los procesos se
vieron beneficiados debido al aporte de oxígeno de la atmósfera y a los 10 cm
por el de las zonas oxigenadas en las inmediaciones de las raíces de las plantas;
por ello, se pudieron crear gradientes similares en ambas profundidades y se
favoreció el mayor rango posible de condiciones redox para poder eliminar la
máxima cantidad de contaminantes. Dichos resultados concuerdan con lo
planteado por Münch et al., (2005) que indica un intervalo de un máximo de 500
mV en la superficie de la zona radicular, y que disminuye hasta 150 mV en las
zonas alejadas a la raíz.
Londoño y Marín (2009) mencionan que los procesos químicos y microbianos
que ocurren en el sedimento de los humedales se ven influenciados por el
potencial redox. Cabe mencionar que en los suelos con condiciones aeróbicas,
el oxígeno es el mayor aceptor de electrones, mientras que en suelos con
51
condiciones anaerobias como las que se presentaron en el sistema, los
principales aceptores de electrones son NO3-, MnO2, SO4 y CO2.
Los valores promedio de potencial redox oscilaron entre +222.59 y 301.58 a 5
cm de profundidad y entre +274.81 y +327.15 a 10 cm.
Tabla 8. Valores promedio de la medición del potencial redox (mV) en los microcosmos
de humedales artificiales.
PROMEDIO DEL POTENCIAL REDOX (mV)
TRATAMIENTO
Profundidad
Profundidad
(5 cm)
(10 cm)
Typha –P
227.37
275.08
Typha-T
257.79
280.95
Alpinia-P
278.77
306.80
Alpinia-T
271.81
304.24
Zantedeschia-P
301.58
327.15
Zantedeschia-T
248.95
300.58
Control –P
222.59
274.81
Control-T
257.84
280.98
En la tabla se observa un mayor potencial redox a los 10 cm de profundidad lo
que indica que la zona cercana a la raíz de las plantas tenía buena oxigenación
y que incluso ésta fue mayor que la oxigenación en la superficie; por ello tomando
en cuenta lo mencionado anteriormente se considera que el diseño de las
unidades experimentales favoreció al potencial redox y éste a su vez a la
realización de los procesos químicos y microbianos de remoción.
El monitoreo de dicho parámetro también ayuda a conocer los procesos que se
están llevando a cabo en el humedal, valores por debajo de +400 mV indican
actividad de bacterias desnitrificantes, un valor menor a +100 mV, la reducción
de iones Fe+3. Valores redox menores a -100 mV indican la reducción de sulfatos
y sustancias orgánicas (fermentación) y valores menores a -250 mV una
aparición de CH4 (Ruíz ,2010) El promedio mensual de los valores del potencial
redox en éste trabajo no fueron negativos y se demuestra que dado el rango de
los valores obtenidos y basándolos en lo establecido por López et al., (2005) se
indica la presencia de procesos anaeróbicos y de desaparición de NO 3- en el
sistema (+220mV).
52
8.8 Porcentajes de remoción
En la tabla 9 se presentan los porcentajes de remoción de demanda bíoquimica
de oxígeno (DBO5), nitratos (N-NO3) y fosfatos (P-PO4) que se obtuvieron en
cada sistema a lo largo del periodo de experimentación. A continuación se
muestra una discusión de cada uno de los parámetros mencionados
anteriormente.
DBO5
Se observa una disminución significativa en este parámetro obteniéndose
valores mayores a los 100 mg/L en el influente y menores a 50 en todos los
tratamientos sin embargo no se observan cambios significativos entre las
especies en los distintos sustratos.
Los valores de remoción presentados anteriormente son parecidos a los
reportados por Barrera (2008) y Jiménez (2014) quienes utilizaron humedales
artificiales
plantados
con
Zantedeschia
aethiopica
y
Typha
latifolia
respectivamente, obtuvieron valores de 86 y 91% de remoción. Hernández
(2014) evaluó un humedal artificial de flujo subsuperficial nivel piloto para
disminuir la concentración de los contaminantes de los efluentes de un ingenio
azucarero ubicado en Veracruz, alcanzando una eficiencia máxima de remoción
del 74%. Aunque no se especifican las condiciones bajo las cuales se realizaron
los experimentos, la remoción obtenida es similar a la del presente experimento.
Si se toma en cuenta la clasificación Metcalf y Eddy (2003) que menciona que
una concentración fuerte de DBO5 se considera cuando se tienen valores arriba
de los 400 mg/L una concentración media es de unos 200 mg/L y una baja de
110 mg/L, en el sistema de tratamiento empleado de cada uno de los
microcosmos se obtienen efluentes con concentraciones bajas de DBO 5
De acuerdo con la NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF, 1996) el sistema cumple
con los límites permisibles de DBO5 ya que está dentro de los parámetros siendo
el promedio para uso de riego de 200 mg/L, para uso urbano público de 150 mg/L
y para la protección de la vida acuática de 60 mg/L.
53
Nitratos (N-NO3)
El promedio en el influente fue de 8.838 mg /L. En los efluentes se obtuvieron
valores menores que el valor de entrada, siendo el tratamiento con Alpinia p. en
ambos sustratos el que menos contribuyo a la remoción con concentraciones de
8.419 mg/L en el microcosmo con piedra como sustrato y 8.292 mg/L en el de
tepetzintle y Typha sp el más eficiente al reducir las concentraciones hasta los
3.447 mg/L.
Los resultados antes mencionados son similares a los reportados por Quiroz
(2011) que trató aguas residuales domesticas en mesocomos de humedales
artificiales plantados con Typha y Zantedeschia de las cuales obtuvieron
remociones de 52 y 27% respectivamente. Por otra parte Zurita y Belmont (2009)
registraron eficiencias de remoción de 64.4 hasta 79.1% en humedales de flujo
subsuperficial a escala piloto utilizando Zantedeschia aethiopica. Cárdenas
(2013) explica que para que exista una buena remoción de nitratos debe haber
condiciones específicas de temperatura (>25° C), oxígeno disuelto (> 2mg/L) y
pH (7-9). Al comparar los valores con los del presente estudio se deduce que la
temperatura (<21° C) pudo ser un factor que disminuyera un poco la remoción
de nitratos en el agua residual.
La eficiencia de remoción de nitratos por los humedales fue de 6.19% hasta
59.67% y no hubo diferencias significativas a lo largo de este estudio entre los
microcosmos plantados con una misma especie. La Norma Oficial Mexicana
NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF, 1996) señala una concentración de hasta 15
mg/L de nitrógeno total para la protección de la vida acuática y de hasta 40 mg/L
para las descargas provenientes del uso público urbano y del uso en riego
agrícola por lo que la concentración de este nutriente en los efluentes no
representa un problema para los acuíferos.
Fosfatos (P-PO4)
En el presente estudio la concentración promedio en el influente fue de 9.508
mg/L. Los porcentajes de remoción oscilaron entre 19.99 y 55.16%. Se puede
apreciar un efecto positivo del humedal siendo la combinación Typha en piedra
la más eficiente.
54
Sin embargo dichos porcentajes se consideran bajos al compararse con los
estudios de Gikas y Tsihrintzis (2012), Zuñiga (2009) y Carranza et al., (2014)
que al utilizar grava fina como sustrato obtuvieron eficiencias de 69.8, 62.3 y 65.1
% respectivamente y concluyeron que para aumentar la capacidad de retención
de fósforo era necesario utilizar la grava junto con otro sustrato como la arena.
Según la NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF, 1996) el límite máximo permisible
de fosforo total en ríos es de 5 mg/L, siendo los sistemas plantados con Typha
los únicos que están por debajo de este parámetro y el límite para proteger la
vida acuática en las descargas a ríos provenientes del uso urbano y del riego
agrícola es de 20 mg/L, limite que se cumple en todos los efluentes del sistema.
55
56
*DBO5: Demanda Bioquímica de Oxígeno
*N-NO3: Nitratos
*P-PO4: Fosfatos
Tabla 9. Parámetros de calidad del agua en el influente y porcentajes de remoción obtenidos en los microcosmos de humedales artificiales. Las
remociones indicadas en líneas horizontales con letras diferentes como superíndice, indican diferencias significativas. P= microcosmo con
piedra como sustrato y T= microcosmos con tepetzintle como sustrato.
8.9 Crecimiento de plantas
Durante un periodo de 5 meses se evaluó el crecimiento de plántulas de Typha,
Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica mediante diversos parámetros de
crecimiento, como la altura, el diámetro del tallo y el ancho de hojas. A
continuación se muestras los resultados obtenidos en cada parámetro.
8.9.1 Alturas, diámetros y anchos de hojas
En promedio la altura máxima registrada a partir de abril y hasta agosto fue para
Typha de aproximadamente 114 y 106 cm respectivamente, para Alpinia p. (32
y 53 cm) y finalmente para Zantedeschia a. 17 y 16 cm, en piedra y tepetzintle
respectivamente. (Figura 14).
T-P
T-T
A-P
A-T
Z-P
Z-T
250
Altura (cm).
200
150
100
50
03-mar.-14
10-mar.-14
17-mar.-14
24-mar.-14
31-mar.-14
07-abr.-14
14-abr.-14
21-abr.-14
28-abr.-14
05-may.-14
12-may.-14
19-may.-14
26-may.-14
02-jun.-14
09-jun.-14
16-jun.-14
23-jun.-14
30-jun.-14
07-jul.-14
14-jul.-14
21-jul.-14
28-jul.-14
0
Fecha de muestreo
Figura 14. Alturas de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica durante la fase
experimental. Z-P= Zantedeschia en piedra, Z-T= Zantedeschia en tepetzintle, A-P=Alpinia
en piedra, A-T= Alpinia en tepetzintle, T-P= Typha en piedra, T-T= Typha en tepetzintle.
57
T-P
T-T
A-P
A-T
Z-P
Z-T
30
Diámetros (cm).
25
20
15
10
5
21-jul.-14
07-jul.-14
23-jun.-14
09-jun.-14
26-may.-14
12-may.-14
28-abr.-14
14-abr.-14
31-mar.-14
17-mar.-14
03-mar.-14
-
Fecha de muestreo
Figura 15. Diámetros de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica durante la
fase experimental. Z-P= Zantedeschia en piedra, Z-T= Zantedeschia en tepetzintle, AP=Alpinia en piedra, A-T= Alpinia en tepetzintle, T-P= Typha en piedra, T-T= Typha en
tepetzintle.
T-P
T-T
A-P
A-T
Z-P
Z-T
Ancho (cm).
25
20
15
10
5
21-jul.-14
07-jul.-14
23-jun.-14
09-jun.-14
26-may.-14
12-may.-14
28-abr.-14
14-abr.-14
31-mar.-14
17-mar.-14
03-mar.-14
-
Fecha de muestreo
Figura 16. Anchos de hojas de de Typha, Alpinia purpurata y Zantedeschia aethiopica
durante la fase experimental. Z-P= Zantedeschia en piedra, Z-T= Zantedeschia en
tepetzintle, A-P=Alpinia en piedra, A-T= Alpinia en tepetzintle, T-P= Typha en piedra, T-T=
Typha en tepetzintle.
58
El crecimiento de las plantas se reportó de esta manera para observar las
diferencias entre cada especie y cada tipo de unidad experimental con diferente
sustrato. La medición de la altura de los tallos es el parámetro más conveniente
para evaluar el crecimiento de las plantas. Debido a que todos los sistemas
estuvieron bajo las mismas condiciones ambientales se deduce que la diferencia
en el sustrato de los humedales construidos no influyo significativamente
(P≥0.05) en el incremento de las plantas de una misma especie.
Los promedios de crecimiento de la especie Typha registrada en este trabajo,
fueron similares a los reportados por Quiroz, (2011) quien evaluó el crecimiento
y la eficiencia biorremediadora de Typha en un humedal artificial para el
tratamiento de aguas residuales en San Miguel de Allende Guanajuato. Durante
este estudio, Typha logró una altura de hasta 130 cm y Escutia y Lindig (2012)
evaluaron el crecimiento de Typha latifolia en unos humedales artificiales
experimentales en Michoacán y obtuvieron altura de 167 a 267 cm.
De acuerdo con Kobayashi et al., (2007) la Alpinia p. es una especie sensible,
tiende a desarrollarse en suelos bien drenados con pH de 6.0 a 6.8, no tolera
concentraciones altas de salinidad ni temperaturas constantes por encima de los
21º C. Al comparar los datos se observa que la temperatura promedio durante el
experimento fue mayor a los 26 º C y el rango de pH nunca fue menor de 7, se
puede concluir que estos factores causaron que dicha especie
no lograra
adaptarse.
Para Zantedeschia, Croat y Carlsen (2003) obtuvieron un crecimiento de 75 cm,
que resulta mucho mayor a los obtenidos en el experimento, esto pudo deberse
a que para que dicha especie se desarrolle es necesario que el suelo o sustrato
sea capaz de retener la humedad precisa para evitar tanto la deshidratación
como la pudrición de tubérculos y raíces. Además este terreno debe tener un pH
entre 6,0 y 6,5 (Chaín et al., 2000). El lugar donde se plantó se encontraba al
aire libre y al no controlar estos factores pudo verse afectado su desarrollo.
59
8.10 Productividad de biomasa
En la Figura 17, se muestra la productividad aérea y de raíz de Alpinia p.,
Zantedeschia a. y Typha sp a lo largo de este estudio. Se observó que la
productividad aérea fue similar entre los microcomos de la misma especie (3.94,
5.85, 1.27, 0.61, 73.11 y 80.79 g); la productividad de raíz fue aproximadamente
0.614, 1.22, 3.39, 95.90 y 136.95 g; la única diferencia significativa que se
observan es en entre Zantedeschia a. siendo mayor en piedra que en tepetzintle.
Figura 17. Biomasa aérea (a) y subterránea (b) de la vegetación en estudio sembrada en
los diferentes sustratos (Piedra: P y Tepetzintle:T). Los valores son promedios (n=3 ± error
estándar), diferentes letras sobre las barras indican diferencias significativas entre los
promedios.
Estos resultados son menores al compararlos con los de la producción de
biomasa registrada por las plantas Typha sp en el trabajo realizado por Ruíz
(2010) que obtuvo un valor cercano a 3 Kg m-2 (aérea), la productividad de raíz
fue aproximadamente 1.6 Kg m-2 para el humedal de flujo superficial y de 2.8 Kg
m-2 para el de flujo subsuperficial.
60
Pero al compararlos con Bixquert (2014) que observo una producción de
biomasa aérea (19.8 g m-2) y subterránea (3.2 g m-2) en un humedal plantado
con Typha latifolia se puede apreciar que la producción fue mayor en el sistema.
El tipo de sustrato no provocó ningún efecto significativo en la producción de
biomasa ni aérea (P=0.071), ni subterránea (P=0.722) en la vegetación
sembrada en los microcosmos de humedales. Sin embargo, si se observaron
diferencias significativas entre la cantidad de biomasa aérea (P=0.001), así como
en la biomasa subterránea (P=0.016). La menor producción de biomasa se
observó en las especies de Alpinia P y Zantedeshia a., las cuales tuvieron
cantidades estadísticamente menores a la biomasa observada en Typha sp tanto
en la parte aérea (≤0.05) como subterránea (≤0.05).
8.11 Velocidad relativa de crecimiento
En cuanto a la VRC, se encontró un promedio de 0.0054, 0.0057 y 0.0123 (gg1día-1)
para Alpinia, Zantedeschia y Typha sembradas en piedra respectivamente
y de 0.0071, 0.0031 y 0.0142 (gg-1día-1) para las especies sembradas en
tepetzintle (Figura 18).
Figura 18. Velocidad relativa de crecimiento de la vegetación en estudio sembrada en los
diferentes sustratos (Piedra: P y Tepetzintle: T). Los valores son promedios. Las diferentes
letras sobre las barras indican diferencias significativas entre los promedios.
61
Los resultados obtenidos en este estudio concuerdan con lo reportado por Ruíz,
(2010) quien utilizó Typha sp en un humedal de flujo subsuperficial con grava
volcánica como sustrato y un humedal de flujo superficial con suelo para
tratamiento de agua del rio Sordo en Xalapa. La VRC de Typha no se vio
afectada por el tipo de sustrato obteniéndose valores de 0.0092 g g-1día-1 en
grava y 0.00845 g g-1día-1 en suelo.
En el presente experimento se observaron diferencias significativas entre las
especies. En el caso de Alpinia y Typha se obtuvo una VCR ligeramente mayor
en tepetzintle en comparación con Zantedeschia a. con respecto al tipo de
sustrato no se observaron diferencias estadísticamente distintas (P≥0.05), las
tres especies estuvieron expuestas a las mismas condiciones (temperatura,
humedad, TRH, flujo de agua y concentración de nutrientes) por lo que se puede
decir que el sustrato no influyo en el crecimiento de las plantas.
62
9. CONCLUSIONES
Los microcosmos plantados con Typha sp, Alpinia purpurata y Zantedeschia
aethiopica presentaron porcentajes de remoción para DBO de 82%, 71% y 80%,
para nitratos 59%, 6% y 42%, y para fosfatos 54%, 19% y 41% respectivamente.
No existió una diferencia significativa en la eficiencia de remoción de dichos
contaminantes al comparar los diferentes sustratos.
Los distintos experimentos demostraron ser una buena opción para tratar aguas
residuales domesticas ya que las concentraciones en los efluentes de los
sistemas estuvieron por debajo de los límites recomendados por la NOM-001SEMARNAT-1996.
El pH aumentó ligeramente al pasar por los microcosmos, los valores obtenidos
fueron 7.15 para el influente y 7.45, 7.58, 7.33, 7.35, 7.70 y 7.51 para cada
efluente. El OD fue menor en el efluente (1.032 mg/L) en comparación con los
observados en los influentes (3.55, 3.42, 3.21, 2.94, 4.24 y 4.03 mg/L), indicando
un efecto positivo de los humedales artificiales en ambos parámetros y una mejor
calidad del agua residual tratada.
La hipótesis de que habría un impacto en el crecimiento de las plantas según el
tipo de sustrato se rechazó, puesto que no se observaron diferencias en el
desarrollo de una misma especie sembrada en piedra o tepetzintle.
Typha sp tuvo un crecimiento mayor que Zantedeschia a y Alpinia p, en ambos
sustratos. Esto indica que independientemente de las condiciones (temperatura
y clima), ésta especie se adapta y sobrevive sin problema, demostrando que es
óptima para sistemas de tratamiento de aguas residuales en zonas con clima
templado.
El uso de humedales artificiales para el tratamiento de aguas residuales es una
alternativa viable y económica, donde pueden ser utilizadas plantas
ornamentales con valor comercial como Zantedeschia a y Alpinia p.
63
10. RECOMENDACIONES
Con el objetivo de profundizar y progresar en el estudio de los mecanismos de
remoción y en la evaluación de la eficiencia de los humedales artificiales para
tratamiento de aguas, se sugieren algunas recomendaciones.

Evaluar el sistema con distintos tiempos de retención hidráulica.

Utilizar un sustrato que permita una mejor adsorción de los contaminantes
tales como (P-PO4) y SDT presentes en el agua un ejemplo podría ser arena.

Evaluar un sistema en el que se combinen las especies utilizadas
anteriormente para observar si se obtienen mayores porcentajes de
remoción.

Cambiar las plantas cuando se observe que estas han alcanzado su máximo
crecimiento y reemplazarlas por nuevas que permitan que continúe el buen
funcionamiento del sistema.
64
11. REFERENCIAS
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essential oils. Industrial Crops and Products. Vol. 53, 111–119.
Apolonio L. (2011). Construcción y arranque de un humedal artificial a escala
de banco laboratorio. ATAM, Vol. 25 No. 1,21-33.
Aponte A. (2010). Estimación del balance de Nitrógeno en un humedal construido
subsuperficial plantado con Heliconia psittacorum para el tratamiento de
aguas residuales domésticas. Facultad de Ingeniería Universidad de
Antioquia, No. 56, ISSN: 0120-6230
ATL. El portal del agua desde México. (2013). Humedales artificiales para la
depuración de lixiviados de diferentes orígenes. Taller de Ideas y
Proyectos del V Encuentro Europeo del Agua.
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22
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Septiembre
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disponible
en:
http://www.atl.org.mx/index.php?option=com_content&view=article&id=5
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Avelar J. (2011). Tratamiento de aguas residuales con humedales artificiales en
Tlapanaloya, municipio de Tequisquiac, Estado de México. Tesis
Maestría, Colegio de Postgraduados, Texcoco Edo. De México.
Baltazar R. y Romero Y. (2013). Propuesta de diseño de un humedal artificial
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