IT033 70685205 T (4)

Anexo de la R.C.U. N°126-2022-UNASAM
ANEXO 1
INFORME DE ORIGINALIDAD
El que suscribe (asesor) del trabajo de investigacion titulado:
“EVALUACIÓN DE PROTOTIPOS DE HUMEDALES CONSTRUIDOS ANAEROBIOS
CON DIFERENTE COMPOSICIÓN DE SUSTRATO ORGÁNICO (COMPOST,
ESTIÉRCOL DE VACA Y OVEJA) PARA EL TRATAMIENTO DE DRENAJES ÁCIDOS
DE ROCA DEL CANAL CHONTA – RECUAY, ÁNCASH, 2022”.
Presentado por
: AGUIRRE FALCÓN, KIARA MARY
Con DNI N°
: 70685205
Para optar al Título Profesional de: Ingeniero Ambiental
Informo que el documento del trabajo anteriormente indicado ha sido sometido a revision,
mediante la plataforma de evaluacion de similitud, conforme al Artículo 11° del presente
reglamente y de la evaluación de originalidad se tiene un porcentaje de: 11% de similitud.
Evaluacion y acciones del reporte de similitud de los trabajos de los estudiantes /
tesis de pre grado (Art. 11, inc. 1).
Porcentaje
Marque con
Evaluación y acciones
Trabajos de
Tesis de
una X
estudiantes
pregrado
Esta dentro del rango aceptable de
X
Del 1 al 30% Del 1 al 25% similitud y podrá pasar al siguiente paso
según sea el caso.
Se debe devolver al estudiante o
Del 31 al
Del 26 al
egresado para las correcciones con las
50%
50%
sugerencias que amerita y que se
presente nuevamente el trabajo.
El docente o asesor que es el responsable
de la revisión del documento emite un
Mayores a
Mayores a
informe y el autor recibe una observación
51%
51%
en un primer momento y si persistiese el
trabajo es invalidado.
Por tanto, en mi consideración de Asesor responsable, firmo el presente informe en señal
de conformidad y adjunto la primera hoja del reporte del software antiplagio.
Huaraz, 20 de noviembre de 2024.
___________________
FIRMA
Dr. Maximiliano Loarte Rubina
DNI N°: 32295136
Se adjunta:
1. Reporte Generado por la plataforma de evaluacion de similitud
Reporte de similitud
NOMBRE DEL TRABAJO
AUTOR
Evaluación de prototipos de humedales c Kiara Mary Aguirre Falcón
onstruidos anaerobios con diferente com
posición de sustrato o
RECUENTO DE PALABRAS
RECUENTO DE CARACTERES
34208 Words
174356 Characters
RECUENTO DE PÁGINAS
TAMAÑO DEL ARCHIVO
140 Pages
5.6MB
FECHA DE ENTREGA
FECHA DEL INFORME
Nov 20, 2024 9:13 AM GMT-5
Nov 20, 2024 9:15 AM GMT-5
11% de similitud general
El total combinado de todas las coincidencias, incluidas las fuentes superpuestas, para cada
base de datos.
10% Base de datos de Internet
4% Base de datos de publicaciones
Base de datos de Crossref
Base de datos de contenido publicado de
Crossref
7% Base de datos de trabajos entregados
Excluir del Reporte de Similitud
Material bibliográfico
Material citado
Material citado
Coincidencia baja (menos de 8 palabras)
Resumen
i
UNIVERSIDAD NACIONAL
SANTIAGO ANTÚNEZ DE MAYOLO
FACULTAD DE CIENCIAS DEL AMBIENTE
ESCUELA PROFESIONAL DE INGENIERÍA AMBIENTAL
EVALUACIÓN DE PROTOTIPOS DE HUMEDALES CONSTRUIDOS
ANAEROBIOS CON DIFERENTE COMPOSICIÓN DE SUSTRATO
ORGÁNICO (COMPOST, ESTIÉRCOL DE VACA Y OVEJA) PARA
EL TRATAMIENTO DE DRENAJES ÁCIDOS DE ROCA DEL CANAL
CHONTA – RECUAY, ÁNCASH, 2022
TESIS PARA OPTAR EL TITULO PROFESIONAL DE INGENIERO AMBIENTAL
Tesista: Br. KIARA MARY AGUIRRE FALCÓN
Asesor: Dr. MAXIMILIANO LOARTE RUBINA
Asesor externo: Mg.Sc. VLADIMIR ALFONSO LEÓN MENACHO
MSc. EDSON DESCIOMAR PALACIOS ROBLES
Huaraz-Perú
2024
i
DEDICATORIA
A Dios,
A mis padres Fortunata Falcón y Juan Aguirre, a
mis hermanos Daniel, Isabel, María y Diego por el
apoyo que me han brindado. Este logro va dedicado
a ustedes con todo cariño.
A mis familiares, amigos, compañeros y todos los
que contribuyeron en esta investigación.
ii
iii
AGRADECIMIENTOS
A la UNASAM por el apoyo de financiamiento otorgado mediante el “Concurso de
subvenciones económicas a favor de graduados y estudiantes de pregrado para el
desarrollo de actividades académicas y de investigación UNASAM-2023”. Así como
también, al Instituto Andino de Montaña por la oportunidad de ser partícipe en el proyecto
“Agua limpia y segura” y haberme brindado las facilidades para el desarrollo de la tesis.
A la Comunidad Campesina Cordillera Blanca, en especial al Comité de Investigación
Agropecuaria Local (CIAL) “Alli yacu, alli pastu”, por compartir y enseñarnos sus saberes
que contribuyeron en la investigación.
Un agradecimiento especial a mi asesor Dr. Maximiliano Loarte Rubina; a mis
asesores externos de tesis, al Mg. Sc. Vladimir León, por la asesoría en todo el proceso de
planificación, ejecución y redacción de la tesis; en especial por su orientación académica y
predisposición brindado en este camino. Y al M. Sc. Edson Palacios, por sus consejos,
motivación, apoyo y valiosos conocimientos para la redacción de la tesis.
A la Dr. Rosario Pastor, quien me brindó consejos y compartió su vasta experiencia
para disfrutar el desarrollo de esta investigación; sus enseñanzas guiaron mi trabajo e
inspiraron su continuidad.
Al Grupo de Investigación Ciencia y Tecnología del Agua (CyTA) por promover y
fomentar la investigación, dando soporte científico, logístico y humano, para llevar a cabo
esta investigación.
Finalmente, a mis jurados de tesis, por darse el tiempo en la revisión científica de la
tesis. Y deseo expresar mi gratitud a aquellos amigos y compañeros por su apoyo y
colaboración en las actividades de campo, que fue fundamental para la marcha del
proyecto.
iii
iv
RESUMEN
En las últimas décadas los glaciares se han visto afectados por el cambio climático,
acelerando el proceso de retroceso glaciar por la pérdida de superficie y masa, dejando a
la intemperie rocas sulfurosas (pirita) que, al entrar en contacto con el oxígeno y el agua
del ambiente se oxidan y meteorizan, generando los drenajes ácidos de roca que impactan
negativamente la calidad de los recursos hídricos, afectando los medios de vida y
seguridad alimentaria de las comunidades altoandinas, como es el caso de la Comunidad
Campesina Cordillera Blanca, Recuay; por lo que es indispensable abordar esta
problemática, es así que, la presente investigación tiene como objetivo evaluar los
prototipos de humedales construidos anaerobios con diferente composición de sustrato
orgánico para el tratamiento de drenaje ácido de roca del canal Chonta, ubicado en el
centro poblado de Canrey Chico.
Para ello, se implementó un sistema integrado por dos etapas, iniciando con la línea
de captación hacia el tanque de distribución de caudales y como 2da etapa los prototipos
de humedales construidos. Estos humedales fueron diseñaron en base a la carga de acidez
aplicada, obteniendo una carga hidráulica de 102.58 L/m2.d y un TRH de 5.85 d; además,
considerando el área superficial de 1.14 m2 los prototipos operaron a un caudal de flujo
continuo de 111.8 L/d en el 1er prototipo, 118.4 L/d en el 2do prototipo y 109.8 L/d en el
3er prototipo. Cada uno de ellos estuvieron compuestos por grava, espejo de agua y
Juncus arcticus Willd., con la única diferencia del sustrato orgánico (compost, tierra negra,
estiércol de vaca y oveja). Los datos obtenidos del afluente y efluentes durante el periodo
de monitoreo de 6 meses fueron analizados y procesados mediante el software SPSS.
Los resultados obtenidos indican que el estiércol de oveja (0.61) presenta mayor
fracción biodegradable, seguida del estiércol de vaca (0.57), donde estos sustratos
orgánicos se degradarán más fácil y rápido para ser fuente de energía de los
microorganismos. Por otro lado, la comparación fisicoquímica entre el afluente (PH0) y
efluente (PH01) del prototipo control no presentó diferencias significativas. El prototipo 3
presentó mejores resultados en términos de pH (6.37), ORP (57.91 mV) y T (13.08 °C) en
comparación con los demás; mientras que, el prototipo 1 mostró mejores resultados en CE
(186.88 µS/cm) y TDS (99.61 mg/L). Asimismo, el efluente del prototipo 3 presentó
menores concentraciones de Fe (1.21 mg/L), Al (0.055 mg/L), Co (0.0003 mg/L) y B (0.014
mg/L), en comparación con los demás. En contraste, el efluente del prototipo 1 obtuvo
mejores resultados para sulfato (86.96 mg/L), Mn (0.96 mg/L) y As (0.0040 mg/L). En los
iv
v
casos de Zn y Cd no hubo variaciones entre los efluentes, similar para Pb y Hg que se
encontraban por debajo del límite de cuantificación.
Además, el prototipo 3 presentó la mejor eficiencia de remoción para Co y Al (99.13%,
97.82% resp.), el prototipo 2 para Zn y Cu (97.54%, 95.86% resp.) y el prototipo 1 para Fe,
Cd y sulfato (90.01%, 85.49% y 28.64% resp.); entre estos podemos determinar que en 6
de los parámetros se superando el 70% de eficiencia. Además, los PHCA presentaron una
eficiencia negativa de remoción para Mg, B, Mn y As. Inferimos, que hay diferencia
estadística significativa entre el prototipo control y los prototipos que contienen sustrato
orgánico; sin embargo, al analizar los prototipos con sustrato orgánico no se encontraron
diferencia significativa.
Palabras clave: drenaje ácido de roca, humedal construido anaerobio, sustrato orgánico,
tratamiento.
v
vi
ABSTRACT
In recent decades glaciers have been affected by climate change, accelerating the
process of glacial retreat by the loss of surface and mass, leaving sulfide rocks (pyrite) that,
when in contact with oxygen and environmental water, oxidize and weather, generating acid
rock drainage that negatively impact the quality of water resources, affecting the livelihood
and food security of the high Andean communities, as is the case of the Cordillera Blanca
Rural Community, Recuay; Therefore, it is essential to address this problem, so this
research aims to evaluate the prototypes of anaerobic constructed wetlands with different
composition of organic substrate for the treatment of acid rock drainage of the Chonta canal,
located in the village of Canrey Chico.
For this purpose, a two-stage integrated system was implemented, starting with the
catchment line to the flow distribution tank and as a second stage the constructed wetland
prototype. These wetlands were designed based on the acidity load applied, obtaining a
hydraulic load of 102.58 L/m2.d and a HRT of 5.85 d; in addition, considering the surface
area of 1.14 m2 , the prototypes operated at a continuous flow rate of 111.8 L/d in the 1 st
prototype, 118.4 L/d in the 2nd prototype and 109.8 L/d in the 3rd prototype. Each of them
was composed of gravel, water mirror and Juncus arcticus Willd. with the only difference
being the organic substrate (compost, black soil, cow and sheep manure). The data
obtained from the influent and effluent during the 6-month monitoring period were analyzed
and processed using SPSS software.
The results obtained indicate that sheep manure (0.61) has a higher biodegradable
fraction, followed by cow manure (0.57), where these organic substrates will degrade more
easily and quickly to be a source of energy for the microorganisms. On the other hand, the
physicochemical comparison between the influent (PH0) and effluent (PH01) of the control
prototype did not show significant differences. Prototype 3 presented better results in terms
of pH (6.37), ORP (57.91 mV) and T (13.08 °C) compared to the others; whereas, prototype
1 showed better results in EC (186.88 µS/cm) and TDS (99.61 mg/L). Likewise, the effluent
of prototype 3 presented lower concentrations of Fe (1.21 mg/L), Al (0.055 mg/L), Co
(0.0003 mg/L) and B (0.014 mg/L), compared to the others. In contrast, the effluent of
prototype 1 obtained better results for sulfate (86.96 mg/L), Mn (0.96 mg/L) and As (0.0040
mg/L). In the cases of Zn and Cd there were no variations between the effluents, similar for
Pb and Hg which were below the limit of quantification.
vi
vii
In addition, prototype 3 presented the best removal efficiency for Co and Al (99.13%,
97.82% resp.), prototype 2 for Zn and Cu (97.54%, 95.86% resp.) and prototype 1 for Fe,
Cd and sulfate (90.01%, 85.49% and 28.64% resp.); among these we can determine that
in 6 of the parameters the efficiency exceeded 70%. In addition, the PHCA presented a
negative removal efficiency for Mg, B, Mn and As. We infer that there is a statistically
significant difference between the control prototype and the prototypes containing organic
substrate; however, when analyzing the prototypes with organic substrate, no significant
difference was found.
Keywords: acid rock drainage, anaerobic constructed wetland, organic substrate,
treatment.
vii
viii
ÍNDICE
CONTENIDO
Pág.
DEDICATORIA ........................................................................................................ ii
AGRADECIMIENTOS ............................................................................................ iii
RESUMEN ............................................................................................................. iv
ABSTRACT ............................................................................................................ vi
LISTA DE TABLAS................................................................................................. xi
LISTA DE FIGURAS ............................................................................................. xii
LISTA DE ACRÓNIMOS ...................................................................................... xiv
CAPÍTULO I ........................................................................................................... 1
INTRODUCCIÓN ................................................................................................... 1
1.1. Formulación del problema ......................................................................... 4
1.2. Objetivos ................................................................................................... 4
1.2.1. Objetivo General ................................................................................. 4
1.2.2. Objetivo Específicos ........................................................................... 4
1.3. Hipótesis ................................................................................................... 5
1.4. Variables ................................................................................................... 5
1.4.1. Variable independiente ....................................................................... 5
1.4.2. Variable dependiente .......................................................................... 5
1.4.3. Operacionalización de variables ......................................................... 5
CAPÍTULO II .......................................................................................................... 8
MARCO TEÓRICO ................................................................................................. 8
2.1. Antecedentes ............................................................................................ 8
2.1.1. Antecedentes Internacionales ............................................................ 8
2.1.2. Antecedentes Nacionales ................................................................. 13
2.1.3. Antecedentes regionales .................................................................. 16
viii
ix
2.1.4. Antecedentes Locales ...................................................................... 17
2.2. Bases teóricas ......................................................................................... 19
2.2.1. Generación de Drenajes Ácidos de Roca ......................................... 19
2.2.2. Tratamiento de Drenajes Ácidos de Roca ........................................ 20
2.2.3. Humedales construidos para el tratamiento de DAR ........................ 22
2.2.4. Composición típica de los humedales anaerobios ............................ 25
2.2.5. Mecanismos de remoción de metales pesados en humedales
anaerobios .................................................................................................... 26
2.2.6. Función del sustrato orgánico en los humedales anaerobios ........... 29
2.2.7. Características químicas del sustrato orgánico ................................ 31
2.3. Definición de términos básicos ................................................................ 34
CAPÍTULO III ....................................................................................................... 36
MARCO METODOLÓGICO ................................................................................. 36
3.1. Tipo de investigación............................................................................... 36
3.2. Diseño de la investigación ....................................................................... 37
3.3. Localización ............................................................................................ 36
3.4. Descripción de la zona de estudio .......................................................... 36
3.5. Métodos y técnicas de investigación ....................................................... 37
3.5.1. Caracterización química del sustrato orgánico ................................. 37
3.5.2. Diseño e implementación de los prototipos de humedales ............... 39
3.5.3. Análisis de la eficiencia de la remoción de metales y sulfatos, y
comparación de parámetros fisicoquímicos en los PHCA ............................. 46
3.6. Condiciones climáticas ............................................................................ 48
3.7. Participación comunitaria ........................................................................ 49
3.8. Población y muestra ................................................................................ 49
3.8.1. Población .......................................................................................... 49
3.8.2. Muestra ............................................................................................. 49
ix
x
3.9. Instrumentos validados de recolección de datos ..................................... 49
3.10.
Procesamiento y análisis estadístico de datos..................................... 50
CAPÍTULO IV ....................................................................................................... 53
RESULTADOS ..................................................................................................... 53
4.1.
Determinación de la fracción biodegradable del sustrato orgánico... 53
4.2.
Diseño e implementación de los prototipos de humedales ............... 55
4.3.
Análisis y comparación de la eficiencia en la remoción de metales
totales, sulfato y parámetros fisicoquímicos en los PHCA ............................ 60
4.4.
Análisis estadístico de datos ............................................................ 87
CAPÍTULO V ........................................................................................................ 90
DISCUSIÓN DE RESULTADOS .......................................................................... 90
5.1.
Fracción biodegradable del sustrato orgánico .................................. 90
5.2.
Diseño e implementación de los prototipos de humedales ............... 92
5.3.
Análisis de la eficiencia de la remoción de metales y sulfatos, y
comparación de parámetros fisicoquímicos en los PHCA ............................. 93
CAPÍTULO VI ....................................................................................................... 99
CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ....................................................... 99
6.1.
Conclusiones .................................................................................... 99
6.2.
Recomendaciones .......................................................................... 100
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................... 102
ANEXOS ............................................................................................................ 116
x
xi
LISTA DE TABLAS
Contenido
Pág.
Tabla 1. Operacionalización de variables .............................................................. 6
Tabla 2. Materiales orgánicos utilizados para el tratamiento de drenaje ácido de
mina ..................................................................................................................... 11
Tabla 3. Caracterización del drenaje ácido de roca en Canrey Chico ................. 19
Tabla 4. Componentes químicos de algunos sustratos orgánicos ....................... 32
Tabla 5. Caracterización química de algunos sustratos orgánicos ...................... 33
Tabla 6. Caracterización inicial del DAR del canal Chonta .................................. 40
Tabla 7. Composición del sustrato orgánico en cada prototipo de humedal ........ 42
Tabla 8. Volumen total de los componentes utilizados en los prototipos de
humedales ............................................................................................................ 44
Tabla 9. Estaciones de monitoreo en los PHCA .................................................. 46
Tabla 10. Condiciones climáticas durante la operación del PHCA ...................... 48
Tabla 11. Instrumentos de recolección de datos.................................................. 50
Tabla 12. Caracterización química del sustrato orgánico utilizado en los PHCA . 53
Tabla 13. Concentración de metales totales en el sustrato orgánico ................... 54
Tabla 14. Variación de caudal de operación de los PHCA .................................. 55
Tabla 15. Características del afluente contaminado con drenaje ácido de roca .. 61
Tabla 16. Características del efluente del prototipo control ................................. 62
Tabla 17. Medidas descriptivas del pH en los efluentes del PHCA con diferente
composición de sustrato orgánico ........................................................................ 64
Tabla 18. Medidas descriptivas del ORP (mV) en los efluentes del PHCA con
diferente composición de sustrato orgánico ......................................................... 66
Tabla 19. Medidas descriptivas de la CE (µS/cm) en los efluentes del PHCA con
diferente composición de sustrato orgánico ......................................................... 69
Tabla 20. Medidas descriptivas del TDS (mg/L) en los efluentes del PHCA con
diferente composición de sustrato orgánico ......................................................... 69
Tabla 21. Medidas descriptivas de la temperatura (°C) en los efluentes del PHCA
con diferente composición de sustrato orgánico .................................................. 70
Tabla 22. Resultados del análisis estadístico de los efluentes en los PHCA ....... 88
xi
xii
LISTA DE FIGURAS
Contenido
Pág.
Figura 1. Esquema de clasificación de algunos de los tratamientos pasivos de
aguas contaminadas más utilizados..................................................................... 21
Figura 2. Diagrama de flujo para seleccionar el sistema o la combinación de
sistemas para el tratamiento pasivo de drenajes ácidos ...................................... 22
Figura 3. Esquema de un humedal construido anaerobio ................................... 24
Figura 4. Esquema de investigación de los prototipos de humedal construido
anaerobio ............................................................................................................. 35
Figura 5. Ubicación de los prototipos de humedales construidos anaerobios ..... 36
Figura 6. Esquema de actividades desarrolladas para la caracterización del
sustrato orgánico .................................................................................................. 39
Figura 7. Caracterización del agua del canal Chonta contaminado por DAR ...... 40
Figura 8. Sistema de prototipos de humedal construido anaerobio ..................... 41
Figura 9. Esquema de las actividades desarrolladas para la implementación de los
PHCA ................................................................................................................... 45
Figura 10. Adaptación de los PHCA .................................................................... 45
Figura 11. Monitoreo de la calidad del agua en PHCA ........................................ 47
Figura 12. Esquema del diseño estadístico de la investigación........................... 52
Figura 13. Cobertura de macrófito en el prototipo 3 ............................................ 58
Figura 14. Diseño de los prototipos de humedal construido anaerobio: a) Control,
b) Prototipo 1, c) Prototipo 2 y d) Prototipo 3 ....................................................... 59
Figura 15. Variación del pH en el afluente y efluentes de los PHCA ................... 63
Figura 16. Variación del ORP en el afluente y efluentes de los PHCA ................ 65
Figura 17. Variación de la CE en el afluente y efluentes de los PHCA ................ 67
Figura 18. Variación del TDS en el afluente y efluentes de los PHCA ................ 68
Figura 19. Variación de la temperatura en el afluente y efluentes de los PHCA . 68
Figura 20. Variación del sulfato y metales de mayor concentración en el afluente y
efluentes de los PHCA: a) Sulfato, b) Fe, c) Mg y d) Al ........................................ 73
Figura 21. Variación de metales de menor concentración en el afluente y efluentes
de los PHCA: a) Mn, b) Zn, c) Co y d) B .............................................................. 76
xii
xiii
Figura 22. Variación de metales de menor concentración en el afluente y efluentes
de los PHCA: e) Cu, f) Cd y g) As ........................................................................ 78
Figura 23. Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de metales: a)
Co, b) Zn, c) Al y d) Cu ......................................................................................... 82
Figura 24. Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de sulfato y
metales: a) Fe, b) Cd y c) Sulfato ......................................................................... 83
Figura 25. Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de metales: a)
Mg, b) B, c) Mn y d) As ......................................................................................... 86
xiii
xiv
LISTA DE ACRÓNIMOS
ACRÓNIMO
DENOMINACIÓN
B
Fracción biodegradable
CCCB
Comunidad Campesina Cordillera Blanca
CE
Conductividad eléctrica
CIAL
Comité de Investigación Agropecuaria Local
DAM
Drenaje ácido de mina
DAR
Drenaje ácido de roca
EAS
Sustancia fácilmente disponible
ORP
Potencial óxido-reducción
pH
Potencial de hidrógeno
PHCA
Prototipo de humedal construido anaerobio
SV
Sólidos volátiles
TDS
Sólidos disueltos totales
xiv
CAPÍTULO I
INTRODUCCIÓN
En el Perú se encuentra el 68% de los glaciares tropicales del mundo y se ven
afectados por el cambio climático global, evidenciándose en las últimas seis
décadas la pérdida del 56% de superficie y volumen de masa glaciar (Instituto
Nacional de Investigación en Glaciares y Ecosistemas de Montaña [INAIGEM],
2023). Una de las consecuencias de este proceso de retroceso glaciar en la
Cordillera Blanca dentro de varias subcuencas (p. ej. Quillcayhuanca, río Negro,
Shallap y Pastoruri) es el impacto en la calidad del agua de las corrientes
superficiales; que se agrava por encontrarse asentada sobre rocas sedimentarias
de la formación Chicama rica en pirita (Martel, 2016), que al quedar expuesta
generan drenajes ácidos de roca (DAR; Zimmer et al., 2018).
Los DAR son originados por un proceso natural geoquímico, en el que los
afloramientos
rocosos
de
masas
sulfurosas
se
meteorizan
y
oxidan
espontáneamente; es decir, cuando entran en contacto con el oxígeno y agua
producen sulfatos solubles, que posteriormente son arrastrados por las lluvias
(Grande et al., 2005) y llegan a afectar las aguas superficiales y acuíferos
subyacentes
(Amos & Younger, 2003), además ocasionan perdida de la
biodiversidad, contaminación de suelos (Gallardo Martínez et al., 2020) e incluso
impactos sobre la salud de las personas (Zamora & Meza, 2022).
1
2
Como alternativa tecnológica para el tratamiento de los DAR, los humedales
construidos surgen como una estrategia viable, ya que son más económicos que
los métodos tradicionales, además, son eco-amigables, se autorrenovan, son
fáciles de mantener y tienen baja producción de lodos
(Sheoran, 2017). Los
humedales para el tratamiento de DAR se pueden clasificar en aerobios y
anaerobios (Aduvire, 2006). Los humedales anaerobios son relativamente
profundos (> 30 cm), compuestos por un sustrato de tierra, compost, paja, aserrín
u otros materiales orgánicos ricos en carbono (Jeff Skousen et al., 2017), así como
también, estos sistemas son sustentados por piedra caliza y especies
fitorremediadoras; todo ello con el fin de disminuir la acidez y remover los metales
principalmente como precipitados de sulfuros (Ford, 2003).
En estos sistemas, la remoción de metales se debe a una combinación de
procesos físicos, químicos y biológicos que incluyen la dilución, dispersión,
oxidación/reducción, precipitación/co-precipitación, adsorción, intercambio iónico y,
la sorción por parte de los materiales orgánicos (Aduvire, 2006; J. G. Skousen et
al., 2019). Estos procesos tienen lugar entre los sedimentos en suspensión y el
sustrato del humedal (Aduvire, 2006); siendo así, el sustrato orgánico uno de los
componentes más importantes en la mejora de la calidad del agua, ya que es fuente
de energía para el metabolismo de las bacterias sulfato reductoras (BSR), permiten
el crecimiento de plantas fitorremediadoras, son sustancias quelantes de iones
metálicos, eliminan el sulfato y aumentan el pH del agua (Singh & Chakraborty,
2020).
La elección de los materiales del sustrato orgánico en humedales anaerobios
es un paso crítico para asegurar la eficiencia del sistema, por lo que en varios
países se han realizado estudios a escala de laboratorio para evaluar la eficiencia
en el tratamiento mediante la combinación de diferentes materiales orgánicos como
los residuos de la agricultura, compost (p.ej. municipales, hongos, etc.), estiércol
(p.ej. vaca, oveja, caballo, cabra, aves, etc.), viruta de madera entre otros (Rose,
2010; Sekarjannah et al., 2021). La composición de esta mezcla de sustrato
orgánico usualmente se define teniendo en cuenta la biodisponibilidad de carbono
orgánico y nutrientes (carbohidratos, proteínas y grasas) que sean fácilmente
oxidados por las BSR para reducir los sulfatos (Gibert et al., 2004; Neculita et al.,
2
3
2011). Asimismo, la disponibilidad de celulosa y lignina proporcionan información
de su biodegradabilidad (Place et al., 2006) y su capacidad de mantener la
permeabilidad del sistema, además de asegurar la fuente de carbono a largo plazo
(Jeff Skousen et al., 2017). Adicionalmente, la inclusión de sustratos con contenido
de BSR como el estiércol de vaca, caballo y otros propicia la activación de los
procesos microbianos en la primera fase de tratamiento (Sekarjannah et al., 2021).
De acuerdo a las experiencias de implementación de humedales construidos
en la región Áncash estuvieron compuestos por vegetación, bacterias y sustratos
(Zimmer et al., 2018); como sustrato orgánico se ha venido utilizando el estiércol
de ovino, humus, turba, compost y otros (Garro Padilla, 2015; Luna, 2018; Palomino
Cadenas, 2007; Zimmer et al., 2018), siendo seleccionados debido a su existencia
y disponibilidad en la zona. Además, es importante ver la composición de estos
materiales, el estiércol fresco de vaca contiene BSR (Choudhary & Sheoran, 2011),
ácidos orgánicos y actúa como agente quelante de metales. En cuanto al compost
presenta ácido húmico y ácido fúlvico (Sekarjannah et al., 2019). Mientras que el
estiércol de oveja aporta carbono y contiene menor cantidad de lignina y celulosa
(Li et al., 2020), todo ello contribuye al funcionamiento adecuado del sistema. Si
bien es cierto, diferentes estudios muestran resultados positivos en el tratamiento
de drenajes ácidos (Gamonal, 2012), en la actualidad aún no se conoce con
exactitud el tipo de sustrato orgánico a emplear y sus proporciones óptimas, que
aseguren la eficiencia de los humedales en condiciones climáticas altoandinas en
un corto y largo plazo (Sekarjannah et al., 2021).
Es por ello, que la presente investigación busca evaluar los prototipos de
humedales construidos anaerobios con diferente composición de sustrato orgánico
(compost, tierra negra, estiércol de vaca y oveja) para el tratamiento de drenajes
ácidos de roca del canal Chonta (3.09 pH, 5.00 mg/L hierro total, 68.24 mg/L
acidez), ubicado en la Comunidad Campesina Cordillera Blanca del distrito y
provincia de Recuay. A ese fin, se caracterizó el sustrato orgánico para determinar
su fracción biodegradable y ser considerado en el diseño e implementación de los
prototipos de humedal, luego se analizó la eficiencia de remoción de metales,
sulfatos, pH, conductividad eléctrica, sólidos disueltos totales, potencial óxido
reducción y temperatura, considerando los datos del afluente y efluente para
3
4
evaluar el sistema integralmente. Además, la investigación generará información
importante sobre la elección y proporción del sustrato orgánico a emplear, para
optimizar los humedales construidos para el tratamiento de aguas contaminadas
con DAR y el mantenimiento de sistemas existentes en las comunidades
campesinas a nivel local, regional y nacional, con la finalidad de mejorar la calidad
de agua y aumentar la oportunidad de reúso del agua tratada.
1.1. Formulación del problema
¿Cuál es el desempeño de los prototipos de humedales construidos
anaerobios con diferente composición de sustrato orgánico (compost,
estiércol de vaca y oveja) para el tratamiento de drenajes ácidos de roca del
canal Chonta – Recuay, Áncash?
1.2. Objetivos
1.2.1. Objetivo General
Evaluar prototipos de humedales construidos anaerobios con
diferente composición de sustrato orgánico (compost, estiércol de vaca
y oveja) para el tratamiento de drenaje ácido de roca del canal Chonta
– Recuay, Áncash.
1.2.2. Objetivo Específicos
• Determinar la fracción biodegradable de los sustratos orgánicos a
emplear (compost, estiércol de vaca y oveja) en los prototipos de
humedales construidos anaerobios para el tratamiento de drenaje
ácido de roca del canal Chonta – Recuay, Áncash.
• Diseñar e implementar los prototipos de humedales construidos
anaerobios con diferente composición de sustrato orgánico
(compost, estiércol de vaca y oveja) para el tratamiento de drenaje
ácido de roca del canal Chonta – Recuay, Áncash.
• Analizar y comparar la eficiencia de la remoción de metales (As, Cd,
Fe, Mn, Pb, Al, B, Hg), sulfatos, pH, conductividad eléctrica y solidos
totales disueltos en los prototipos de humedales construidos
anaerobios con diferente composición de sustrato orgánico
4
5
(compost, estiércol de vaca y oveja) para el tratamiento de drenaje
ácido de roca del canal Chonta – Recuay, Áncash.
1.3. Hipótesis
Los prototipos de humedales construidos anaerobios con diferente
composición de sustrato orgánico (compost, estiércol de vaca y oveja) para el
tratamiento de DAR del canal Chonta presentan diferentes eficiencias, siendo
el prototipo 3 el más eficiente. Teniendo > 70% remoción de metales (As, Cd,
Fe, Mn, Pb, Al, B, Hg) y > 70% remoción de sulfatos.
1.4. Variables
1.4.1. Variable independiente
Composición de sustrato orgánico (compost, estiércol de vaca y
oveja) en los prototipos de humedales construidos anaerobios.
1.4.2. Variable dependiente
Calidad del agua en el efluente de los prototipos de humedales
construidos anaerobios.
1.4.3. Operacionalización de variables
5
6
Tabla 1.
Operacionalización de variables
Dependiente
Variables
Definición teórica
Indicador
Unidad
pH
Unidad de
pH
Conductividad
eléctrica
µS/cm
Medida de las cargas
iónicas que circulan dentro
del agua.
mg/l
Contenido de sustancias
orgánicas e inorgánicas en
el agua.
mV
Medida de la capacidad de
una solución para actuar
como agente oxidante o
reductor.
°C
Magnitud física que indica
el nivel de calor de una
sustancia
mg/L
Cantidad
de
metales
totales encontrados en el
agua.
mg/l
Cantidad
de
sulfato
Método colorimétrico
encontrados en el agua.
Calidad
de
agua:
Conjunto de parámetros
que indican que el agua
puede ser usada para Sólidos disueltos
diferentes
propósitos
totales
Calidad del
(Leyva,
2017).
agua en el
Efluente: Agua tratada
efluente de los
que sale del prototipo de Potencial óxido
prototipos de
humedal
construido
reducción
humedales
(Sing y Chacraborti,
construidos
2020).
anaerobios
Prototipo de humedales
(Dependiente)
Temperatura
construidos anaerobio:
Construcción de un
humedal acondicionado
a escala de laboratorio Concentración de
(Riaño Cárdenas, 2019).
metales totales
Concentración de
sulfato
Descripción
Medida de acidez
alcalinidad del agua.
Método
Instrumento
Potenciometría
Multiparamétrico
Portátil Hach
Sension 156
Espectrometría de
masa con plasma
acoplado
inductivamente
Espectrofotómetro
de masa inducida
o
Columna
cromatográfica
6
Independiente
7
Sustrato orgánico:
Material orgánico
importante para el
Composición
proceso de tratamiento
de sustrato
del drenaje ácido de
orgánico:
roca, se tiene en cuenta
compost,
su composición y
estiércol de
disponibilidad de
vaca y oveja carbono como fuente de
(Independiente)
energía para las
bacterias sulfato
reductoras (Ji et al,
2022).
Lignina *
% p/p
Contenido de lignina en el
Método de
sustrato orgánico.
extracción sucesiva
Análisis en
laboratorio
Celulosa *
% p/p
Contenido de celulosa en el
Método de
sustrato orgánico.
extracción sucesiva
Análisis en
laboratorio
Modelo de ecuación
para estimar la
de
fracción
un
biodegradable del
sustrato orgánico
B= -0.028X + 0.830
Ecuación de
Chandler
Fracción
biodegradable *
(B)
-
Sólidos volátiles *
% p/p
Sólidos que se volatilizan a Método Estándar
una cierta temperatura.
APHA-AWWA-WEF
Horno de mufla,
balanza analítica
% p/p
Porción orgánica de un
sustrato que puede ser
Método gravimétrico
usado fácilmente por los
organismos.
Estufa y balanza
analítica
mg/kg
Cantidad
de
metales
totales encontrados en el
sustrato orgánico.
Espectrometría de
masa con plasma
acoplado
inductivamente
Espectrofotómetro
de masa inducida
Sustancias
fácilmente
disponibles (EAS)
*
Concentración de
metales totales *
Potencial
degradabilidad
de
sustrato orgánico.
Nota. * Indicadores analizados para la caracterización inicial del sustrato orgánico
7
8
CAPÍTULO II
MARCO TEÓRICO
2.1. Antecedentes
2.1.1. Antecedentes Internacionales
Muchos estudios han destacado la aplicación potencial de sustratos
ricos en materia orgánica en diferentes humedales construidos para la
remoción de metales pesados. Singh & Chakraborty (2020) en su estudio
denominado “Performance of organic substrate amended constructed wetland
treating acid mine drainage (AMD) of North-Eastern India”, evaluaron un
humedal construido de flujo subterráneo horizontal a escala de laboratorio
compuesto por grava, material orgánico (estiércol de vaca, astillas de bambú
y suelo) y macrófitos para remediar el drenaje ácido de mina que presentaba
un pH < 2.5 y contenía metales pesados como Fe, Mn y Al; así como también
sulfato (900–1500 mg/l), su sistema tuvo un tiempo de retención hidráulica
(TRH) de 7 d. Posteriormente, caracterizaron las muestras de sustratos y
analizaron su efluente, en el cual calcularon la eficiencia de remoción de iones
metálicos (%). En su investigación obtuvieron como resultado el incremento
de pH (< 2.5 a 6.4) con la simultanea eliminación de metales y la reducción
del sulfato (44 - 75%); su eficiencia de remoción del Fe fue 91.6% y de Al el
59.7%. Por otro lado, al inicio de la operación de su sistema registraron valores
8
9
altos de conductividad eléctrica (CE) y solidos disueltos totales (SDT) en el
efluente, que podría ser producto de la liberación de iones durante el proceso
de mineralización de la materia orgánica. Los autores concluyeron que el
sistema fue efectivo para el tratamiento de drenaje ácido de mina (DAM),
habiendo un incremento del pH, eliminación de metales y reducción del
sulfato.
Por su parte Gibert et al. (2004) en su estudio denominado
“Chemical characterisation of natural organic substrates for biological
mitigation of acid mine drainage”, enfatizan en la elección del sustrato
orgánico adecuado, al actuar como donantes de electrones para los
reductores de sulfato. Para ello, en su metodología emplean cuatro
materiales orgánicos: el compost municipal, estiércol de oveja, estiércol
de aves y hoja de roble, en estos componentes se analizaron el contenido
de lignina, celulosa, sustancias fácilmente disponibles y sólidos volátiles,
seguidamente evaluaron su relación con el incremento del pH y reducción
del sulfato; además, consideraron un incremento del TRH de 0.73 a 9 d.
Los resultados de su estudio mostraron que en el estiércol de oveja se
obtuvo una remoción de sulfato mayor al 99% y un incremento de pH (de
2 a 7.7). También, se muestra que cuanto menor es el contenido de lignina
en el sustrato orgánico mayor es su degradabilidad y capacidad para
desarrollar actividad bacteriana; en el que se obtuvo 0.56 de fracción
biodegradable para el estiércol de oveja. En el estudio los autores
concluyeron que el estiércol de oveja produce condiciones reductoras
para la actividad bacteriana y es el donante de electrones más exitoso
para la eliminación de sulfato.
También,
Choudhary
&
Sheoran
(2011)
en
su
estudio
denominado “Comparative study of cellulose waste versus organic waste
as substrate in a sulfate reducing bioreactor”, mencionan que en la
elección del sustrato orgánico se debe considerar su biodegradabilidad,
ya que la eficacia del sustrato depende de su capacidad de
biodegradación. Por lo que en su metodología emplearon 10 biorreactores
compuestos por estiércol de vaca y cabra, aserrín, desechos celulósicos
9
10
entre otros materiales orgánicos, cada uno de ellos contaba con una base
de canto rodado, después de un mes de adaptación, en la etapa de
monitoreo tomaron muestras de fluidos en la entrada y salida de cada
sistema, para analizar algunos parámetros del efluente previamente
filtraron sus muestras dos veces. Los resultados del estudio muestran que
el estiércol de vaca incrementó el pH de 2.7 a 7.1; mientras que las
concentraciones de sulfato disminuyeron de 4103 mg/l a 2183 mg/l en su
primera fase, finalizando con una reducción del 54% de sulfato en la
segunda fase. Asimismo, las concentraciones de Fe y Mn en el afluente
fueron de 183.48 mg/l y 32.46 mg/l, removiéndose en el 87.7% y 17.9%
respectivamente. El estudio concluyó que los sistemas compuestos por
estiércol fueron muy eficientes en la remoción de metales pesados,
sulfatos e incremento del pH.
Sekarjannah
et
al.
(2019)
en
su
estudio
denominado
“Management of mine acid drainage in a constructed wetland using
hyacinth plants and addition of organic materials”, para encontrar la mejor
combinación de sustrato orgánico emplearon un tratamiento de humedal
anaerobio compuesto de una mezcla de material orgánico diferenciado en
4 niveles: A0 como testigo (sin materia orgánica), A1 la combinación de
compost de estiércol de vaca + aserrín (1:2), A2 de compost de estiércol
de vaca + aserrín (1:1) y A3 de compost de estiércol de vaca + aserrín
(2:1), preliminarmente se realizó la caracterización de la materia orgánica
en contenido de Fe y Mn. Para su análisis estadístico utilizaron el análisis
de varianza al nivel del 5% seguido de la prueba de rango múltiple de
Duncan con un nivel del 5% al haber diferencias significativas. Como
resultado de la investigación, en la caracterización del compost de
estiércol de vaca se tuvo 0.05 mg/l Fe y 0.04 mg/l Mn, el tratamiento A3
fue el sistema más eficiente al incrementar el pH de 2.85 a 4.15; mientras
que, el A1 removió el Fe hasta los 1.55 mg/l y el A2 removió el Mn hasta
los 14.23 mg/l. El autor concluye que la adición de la materia orgánica
tuvo un efecto significativo en la neutralización del pH y la disminución de
la concentración de algunos metales como el Mn en el agua; siendo así,
10
11
el tratamiento A3 el que presentó la mejor composición de materia
orgánica para la remediación del agua.
Considerando los antecedentes descritos anteriormente, se
puede decir que los humedales construidos son una opción viable para el
tratamiento de aguas ácidas. Siendo apoyado también por la investigación
de Sheoran (2017) denominado “Management of Acidic Mine Waste
Water By Constructed Wetland Treatment Systems: a Bench Scale
Study”, en el cual emplea un humedal a escala de banco compuesto por
sustrato (estiércol de cabra en polvo, virutas de madera y suelo) y
macrófitos, su sistema fue evaluado en 5 etapas de período de retención.
Obteniendo como resultado en la primera etapa de su investigación la
neutralización del pH de 2.93 a 7.22; la reducción de la conductividad,
sulfato y acidez hasta el 35.93%, 28.09% y 88.89% respectivamente.
Mientras que las tasas potenciales de remoción de metal fueron 95.20 a
95.51% para Fe, de 88.80 a 90.12% Pb y 35.90 a 76.44% para Mn. En el
estudio se concluyó que, entre los metales pesados el Fe fue el primer
elemento en ser removido, seguido de cerca por Pb y otros metales
pesados presentes en el agua.
En la Tabla 2, se presenta los tipos de materiales orgánicos
examinados para neutralizar el drenaje ácido de mina (DAM) y el tiempo
de retención proporcionado por cada método.
Tabla 2.
Materiales orgánicos utilizados para el tratamiento de drenaje ácido de
mina
Método
Sistema
Utilizado de materia Columna.
orgánica (mazorca de
maíz 90.6 g, madera
90.6 g y estiércol de
vaca 422.9 g), arena
caliza 38.1 g, arena de
sílice
373.8
g
y
sedimento
de
un
estanque como inóculo
bacteriano. El tiempo
Tiempo de
retención
Menos de 40 d.
Resultados
Fuente
• Aumentó del pH de 2.85 Ruehl
2020
a cerca de 6.
• Remediación de 1 g de
Fe, 5.5 g de Cu, 0.5 g
de Zn y 21.4 g de
sulfato por litro por año.
y
11
Hiibel,
12
de residencia medio fue
de 5.0 ± 0.3 d en
función de un caudal de
376.3 mL/d.
Una mezcla de 15% de
sedimento de arroyo,
55% de piedra caliza,
30%
de
material
orgánico
(2
tipos:
estiércol de oveja y
compost
municipal),
añadida
con
DAM
sintético (1:10).
Columna, en la Menos de 30 d.
2da semana, 1
g/dm3
de
acetato
de
sodio y 1 g/dm3
de oxalato de
potasio en el
reactor
de
compost.
Una mezcla de 15% de
sedimento de riachuelo,
30% de calcita, 40% de
cuarzo,
15%
de
materiales
orgánicos
(compost
municipal,
estiércol de oveja y
aves y hoja de roble),
adicionado con DAM
sintético de 1:10.
Por lotes, el Menos de 30 d.
día
27
se
añadió
al
reactor 1 g/dm3
de acetato de
sodio y 1 g/dm3
de oxalato de
potasio.
66 l de DAM con un
caudal de 9.43 L/d
tratados
con
un
humedal
artificial
compuesto por 20%
astillas de bambú, 60%
estiércol de vaca, 10%
tierra y 10% grava
sembrada con Typha
latifolia
con
una
densidad
de
25
plantas/m2.
Humedal
Menos de 10 d.
construido de
flujo
subsuperficial
horizontal
a
escala
de
laboratorio.
Se trataron 800 mL de Lote.
DAM con 200 g de
mezclas de materias
orgánicas (30% de
compost de hojas, 18%
de estiércol de ave y
2% de astillas de
madera de arce), 3% de
urea, 30% de arena,
sedimento de arroyo
15%, 2% de CaCO3.
5d
• Aumento del pH de 2.4
a > 7 (estiércol de
oveja).
• Disminución del sulfato
de 528.33 a <480.3
mg/L.
• Aumenta el sulfuro de 0
a >64.14 mg/L en el
tratamiento del estiércol
de oveja.
• El compost municipal
tiene la capacidad de
remediación más baja.
• pH de 2.4 a >6.
• Potencial redox de
+500 mV a < -100 mV.
• Disminuye el sulfato de
1057.66 mg/L a <768
mg/l.
• Aumenta el sulfuro de 0
a >96.21 mg/L en el
tratamiento de estiércol
de ovino.
• pH de 2 ± 0.25 a >7.
• La
eliminación
de
sulfato fue del 92.1 %.
• Eliminación de Cr (99.7
%), Ni (97.8 %), Co
(93.7 %), Fe (91.6 %) y
Al (59.7 %).
Gibert et al., 2004
Gibert et al., 2004
Singh
y
Chakrabort, 2020
Zagury
• pH de 3.9 - 4.2 a 8.
• Potencial redox <-350 2006
mV.
• Tasas de reducción de
sulfato ±71 mg/L/d.
• Disminución de sulfuro
de 0 a 0.2 mg/L.
• Eliminación de metales
pesados Fe (100%), Zn
(94%), Mn, Cd y Ni
(99%).
12
et
al.,
13
En un medio de una
mezcla
de
suelo
arenoso (0-4 mm),
estiércol de vaca, turba
y
dolomita,
se
sembraron 45 Typha
latifolia de cinco meses
de edad a una densidad
de 2.84/m2 y se llenaron
con DAM a un caudal
de 1.5 mL/min, durante
5 d.
• Incremento del pH de Dufresne et al.,
2015
4.2 a 7.6.
• Remoción
de
Fe
(86.9%) y Zn (91.2%);
sin
embargo,
se
aumentó Mn en 35.2% y
Ni en 6%.
Humedal
5d
artificial
de
flujo superficial
horizontal
a
escala piloto
realizado en
0.2 m2.
En
los • Aumentó el pH de 3.13 Newcombe
próximos 3 d.
Brenan, 2010
a 6.32.
• Remoción de Mn de
10.4 a 6 mg/L, Fe de 15
a <10 mg/L, Al de 8.1 a
<1 mg/L y Zn de 0.5 a
0.01 mg/L.
• Reducción de sulfato en
un 39% (a los 63 d).
Fuente: Modificado de Sekarjannah et al. (2021)
0.5 g de sedimento y Lote.
0.25 g de materia
orgánica
(50%
caparazón de cangrejo
y 50% compost de
champiñón
gastado)
para tratar 100 mL de
drenaje ácido de mina.
2.1.2. Antecedentes Nacionales
Se realizaron estudios de tratamiento de drenajes ácidos de mina
mediante humedales construidos, teniendo en cuenta el sustrato
orgánico en la remoción de metales pesados (Fe, Mn y otros) e
incremento de pH. Es así que Núñez (2021) en su estudio denominado
“Tratamiento de drenaje ácido de mina, mediante humedal artificial en
condiciones de laboratorio”, emplea 3 humedales construidos con
diferentes sustratos, el S1 (roca caliza y compost), S2 (roca caliza,
compost
y
microorganismos)
y
S3
(roca
caliza,
compost,
microorganismos y macrófitos) bajo condiciones de laboratorio
teniendo un flujo permanente de 1 l/h de drenaje ácido y un TRH de
2.93 d. De ello obtuvo como resultado la neutralización de pH de 2 a
7.9, 7.5 y 7.7 en el S1, S2 y S3 respectivamente, dichos cambios
estarían relacionados a la oxidación del sustrato orgánico (compost) o
disolución de la capa de roca caliza. Sus 3 humedales fueron eficientes
en la remoción de Fe, teniendo una máxima eficiencia en el S1 con
99.8%, seguido del S3 en 99.5% y el S2 en 98.6%, sin mostrar
diferencias significativas entre ellos; de igual manera ocurrió con el Mn
13
y
14
teniendo en el S1 la máxima eficiencia de remoción (99.8%).
Concluyendo de su investigación que los sustratos incorporados en los
humedales construidos permitieron disminuir contaminantes de aguas
ácidas de mina.
Viendo así importante la composición del sustrato en un humedal
construido para la remoción de metales del drenaje ácido, tal como lo
evalúa Licapa (2015) en su estudio denominado “Influencia del Tiempo
de Retención y Composición del Sustrato en la Remoción de Hierro y
Cobre del Drenaje Ácido de Mina en Humedales Artificiales”, mediante
2 sistemas de humedales construidos con características de 1.08m de
largo, 0.72 m de ancho y 1.00 m de profundidad, compuestos por grava
, caliza, macrófitos y sustrato orgánico de la mezcla de estiércol de vaca
predescompuesto y musgo/aserrín, en una proporción de 20 a 80%
para el humedal 1 y su inversa en el humedal 2; los sistemas estuvieron
en una etapa de adaptación por 3 meses antes de su monitoreo y su
análisis estadístico fue aplicando el análisis de varianza (ANOVA). Los
resultados de su estudio muestran que ambos humedales construidos
han sido eficientes, obteniendo una remoción de Fe hasta un 97.33%
en el humedal 1 y 97.66% en el segundo. Por lo que el autor concluye
que la composición del sustrato influye significativamente sobre la
remoción de metales en el tratamiento de drenaje ácido y
estadísticamente el mejor sistema es el segundo humedal.
Estudios semejantes de tratamiento de aguas acidas han sido
desarrollados por Huamán (2018), en su investigación denominada
“Tratamiento de drenaje ácido del depósito de desmonte unsuitable IV
Yanacocha Norte por el proceso de humedales en Serpentín”, donde
diseñó humedales construidos en dos fases, en la primera utilizó un
humedal que tuvo como sustrato el compost (yanahumus) y macrófitos;
mientras que para la segunda implementó 2 humedales, que estuvieron
compuestos por cuarzo, compost y macrófitos, con la variación del
caudal y un TRH de 4.31 h. De todo ello, obtuvo como resultado en la
primera fase la neutralización del pH de 3.4 a 7.2 durante una
14
15
evaluación de 8 h; asimismo, obtuvo resultados similares en la segunda
fase, donde la eficiencia de remoción de los principales metales fue de
Cd 91.4%, Fe 97.9% y Pb 27.5%.
También, Calle Galindo (2021) en su estudio denominado
“Propuesta de mejoramiento de la calidad de aguas de drenaje ácido
de minas (DAM), mediante un diseño de remediación combinada con
tratamientos pasivos en la zona industrial de la Corporación Minera
Toma La Mano S.A.” para mejorar la calidad del agua implementó un
sistema de tratamiento que consta de 2 etapas: el pretratamiento y el
sistema remediador, éste último tuvo una fase aerobia y anaerobia. La
primera fase estuvo compuesta por un lecho de grava, estiércol y
macrófitos nativos (Juncus arcticus), en tanto los materiales empleados
para la segunda fase fueron arena gruesa, abono y piedra, este sistema
remediador tuvo un caudal de ingreso de 34.25 m3/d y un tiempo de
retención de 30 h; posteriormente realizó la evaluación de parámetros
físicos y químicos en la entrada y salida del sistema. De su
investigación obtuvo como resultado en el primer proceso el incremento
de pH, la precipitación de iones metálicos y evitó la movilización de
hidróxidos; mientras que en el segundo proceso generó biopelículas
que
aceleraron
la
reacción
de
oxidación
de
contaminantes.
Concluyendo el autor que la mejor opción de tratamiento del drenaje
ácido es un sistema combinado entre métodos químicos y biológicos.
Asimismo, Lovera et al. (2001) en su estudio denominado
“Simulación de la producción y remediación de aguas provenientes del
drenaje de rocas ácidas (ARD)”, investigaron la remediación del agua
contaminada mediante un estudio experimental de pruebas en
columnas de percolación. Para la remediación emplearon procesos de
neutralización, precipitación química de los iones metálicos presentes
y el uso apropiado de floculantes, para finalmente, obtener un efluente
que cumpla con los límites máximos permisibles internacionales al
tener un pH de 7, sulfatos 627.3 mg/l y Fe3+ 0.05 mg/l. Concluyendo de
15
16
su investigación, que la remediación del agua ácida puede ser lograda
mediante variadas tecnologías según sus resultados obtenidos.
2.1.3. Antecedentes regionales
Torres (2015) en su investigación “Determinación de la eficiencia
de la remoción del plomo y cobre a través del sistema de tratamiento
de los humedales en Mesapata- Catac 2014”, para evaluar la eficiencia
del sistema de humedales construidos (compuesto por piedra porosa,
compost y suelo orgánico-turba) en el tratamiento de aguas acidas tuvo
2 puntos de monitoreo. En su estudio obtuvo resultados positivos, la
última medición del pH en el afluente y efluente fue de 6.09 y 5.33
respectivamente; de la misma manera redujo la conductividad de 3750
µS/cm a 1397 µS/cm y los sólidos totales en suspensión de 463 mg/l a
91 mg/l. En el caso de metales en el efluente resultó una remoción de
Pb de 1.15 mg/l a < 0.59 mg/l. El autor concluye que, durante los años
2012 y 2013 la remoción del Pb es eficiente (33%).
Estudios similares fueron realizados por Vergaray et al. (2022) en
su investigación denominada “Humedal estacionario construido para el
tratamiento de drenaje ácido de mina de la Planta Concentradora de
Mesapata-Catac”,
donde
emplearon
prototipos
de
humedales
construidos compuestos por BSR, grava, compost y especie
fitorremediadora, y analizadas estadísticamente mediante la regresión
polinómica y análisis de varianza (p < 0.05) muestran la neutralización
del pH de 2.6 a 7.92; mientras que el comportamiento de la
concentración de Fe en el humedal a inicio de su investigación fue de
300 mg/l y finalizó en 1.6 mg/l, obteniendo así una eficiencia de
remoción del 99.8%. Los autores concluyeron que el prototipo de
humedal construido alcanza su estabilidad en un mes y presenta una
gran capacidad remediadora al elevar el pH e inmovilizar el Fe.
16
17
2.1.4. Antecedentes Locales
Con referencia a los estudios locales no se tienen antecedentes
sobre la proporción y tipo de sustrato orgánico ideal para la remoción
de metales pesados; sin embargo, se han venido desarrollando
investigaciones referentes a la eficiencia de humedales. Según Garro
Padilla (2015) en su estudio denominado “Eficiencia de un humedal
artificial de tres celdas para el tratamiento de drenaje ácido de roca en
el canal Chonta - Canrey Chico - Recuay - Áncash periodo: octubre
2014 - abril 2015”, el humedal que evaluó estuvo compuesto por: arena
gruesa, estiércol de ovino, BSR y Juncus arcticus. Para determinar la
eficiencia del humedal relacionó el % de remoción de los parámetros
de Fe, Pb, As y Cd entre el porcentaje de cobertura de la especie
fitorremediadora. Obteniendo como resultados en su estudio el
incremento de pH de 3.38 a 5.7, la conductividad disminuyó de 870 a
600 µS/cm y la eficiencia del humedal en la remoción de Fe fue del
42.31%, Pb 14.37%, As 66.66% y Cd 17.86%. Siendo respaldado sus
resultados años posteriores por Zimmer et al. (2018), en el cual
menciona que el humedal es una estrategia eficaz y de bajo costo para
remediar las aguas del canal Chonta.
En el estudio realizado por Zimmer et al. (2018) denominado
“Implementación de dos Sistemas de Biorremediación como Estrategia
para la Prevención y Mitigación de los efectos del Drenaje Ácido de
Roca en la Cordillera Blanca, Perú” propusieron la biorremediación
como una estrategia eficaz y de bajo costo para mitigar los efectos del
DAR. En la Comunidad Campesina Cordillera Blanca implementaron
un humedal de tres celdas con forma sinusoidal, compuestos por capas
de arena gruesa, turba, estiércol y arena gruesa, y trasplantaron el
Juncus arcticus para el tratamiento de agua ácida (pH 3.00); mientras
que, con el Comité de Usuarios de Agua Shallap-Huapish-Toclla
implementaron solo una celda de humedal compuesto por capas arena
gruesa, mezcla de turba y estiércol, arena gruesa y grava, se
emplearon las especies Calamagrostis ligulata, C, ovata, Juncus
17
18
arcticus, J. bufonius L. y Distichia sp., para tratar el agua (4.01 de pH,
alta concentración de Al, Fe, Mn, As, Cd y Cr). La metodología que
aplicaron fue mediante la investigación acción participativa, trabajando
en conjunto con la población para el análisis de la calidad del agua,
donde analizaron parámetros de pH, oxígeno disuelto, conductividad
eléctrica, temperatura, turbiedad, sólidos totales en suspensión y
metales totales. Observándose la mejora de la calidad del agua en el
efluente y consecuentemente la mejora en la producción de los pastos
cultivados.
En el estudio realizado por Leyva (2017) denominado “Capacidad
secuestradora de metales pesados en el sedimento del humedal alto
andino Collotacocha - Canrey - Recuay - Ancash, periodo abril setiembre 2015”, la evaluación del humedal Collotacocha presentó 3
estaciones de muestreo que fueron monitoreados durante dos épocas
del año. De su estudio obtuvo como resultado en la época de lluvia un
pH de 4.10, 4.73 y 4.21 en la entrada, parte central y salida del humedal
respectivamente, a diferencia de la conductividad eléctrica que
decreció de 969 µS/cm, 525 µS/cm y 439 µS/cm en el mismo orden de
las estaciones de muestreo; añadiendo a ello, se removió metales
pesados como Al (de 2.88 mg/l a 1.05 mg/l), As (<0.001 mg/l), Fe (de
7.93 mg/l a 4.76 mg/l), Mn (de 0.54 mg/l a 0.28 mg/l) y Pb (<0.0038
mg/l). Mientras que en la época de estiaje su estudio muestra un
mínimo incremento de pH de 3.09 a 3.10, en el caso de la conductividad
disminuyó de 977 µS/cm a 532 µS/cm; adicionalmente hay una
variación en la remoción de metales, en Al (de 6.88 mg/l a 6.62 mg/l),
As (<0.001 mg/l), Fe (de 13.03 mg/l a 53.15 mg/l), Mn (de 1.80 mg/l a
1.36 mg/l) y Pb (de 0.0022 mg/l a 0.0024 mg/l). El autor concluye que
al recuperar la calidad del agua del río Uquian por medio del humedal
se mejorará la actividad ganadera de la zona.
18
19
2.2. Bases teóricas
2.2.1. Generación de Drenajes Ácidos de Roca
Los DAR son originados por un proceso natural geoquímico,
donde la roca sedimentaria rica en material sulfurado (pirita) se oxida y
lixivia por la exposición al agua y el oxígeno (Grande et al., 2005; Loayza
et al., 2014; Valverde et al., 2018). En la Cordillera Blanca, el DAR se
produce por el retroceso glaciar de las últimas décadas que deja a la
intemperie las formaciones Chicama y Chimú (Martel, 2016).
El DAR se caracteriza por un pH bajo y altas concentraciones de
metales y metaloides disueltos (INAP-International Network for Acid
Prevention, 2014) como se muestra en la Tabla 3, estos son arrastrados
por las lluvias o escorrentías contaminando las aguas superficiales y
subterráneas (Ma et al., 2019), suelos circundantes y ecosistemas
(Sheoran & Sheoran, 2006) por lo que es difícil y costoso prevenir o
minimizar la oxidación de sulfuros en la fuente (INAP, 2014).
Tabla 3.
Caracterización del drenaje ácido de roca en Canrey Chico
Parámetro
Unidad
Valor
Unidad de pH
3.38
Conductividad eléctrica
µS/cm
870.00
Hierro total
mg/L
8.00
Plomo total
mg/L
0.283
Cadmio total
mg/L
0.074
Arsénico total
mg/L
0.150
Aluminio total
mg/L
2.350
Boro total
mg/L
0.484
Mercurio total
mg/L
0.251
pH
Fuente: Garro Padilla (2015)
19
20
2.2.2. Tratamiento de Drenajes Ácidos de Roca
El tratamiento de DAR tiene como finalidad mejorar la calidad del
agua para que sea adecuada en el uso de diferentes actividades (riego,
bebida de animales y otros), como también la protección de la salud
humana y la ecológica (INAP, 2014). Existen dos tipos de tratamiento, el
activo y el pasivo (López Pamo et al., 2002).
Tratamiento activo
Son sistemas en los que se utilizan reactivos químicos básicos o
alcalinos (carbonato de calcio, piedra caliza, cal apagada, ceniza de soda,
soda caustica, hidróxido de amonio y oxido de calcio) para el proceso de
neutralización (Chang et al., 2000; Kefeni et al., 2017), porque suelen ser
más eficaces que los tratamientos pasivos en términos de capacidad y
tiempo de tratamiento (Alsaiari & Tang, 2018). Sin embargo, estos
sistemas poseen algunas desventajas que limitan su implementación para
el tratamiento de DAR. Entre ellos encontramos que requieren de una
operación continua en una planta química de tratamiento, además de un
control constante y mantenimiento de sus instalaciones (Aduvire, 2006),
por lo que sus costos son elevados (López Pamo et al., 2002). Por otro
lado, se generan grandes volúmenes de lodo en los procesos, que
necesitan de un manejo especial para evitar impactos negativos, lo que
incurre a gastos adicionales (Alakangas et al., 2013). En la actualidad se
sigue investigando para mejorar la eficiencia de los procesos activos y
reducir los problemas asociados con lodos (Johnson & Hallberg, 2005).
Tratamiento pasivo
Se han desarrollado sistemas de tratamiento pasivo para la
remediación del drenaje ácido (Biermann et al., 2014) con un enfoque
basado en procesos químicos y biológicos naturales. Estos sistemas son
viables
económicamente,
generan
menos
impactos
ambientales
comparados con los sistemas activos, requieren bajos insumos y son
sencillos de operar y mantener (Chen et al., 2021). Tienen la finalidad de
incrementar el pH y remover los metales pesados de las aguas ácidas
20
21
(Denegri-Muñoz & Iannacone, 2020) mediante procesos microbianos,
físicos y químicos. Además, este tipo de tratamiento presenta las
siguientes ventajas (Ford, 2003).
• No requieren energía eléctrica.
• No requieren ningún equipo mecánico, químicos peligrosos o
edificaciones.
Entre los métodos pasivos destacan los humedales aerobios, los
humedales anaerobios o balsas orgánicas, los drenajes anóxicos calizos,
los canales óxicos calizos, los sistemas sucesivos de producción de
alcalinidad, entre otros (Aduvire, 2006); estos métodos se emplean solos
o combinados, dependiendo del tipo de drenaje ácido y de los
requerimientos de tratamiento (López Pamo et al., 2002).
Figura 1.
Esquema de clasificación de algunos de los tratamientos pasivos de
aguas contaminadas más utilizados
Nota. Modificado de Rodríguez & García-Cortés (2006)
21
22
La elección del tratamiento pasivo según las características del
drenaje ácido se basa en un análisis químico inicial en función a
mediciones de pH, alcalinidad, acidez y en el caso se considere un drenaje
anóxico se debe medir las concentraciones de Fe+3, Al y oxígeno disuelto;
asimismo, la calidad del agua se debe analizar en diferentes épocas y en
condiciones climáticas representativas (Robert S. Hedin et al., 1994). A
continuación, se muestra el tipo y la secuencia de tratamiento pasivo en
función a las características del drenaje ácido de roca a tratar.
Figura 2.
Diagrama de flujo para seleccionar el sistema o la combinación de
sistemas para el tratamiento pasivo de drenajes ácidos
Nota. Adaptado de López Pamo et al. (2002)
2.2.3. Humedales construidos para el tratamiento de DAR
Los humedales naturales desempeñan un rol protector importante
en los ecosistemas, debido a que mejoran la calidad de fuentes de agua
22
23
contaminadas de forma natural o por las actividades humanas (von der
Heyden & New, 2005). De ellos, surgen los humedales construidos que
son reconocidos como sistemas de ingeniería biológico pasivo (Chen et
al., 2021) que puede ser controlado y manipulado, obteniendo mejores
resultados en la eficiencia de remoción de metales (Mays & Edwards,
2001) y siendo una alternativa rentable para la remediación de aguas
acidas (Sheoran, 2017).
Además, los humedales construidos son sostenibles, de bajo
consumo de energía y fácil operación (Jia et al., 2020); sin embargo, para
su implementación requieren áreas grandes de terreno (Zhang et al.,
2020). Entre los sistemas de humedales construidos para tratar los
drenajes ácidos se encuentran los humedales aerobios y anaerobios
(Ford, 2003).
Humedal construido aerobio
Son humedales poco profundos de gran superficie, compuestos
por materia orgánica, grava y macrófitos, considerándose un tratamiento
eficaz para afluentes alcalinos y aguas residuales (Seervi. et al., 2017).
Dentro de estos sistemas se propician ambientes para el desarrollo de
plantas y comunidades de organismos (algas y bacterias) que participan
en la depuración del agua (López Pamo et al., 2002); además, se
promueven la oxidación y la hidrolisis en el agua superficial del humedal
(J. Skousen et al., 1999) ayudando a la remoción de metales por medio
de la oxidación y precipitación natural (Jeff Skousen & Ziemkiewicz, 2005);
Estos humedales presentan una lámina de agua que inunda el
sustrato y al tener un flujo lento alcanzan el tiempo de retención necesario
para la eficacia de los procesos. También, el sustrato oxigenado del
humedal propicia el desarrollo de ciertas colonias de bacterias que actúan
como catalizadoras en la reacción de oxidación de los contaminantes
presentes en el humedal (Aduvire, 2006).
23
24
Humedal construido anaerobio
Son sistemas que se emplean para el tratamiento de aguas
netamente ácidas y se componen comúnmente de piedra caliza, sustratos
ricos en materia orgánica y plantas (Jeff Skousen & Ziemkiewicz, 2005)
como se muestra en la Figura 2. Para el mantenimiento de las condiciones
anaeróbicas en el sistema, la lámina de agua debe estar cercana a los
0.30m (J Skousen et al., 1998).
Figura 3.
Esquema de un humedal construido anaerobio
Nota. Esquema extraído de Núñez (2021)
La mejora de la calidad del agua en un humedal anaerobio se
debe a la materia orgánica biodegradable que se metaboliza y produce
ácidos orgánicos disponibles para el consorcio de bacterias anaerobias
(Kuyucak, 2002), quienes realizan el proceso de reducción de sulfato a
sulfuro de hidrógeno (Ec. 1) que reacciona con los iones metálicos
disueltos formando precipitados de sulfuro metálico; estos precipitados se
pueden eliminar debido a su baja solubilidad, densidad favorable y
propiedades de sedimentación (Kieu et al., 2015; Kuyucak, 2002; Xu &
Chen, 2020).
Las BSR consumen al mismo tiempo iones de hidrógeno y
producen dióxido de carbono que genera alcalinidad, incrementando así
los niveles de pH; esto se debe a la reducción de la concentración de
iones hidrógeno (Kuyucak, 2002) y al efecto amortiguador del bicarbonato
24
25
producido en la reducción (Seervi. et al., 2017; J Skousen et al., 1998),
como se muestra en la siguiente ecuación:
2𝐻2 𝑂 + 𝑆𝑂42− + 𝐶(𝑚𝑎𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎 𝑜𝑟𝑔á𝑛𝑖𝑐𝑎) ⇔ 𝐻2 𝑆 + 2𝐻𝐶𝑂3− (𝑏𝑖𝑐𝑎𝑟𝑏𝑜𝑛𝑎𝑡𝑜 𝑎𝑙𝑐𝑎𝑙𝑖𝑛𝑜) …
Ec. (1)
Bajo este proceso los metales también pueden precipitar en forma
de carbonatos e hidróxidos (Henrot & Wieder, 1990).
Según los procesos explicados para mantener la eficiencia del
humedal anaerobio en la etapa de mantenimiento se debe renovar el
sustrato agotado y reemplazarlo con materia orgánica fresca (Jeff
Skousen & Ziemkiewicz, 2005).
2.2.4. Composición típica de los humedales anaerobios
Los
humedales
anaerobios
cuentan
con
los
siguientes
componentes:
Grava
Es un tipo de material granular que tiene como principal
característica el apoyo físico, siendo el soporte estructural del humedal,
permite la infiltración y conductividad hidráulica suficiente para el paso del
agua a través del humedal construido (Delgadillo et al., 2010). Además,
constituye una superficie para la formación de biopelículas de
microorganismos como las bacterias (Vergaray et al., 2022).
Bacterias sulfato reductoras (BSR)
Son un conjunto de procariotas que se caracterizan por una
respiración anaeróbica que utiliza sulfato como aceptor terminal de
electrones y una fuente orgánica como donante de electrones (Sheoran
et al., 2010); además, se desarrollan en un rango de pH de 5.0 a 9.0. El
proceso de las BSR tiene una mayor eficiencia en la precipitación de
metales pesados a bajas concentraciones de metales (Xu & Chen, 2020).
25
26
Entre el consorcio de bacterias principalmente se encuentran
algunos géneros de Desulfovibrio y Desulfotomaculum (J. Skousen et al.,
1999).
Sustrato orgánico
Los humedales construidos anaerobios cuentan con una capa de
sustrato orgánico como el compost, estiércol, aserrín, turba, astillas de
madera o heno, entre otros (Seervi. et al., 2017). Este sustrato puede estar
compuesto por varios materiales orgánicos entremezclados y dispuestos
sobre la capa de grava (Aduvire, 2006). Además, su degradación implica
la disponibilidad de nutrientes, temperatura, desnitrificación, procesos de
reducción como la sulfato reducción y otros (García et al., 2010; Tanner &
Sukias, 1995).
Macrófitos
Los macrófitos de los humedales, como Typha sp., Juncus sp. y
Scirpus sp., fomentan un flujo más uniforme, ayudan a estabilizar el
sustrato, a mantener las poblaciones microbianas y brindan cualidades
estéticas al humedal (Jeff Skousen & Ziemkiewicz, 2005). Una
característica de los macrófitos fitorremediadores es su tolerancia a la
presencia de metales pesados, acumulando este contaminante en su
parte área (Macnair, 2002) y suministran materia orgánica al humedal a lo
largo del tiempo proporcionando sitios para la sorción de metales, así
como fuentes de carbono para el metabolismo bacteriano (Marchand et
al., 2010).
2.2.5. Mecanismos de remoción de metales pesados en humedales
anaerobios
Los mecanismos de eliminación de metales pesados del DAR
ocurren en tres componentes de un humedal, en su sustrato, vegetación
e hidráulica; este último es el factor determinante para establecer y
mantener los procesos en el humedal. Además, todos los procesos que
ocurren en un humedal construido dependen unos de otros, teniendo un
26
27
mecanismo de remoción complejo que implica procesos físicos, químicos
y biológicos (Sheoran & Sheoran, 2006).
Procesos físicos
Mediante el proceso de sedimentación se logra remover metales
pesados asociados con la partícula en el agua ácida (Hammer, 2014),
este proceso considera la velocidad de sedimentación de las partículas y
la longitud del humedal (Sheoran & Sheoran, 2006). Para las partículas
menos densas que el agua, la sedimentación se da cuando las partículas
en suspensión se adhieren a los metales u otros para ganar mayor peso
y decantar en el humedal, de esta manera los contaminantes llegan a ser
filtrados o retenidos en el sistema (Matagi et al., 1998).
Procesos químicos
Los procesos químicos que ocurren generalmente para la
remoción de metales son la sorción, adsorción, precipitación y
coprecipitación.
La sorción, es la retención a corto plazo o la inmovilización a largo
plazo de contaminantes a través de la transferencia de iones del agua al
suelo, es decir, de la fase de solución a la fase sólida (Sheoran & Sheoran,
2006).
La adsorción es un fenómeno superficial en el que la acumulación
de iones metálicos tiene lugar en la superficie (Sheoran et al., 2010) e
implica que los metales pesados se adhieren en la arcilla y materia
orgánica por atracción electrostática (Patrick et al., 1977) y una vez
adsorbidos en coloides húmicos o arcillosos, los metales pesados
permanecerán como átomos metálicos (Matagi et al., 1998).
La precipitación es uno de los principales mecanismos por lo que
se remueve el metal del agua y se deposita en los sedimentos; donde los
metales pueden precipitar para formar sulfuros metálicos insolubles muy
estables en condiciones anaeróbicas limitando su biodisponibilidad en
ecosistemas acuáticos (Matagi et al., 1998). Añadiendo a ello, muchos
27
28
metales a menudo sufren coprecipitación con hidróxidos, óxidos u
oxihidróxidos de Fe y Mn y sulfuros metálicos producidos por bacterias,
posteriormente se eliminan del sistema (Jong & Parry, 2003; Metcalf et al.,
2002).
Otro proceso químico complementario es la hidrolisis que está
relacionado con el pH del agua; por ejemplo, la hidrolisis u oxidación del
Al se da a un pH neutro de 7.0 para la formación de óxidos, oxihidróxidos
e hidróxidos insolubles siendo la principal forma de remover el aluminio
(Lesage, 2006).
Por otro lado, el Mn, bajo condiciones anaerobias, se encuentra
principalmente en su forma reducida (Mn²⁺), la cual es más soluble y, por
lo tanto, difícil de eliminar. Esto representa un desafío en los sistemas de
tratamiento, ya que su precipitación puede ser complicada y poco efectiva;
además, el Mn retenido puede llegar a liberarse, lo que afectaría la calidad
del efluente de los humedales construidos (Hallberg & Johnson, 2005a;
Kröpfelová et al., 2009).
La remoción inicial del As es por medio de la coprecipitación con
sulfuros de Zn, Cu, Fe y Ni o son absorbidos por sulfuros metálicos. Así
como también su eliminación puede atribuirse a las condiciones
reductoras establecidas por la actividad de las BSR (Jong & Parry, 2003).
Procesos biológicos
Es considerada la vía más importante en la remoción de metales
pesados en humedales construidos que involucra a los microorganismos
(bacterias) y plantas (Sheoran & Sheoran, 2006).
Las bacterias anaerobias mediante su metabolismo absorben y
almacenan en su estructura una cantidad de metales, también intervienen
en la remoción de metales mediante procesos de reducción (Kojima et al.,
2006), adsorción y bioadsorción (Matagi et al., 1998). Por otro lado, el
incremento del pH facilita la eliminación de metales en el DAR, que a su
28
29
vez ayuda en la precipitación de los metales como hidróxidos o sulfuros
(López Pamo et al., 2002).
Las especies fitorremediadoras contribuyen en el tratamiento
mediante la absorción directa y secuestro de contaminantes por procesos
físicos que ocurren en la raíz (rizomas) de la planta (León, 2020); sin
embargo, el aporte de la biomasa vegetal en la remoción de metales es
aproximadamente de 2 a 10% (Lee & Scholz, 2007; Singh & Chakraborty,
2020).
2.2.6. Función del sustrato orgánico en los humedales anaerobios
Los sustratos son un componente importante en los humedales
construidos, ya que llegan a influir significativamente en el costo, la
eficiencia del tratamiento y la sostenibilidad de estos sistemas;
desempeñan un papel central en el proceso de tratamiento mediante la
filtración física, intercambio iónico (Ji et al., 2022), adsorción de iones
metálicos y la formación de compuestos complejos y quelatos
(Sekarjannah et al., 2019). Este debe contener suficiente carbono y
nutrientes para el crecimiento de las plantas y desarrollo de las BSR
(Sekarjannah et al., 2021); así como también cumple el rol de eliminar el
oxígeno disuelto en el humedal (J Skousen et al., 1998).
Según Chang et al. (2000), Ji et al. (2022), Scholz & Lee (2005),
Seervi. et al. (2017) y J Skousen et al. (1998) la propiedad de donador de
electrones del sustrato orgánico es uno de los factores más importantes
que determinan el éxito del proceso microbiano, ya que apoya el proceso
de sulfidogénesis. En condiciones anaeróbicas las BSR utilizan el sulfato
como aceptor final de electrones en lugar del oxígeno y, reducen el sulfato
(SO42-) a sulfuro de hidrógeno (H2S), como se muestra en la Ecuación 1.
En esta reacción la materia orgánica se oxida y descompone. Además, el
H2S liberado en el proceso reacciona con los metales disueltos en el agua
contaminada (como el hierro, zinc, cobre, plomo) formando sulfuros
metálicos insolubles. Estas reacciones pueden describirse de la siguiente
manera (Aduvire, 2006):
29
30
𝐹𝑒 2+ + 𝐻2 𝑆 → 𝐹𝑒𝑆(𝑠) + 2𝐻 + … Ec. (2)
𝑍𝑛2+ + 𝐻2 𝑆 → 𝑍𝑛𝑆(𝑠) + 2𝐻 + … Ec. (3)
Resultando la precipitación de sulfuros metálicos como FeS, ZnS,
CuS, que son insolubles en agua, quedando retenidos en el humedal. Esto
reduce significativamente la cantidad de metales tóxicos en el efluente. Al
mismo tiempo, la oxidación de la materia orgánica y la liberación de
bicarbonato (HCO3⁻) ayudan a neutralizar la acidez y elevan el pH del
agua. Este incremento en el pH favorece la precipitación de otros metales,
como el hierro, en forma de hidróxidos (Kolmert & Johnson, 2001;
Kuyucak, 2002).
Por lo que, la composición y proporción del sustrato orgánico debe
ser considerado cuidadosamente, teniendo en cuenta las siguientes
propiedades (Batty & Younger, 2004; Sekarjannah et al., 2021).
a) Contener suficiente fibra para mantener la permeabilidad tras la
saturación y la autocarga, permitiendo el flujo de agua a través del
humedal.
b) Contener bacterias sulfato reductoras, que generalmente existen en
el estiércol de animales.
c) Debe ser alcalino, para no agravar el problema de acidez del agua.
d) Por seguridad no debe contener virus que sean potencialmente
dañinos.
e) Considerar
una
mezcla
de
materiales
orgánicos
de
fácil
biodegradación junto con otros de degradación lenta, con la finalidad
de optimizar la eficiencia del humedal a largo del tiempo.
Los materiales orgánicos seleccionados también influyen en la
determinación del tiempo de retención hidráulica requerido por el afluente;
siendo el mejor material orgánico el que se relaciona con un menor tiempo
de retención hidráulica, por lo tanto, menor área de tratamiento necesario
(Sekarjannah et al., 2021).
30
31
2.2.7. Características químicas del sustrato orgánico
La disponibilidad del carbono orgánico (CnH2nOn) afecta el grado
de actividad microbiológica en un humedal, y consecuentemente la
eficiencia del tratamiento biológico, dado que el drenaje ácido presenta
poco carbono orgánico disuelto (Kolmert & Johnson, 2001; Neculita et al.,
2007); además, la disponibilidad de fuentes de carbono es el factor
limitante crítico para el trabajo de las bacterias sulfato reductoras (Riaño
Cárdenas, 2019). Todo ello, se basa en la biodegradabilidad del sustrato
orgánico, por lo que se tiene como objetivo primordial la selección del
sustrato orgánico adecuado para que el proceso sea eficiente y viable
(Gibert et al., 2004).
Según Gibert et al. (2004), las bacterias sulfato reductoras (BSR)
pueden metabolizar un conjunto limitado de sustratos orgánicos, que
generalmente son ácidos orgánicos y alcoholes. Los compuestos que se
degradan con mayor facilidad son las sustancias específicas como
proteínas, carbohidratos, grasas, etc. Esto implica, que el material
orgánico tenga un valor nutritivo basado en la fracción poco digerible por
la presencia de compuestos orgánicos estructurales como la celulosa,
lignina, y la fracción de digestión rápida. Para predecir que el sustrato
orgánico provee de nutrientes a las BSR se basa en la fracción
biodegradable, que está en relación al contenido de lignina en el sustrato
orgánico.
En el caso de los materiales orgánicos generalmente empleados
en los humedales anaerobios, se puede decir que el estiércol de vaca
presenta un contenido lignocelulósico (celulosa, lignina y otros) debido a
que su principal alimento ya ha sido procesado por los microorganismos
en el rumen y como resultado presenta una hidrolisis lenta. Mientras que,
el estiércol de oveja posee compuestos de lignina inferiores y contiene
microbios hidrolíticos que impulsan el paso de la descomposición (Li et
al., 2020). El compost, contiene ácidos húmico y fúlvico que ayudan a
absorber metales pesados por los grupos funcionales en ambas
31
32
sustancias (Sekarjannah et al., 2019). La tierra negra, contiene altos
niveles de Ca, Na y Mg como macronutrientes y el Mn entre los
micronutrientes, también nitratos, celulosa, hemicelulosa, lignina y otros
(Barbaro et al., 2011; Chang et al., 2000).
En la Tabla 4 se muestra los compuestos químicos que contienen
los sustratos orgánicos usualmente empleados en un humedal construido
anaerobio.
Tabla 4.
Componentes químicos de algunos sustratos orgánicos
Sustrato orgánico
Estiércol
Compost
Tierra negra
Composición química
Lignina, celulosa, proteínas,
hemicelulosa,
lípidos,
macroelementos (C, H, O, N, S,
P), fibra, ceniza.
Celulosa,
hemicelulosa,
lignina, ácidos húmico y fúlvico,
macroelementos (C, H, N, S,
P).
Celulosa,
lignina,
hemicelulosa, macronutrientes
(N, C, P, K, Ca, Na, S, Zn, Mn,
Cu, Fe y Mg), nitratos, cenizas
y otros.
Fuente
(Anakalo et al.,
2009; Gibert et al.,
2004; Li et al.,
2020; Xu & Chen,
2020)
(Gibert et al., 2004;
Sekarjannah et al.,
2019; Jeff Skousen
et al., 2017)
(Barbaro et al.,
2011; Chang et al.,
2000; Cohen et al.,
1986; Oliver, 2017)
Siendo así importante la caracterización química del sustrato
orgánico en contenido de lignina, celulosa, sustancias fácilmente
disponibles, solidos volátiles y la fracción biodegradable.
La lignina en el sustrato orgánico
La caracterización previa del sustrato orgánico ayudará a predecir
su degradabilidad antes de llevar a cabo la implementación del humedal;
respecto a la lignina, se menciona que cuanto menor es su contenido en
el sustrato orgánico, mayor es su biodegradabilidad y capacidad para
desarrollar actividad bacteriana (Gibert et al., 2004); esto quiere decir, que
la lignina no se degrada significativamente (Place et al., 2006).
32
33
La celulosa en el sustrato orgánico
La presencia de celulosa genera una barrera protectora para
evitar su descomposición y ser fuente de carbono por más tiempo (Irfan
et al., 2011).
Sustancias fácilmente disponibles del sustrato orgánico
Es la porción orgánica de un sustrato que los microorganismos
pueden usar fácilmente; sin embargo, no todos los constituyentes son
usados por las bacterias anaerobias (Prasad et al., 1999). Entre las
sustancias fácilmente disponibles están los azúcares solubles, almidón,
proteínas, aceites, hemicelulosa, aminoácidos, entre otros (Jeff Skousen
et al., 2017; Zagury et al., 2006).
Solidos volátiles del sustrato orgánico
El análisis de los sólidos volátiles es considerado como la materia
que realmente es transformada por las bacterias. Siendo este el peso de
los sólidos orgánicos quemados cuando el material seco se calcina a 550
°C (Sanabria et al., 2018).
La fracción biodegradable del sustrato orgánico
La fracción biodegradable que está relacionada con la
composición química del sustrato orgánico, la cuantificación de fracciones
poco digeribles (como la lignina y la celulosa que son resistentes a la
descomposición microbiana), fracciones de digestión rápida, la relación
C/N o sustancias específicas (Gibert et al., 2004). En la Tabla 5 se
muestra las características químicas de los sustratos orgánicos
usualmente empleados en el humedal construido anaerobio.
Tabla 5.
Caracterización química de algunos sustratos orgánicos
Unidad
Lignina
Celulosa
% p/p
% p/p
Estiércol de
oveja
8.32 ± 1.28
7.45 ± 1.87
Compost
Tierra negra
15.34 ± 1.85
37.21 ± 3.08
14.5
49.3
33
34
Sustancias fácilmente
disponibles
Solidos volátiles
Fracción
biodegradable
% p/p
44.87 ± 4.13
33.95 ± 3.25
-
% p/p
86.70 ± 2.58
59.32 ± 1.15
-
-
0.56 ± 0.05
0.10 ± 0.07
-
Nota. Adaptado y traducido de Chang et al. (2000) y Gibert et al. (2004)
2.3. Definición de términos básicos
• Bacterias anaerobias: Son bacterias que se desarrollan bajo una
condición de potencial redox reducido y ausencia de oxígeno, sin embargo,
la sensibilidad frente al oxigeno varia de una especie a otra (Rivas & Mota,
2006).
• Bacterias sulfato reductoras: Son procariotas que se caracterizan por
una respiración anaeróbica, utilizan sulfato en sus procesos de reducción y
se desarrollan en un rango de pH de 5 a 9 (Sheoran et al., 2010; Xu & Chen,
2020).
• Calidad de agua: Conjunto de parámetros que indican que el cuerpo de
agua puede ser usada para diferentes propósitos (UNESCO/WHO/UNEP,
1996).
• Celulosa: Es un polisacárido que tiene como estructura base los enlaces
glucosídicos, con coloración semicristalina (Gañán et al., 2017). Su
descomposición es lenta y aporta carbono orgánico (Irfan et al., 2011).
• Condiciones anaerobias: Es un estado en el cual la condición de oxígeno
es demasiado baja para favorecer el correcto funcionamiento de sistemas
de tratamiento (Aduvire, 2006).
• Drenajes ácidos de roca: Es un lixiviado generado por la oxidación de los
afloramientos rocosos superficiales de masas sulfurosas, que contaminan
los cuerpos de agua (Grande et al., 2005).
• Estiércol: Residuo orgánico proveniente de animales (oveja, vaca, caballo,
entre otros) ricos en nutrientes aprovechados en la agricultura y sistemas
de tratamiento (Younger et al., 2002).
34
35
• Fracción biodegradable: Es la porción de degradabilidad que presentan
los desechos orgánicos, basados en la cuantificación de las fracciones
poco digeribles (Gibert et al., 2004).
• Humedal: Ecosistema que depende de la inundación constante o
saturación recurrente sobre o cerca de la superficie del suelo. Las
características esenciales aparte de la inundación son los suelos hídricos y
vegetación hidrófita (Mendez, 2018).
• Humedales construidos: Son diseños acondicionados con capacidad de
reproducir las características de los humedales naturales, para aprovechar
su potencial depurador (Denegri-Muñoz & Iannacone, 2020).
• Lignina: Es un biopolímero abundante en las plantas que se deriva
principalmente de monolignoles básicos (Chávez Marvin & Domine
Marcelo, 2013); además, su baja presencia en el material orgánico
representa su mayor degradación (Gibert et al., 2004).
• Metales pesados: Son aquellos elementos químicos que presentan una
densidad igual o superior a 5 g/cm3 cuando están en forma elemental, y en
concentraciones excesivas son tóxicos para la célula (Navarro et al., 2007).
• Precipitación: Es el proceso mediante el cual los iones de los metales
solubles y biodisponibles se precipitan del agua ácido en forma de
hidróxidos, para lo cual se hace uso de alcalizantes como la piedra caliza
(Aduvire, 2006).
• Prototipo de humedal: Construcción de un humedal, fabricado a escala
de laboratorio o pequeña escala (Riaño Cárdenas, 2019).
• Sustrato orgánico: Es la materia orgánica que contiene ácidos húmicos y
fúlvicos, celulosa, lignina, proteínas, fibra, macroelementos, entre otros;
siendo fuente de nutrientes para las plantas y desarrollo de BSR (Anakalo
et al., 2009; Gibert et al., 2004; Li et al., 2020; Sekarjannah et al., 2021).
35
36
CAPÍTULO III
MARCO METODOLÓGICO
3.1. Tipo de investigación
Considerando la clasificación de Hernández-Sampieri, R. & Mendoza, C.
(2018), el tipo de investigación desarrollada se define en:
• Según el propósito: Aplicada, porque busca resolver problemas
específicos en contextos concretos utilizando conocimientos ya existentes
o generando nuevo conocimiento aplicable.
• Según el enfoque de la investigación: Cuantitativa, ya que se basa en la
recolección y análisis de datos numéricos, con un enfoque en la medición
y el uso de estadísticas para probar la hipótesis.
• Según el diseño temporal: Longitudinal, ya que se evalúan los cambios y
desarrollos del fenómeno a lo largo del tiempo.
• Según el grado de manipulación de las variables: Experimental, porque
se manipula la variable independiente para observar el efecto sobre la
variable dependiente.
36
37
3.2. Diseño de la investigación
La presente investigación se divide en tres etapas: la caracterización del
sustrato orgánico, el diseño e implementación de los prototipos de humedal, y
evaluar su monitoreo y eficiencia, descritos en el siguiente esquema.
37
35
Figura 4.
Esquema de investigación de los prototipos de humedal construido anaerobio
Caracterización
sustrato orgánico
del
• Análisis de celulosa,
lignina,
solidos
volátiles y sustancias
facilmente disponibles
en
los
materiales
orgánicos.
• Determinación de la
fracción
biodegradable de los
materiales orgánicos.
• Análisis
de
la
concentracion
de
metales
en
los
materiales orgánicos.
Diseño e
Implementación de los
prototipos de humedal
• Caracterización
del
afluente.
• Diseño
de
la
infraestructura de los
humedales
construidos.
• Condiciones
de
operación
del
humedal.
• Implementación de los
prototipos
de
humedal.
• Incorporación de los
componentes de los
PHCA: grava, material
orgánico
(compost,
tierra negra, estiércol
de oveja y vaca) y
macrófitos.
• Adaptación y puesta
en marcha de los
prototipos
de
humedales.
Monitoreo y eficiencia
del humedal
• Monitoreo del afluente
y efluentes de los
prototipos
de
humedal.
• Determinación de la
eficiencia
de
la
remoción de metales y
sulfato.
• Comparación
del
comportamiento
del
pH,
conductividad
eléctrica,
sólidos
disueltos
totales,
temperatura, potencial
óxido-reducción
del
efluente
de
los
prototipos
de
humedal.
35
36
3.3. Localización
La implementación de los Prototipos de Humedal Construido Anaerobio
(PHCA) se realizó en la Comunidad Campesina Cordillera Blanca – sector
Quisuar, ubicado en el centro poblado de Canrey Chico, distrito y provincia de
Recuay, a una altitud de 3661 m s.n.m. En la Figura 5 se presenta el mapa de
ubicación.
Figura 5.
Ubicación de los prototipos de humedales construidos anaerobios
3.4. Descripción de la zona de estudio
La Comunidad Campesina Cordillera Blanca (CCCB) se ubica en las
alturas de la unidad hidrográfica del Río Negro, tiene un espacio geográfico
variado y presenta una condición climática frígida, la época de lluvia inicia en
setiembre y finaliza en marzo; mientras que, la época seca es entre junio y
agosto (Instituto de Montaña, 2017).
36
37
Las principales actividades con la que se sustenta la población de esta
localidad es la ganadería y agricultura, por lo que la calidad del recurso hídrico
es fundamental para su desarrollo (Zimmer et al., 2018). Entre los productos
cultivados se encuentra la papa, cebada, avena, oca, olluco, mashua y otros;
además, en sus áreas extensas de bosques (queñual, aliso, pino, eucalipto) y
pastizales se pueden encontrar vacunos, ovinos, equinos y más.
Asimismo, la CCCB, con el fin de fortalecer su organización y ser
partícipes en proyectos de investigación que beneficien a la comunidad y los
ecosistemas constituyó el Comité de Investigación Agropecuario Local (CIAL),
Comité de defensa, Comité de producción y el Comité de pastos del Parque
Nacional Huascarán (Instituto de Montaña, 2017).
3.5. Métodos y técnicas de investigación
3.5.1. Caracterización química del sustrato orgánico
El sustrato orgánico es uno de los componentes más importantes
del humedal, ya que brinda nutrientes y es fuente de energía para los
microorganismos y macrófitos que contribuyen en la remoción de
contaminantes; sin embargo; es difícil predecir con exactitud que
composición y proporción es la adecuada para asegurar y mejorar la
eficiencia del sistema. Por lo que, su caracterización química es
importante, al brindar información sobre su biodegradabilidad y
biodisponibilidad de nutrientes (Gibert et al., 2004; Neculita et al., 2011;
Sekarjannah et al., 2021; Singh & Chakraborty, 2020).
Teniendo en cuenta ello, en la presente investigación se
recolectaron y emplearon los siguientes materiales orgánicos: el compost
fue obtenido de la Municipalidad Provincial de Carhuaz; mientras que, los
estiércoles de vaca y oveja fueron traídos de los corrales y campos de la
CCCB. Al conjunto de este sustrato se agregó la tierra negra, con la
finalidad de tener un balance en la mezcla de sustrato y que contribuya
con nutrientes al sistema a largo plazo, este material también se obtuvo
de la CCCB.
37
38
Para la caracterización del sustrato orgánico se colectó y
homogenizó un 1 kg de muestra de estiércol de oveja y vaca, compost y
tierra negra. Luego en el laboratorio, se secaron muestras de 300g a 100°
C por 4 h empleando un horno estufa. Después, las muestras secas (150
g) fueron enviadas al Laboratorio de Investigación y Certificaciones –
LABICER, donde realizaron el análisis del contenido de lignina y celulosa
mediante el método de extracción sucesiva, propuesto por Irfan et al.
(2011). En el caso del análisis de las sustancias fácilmente disponibles
(EAS) se empleó el método gravimétrico, propuesta por Gibert et al.
(2004).
Los sólidos volátiles (SV) del sustrato orgánico se analizaron en
el Laboratorio Académico de la Facultad de Ciencias del Ambiente –
UNASAM. Para ello, se secó una porción de cada muestra de material
orgánico y se calcinó 25g en un horno de mufla a 550 °C por 2 h; esta
fracción de SV se determinó según el método Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater. 21st Edition. 2005. 2540E (APHA,
2005).
Además, la concentración de metales en el sustrato orgánico se
determinó por medio del análisis de espectrometría de masa con plasma
acoplado inductivamente (IPC-MS) en el laboratorio de Servicios
Analíticos Generales S.A.C. – SAC. Este análisis se realizó con la finalidad
de ver la influencia de su concentración en los resultados de la calidad del
agua.
Determinación de la fracción biodegradable
La fracción biodegradable (B) se determinó en base al contenido
de lignina en el sustrato orgánico, según el modelo de ecuación de
Chandler, citada en la investigación de Gibert et al. (2004).
𝐵 = −0.028𝑋 + 0.830 … Ec. (4)
Donde:
X: Contenido de lignina en los materiales orgánicos.
38
39
Figura 6.
Esquema de actividades desarrolladas para la caracterización del sustrato
orgánico
3.5.2. Diseño e implementación de los prototipos de humedales
Durante el diseño e implementación de los PHCA se tuvo en
cuenta las siguientes actividades:
Selección del sistema de tratamiento del DAR
La caracterización fisicoquímica inicial del agua contaminado por
DAR nos permitió identificar la calidad del agua y su nivel de
contaminación; tambien, a tener una línea base para la elección y el
diseño del sistema de tratamiento y mejorar su calidad.
Considerando ello, se realizó un análisis de parámetros como pH,
temperatura, conductividad eléctrica, solidos disueltos totales y oxígeno
disuelto del agua del canal Chonta (captación hacia los prototipos)
empleando un Multiparámetro Portátil Hach Sension 156, en 3 momentos
del día (8:00 a.m., 12:00 p.m. y 4:00 p.m.). Además, se colectaron
muestras de agua (1L) para el análisis de acidez, sulfatos y determinación
de hierro. La acidez se determinó en el laboratorio SAG a través del
método SMEWW-APHA-AWWA-WEF.Part 2310 B. Acidity y el sulfato
39
40
mediante la determinación de aniones inorgánicos por cromatografía
iónica; mientras que la concentración de hierro fue realizada a través del
Iron Test MQuant 114438 en el Laboratorio de la FCAM – UNASAM. En
la Tabla 6, se muestran los resultados obtenidos en la caracterización
inicial del agua del canal Chonta.
Tabla 6.
Caracterización inicial del DAR del canal Chonta
Parámetro
Unidad
Valor promedio
Unidad de pH
3.09 ± 0.07
°C
10.87 ± 2.58
Conductividad eléctrica
µs/cm
216.43 ± 46.03
Sólidos Disueltos Totales
mg/L
112.30 ± 4.46
Oxígeno disuelto
mg/L
21.43 ± 0.70
Acidez
mg/L
68.24 ± 4.49
Fe total
mg/L
5.00
Sulfato
mg/L
156.5
pH
Temperatura
Según las consideraciones planteadas por Aduvire (2006), para
corrientes de agua con pH < 4.5, oxígeno disuelto > 5 mg/l, y
concentraciones de Fe y Al mayores a 1 mg/l, se recomienda un sistema
de humedal anaerobio. Teniendo en cuenta los resultados de la
caracterización inicial del canal Chonta descritos en la Tabla 6, la presente
investigación optó por la tecnología de humedal anaerobio.
Figura 7.
Caracterización del agua del canal Chonta contaminado por DAR
40
41
Diseño de los prototipos de humedales anaerobios
El sistema de tratamiento estuvo conformado por una captación y
un tanque de almacenamiento y distribución de caudal, que permitió
alimentar el sistema a un flujo constante. Seguidamente se tuvieron los
PHCA (control, 1, 2 y 3) que integraron el tratamiento del agua
contaminada por DAR. En la Figura 8 se muestra el sistema de PHCA
implementados.
Figura 8.
Sistema de prototipos de humedal construido anaerobio
Los PHCA presentaron las siguientes dimensiones: 0.97 m de
ancho, 1.17 m de largo y 0.97 m de alto. Asimismo, en cada uno de ellos
se instalaron conexiones hidráulicas (tuberías de ingreso, salida y de
purga, llaves de control) con la finalidad de asegurar la conducción del
afluente y efluente. Los componentes fijos que integraron cada prototipo
de humedal fueron la grava de 3/8”-1/2”, el Juncus arcticus Willd. y espejo
de agua. El sustrato orgánico varió para cada prototipo, según se muestra
en la Tabla 7.
41
42
Tabla 7.
Composición del sustrato orgánico en cada prototipo de humedal
Prototipo de humedal
Sustrato orgánico
Control
-
1
75% estiércol de oveja + 12.5%
compost + 12.5% tierra negra
2
75% estiércol de vaca + 12.5%
compost + 12.5% tierra negra
3
37.5% estiércol de oveja + 37.5 % de
estiércol de vaca + 12.5% compost +
12.5% tierra negra
La altura de la columna de los PHCA estuvo determinada por el
espesor de sus componentes como se muestra en la Tabla 8, y presentó
un borde libre de 0.37 m, para los aportes de exceso de precipitación o
eventos no predecibles.
Condiciones de operación de los PHCA
Según Aduvire (2006), para el diseño de un humedal anaerobio
para el tratamiento de drenaje ácido de mina puede considerarse
mediante la metodología de carga aplicada, basado en el caudal de
tratamiento, donde la principal variable a tener en cuenta es la acidez del
afluente. Para la determinación de la carga hidráulica de los PHCA se
empleó la siguiente ecuación modificada:
q=
Carga acidez
Ca
… Ec. (5)
Donde:
q: Carga hidráulica en L/m2.d.
Ca:
Eliminación
de
acidez
por
carga
contaminante
en
gAcidez/m2.d.
Carga acidez: se expresa en g/L.
42
43
El valor teórico de eliminación de acidez por carga contaminante
es de 3.5 a 8 g/m2.d. (Aduvire, 2006), para la presente investigación se
empleó un valor de 7 g/m2.d.
El caudal de tratamiento se definió como el producto de la carga
hidráulica y el área superficial del humedal (López Pamo et al., 2002).
𝑄 =𝑞∗𝐴
… Ec. (6)
Donde:
Q: Caudal de tratamiento en L/d o m3/d.
q: Carga hidráulica en m/d.
A: Área superficial del humedal en m2.
Además, el prototipo de humedal presentó un área superficial de
1.135 m2 y un volumen efectivo de 0.681 m3.
El tiempo de retención hidráulica (TRH) se determinó a través del
volumen efectivo del sistema y el caudal de tratamiento, teniendo la
siguiente ecuación:
𝑉
𝑇𝑅𝐻 = 𝑄
… Ec. (7)
Donde:
TRH: Tiempo de retención hidráulica en d.
V: Volumen efectivo del humedal en m3.
Q: Caudal de tratamiento en L/d o m3/d.
Implementación de los PHCA
Se realizó la recolección, transporte y preparación de los
componentes que conformaron cada humedal. Los macrófitos fueron
extraídos y trasplantados cada 6 individuos por prototipo en 1.135 m2,
luego se tomaron muestras y fueron secadas para su identificación.
Además, para calcular la cobertura inicial de macrófitos en los PHCA, se
tuvo en cuenta el área superficial del prototipo, seguido se halló el área
estándar de cobertura de cada mata de macrófito, luego este valor se
multiplicó por el número de macrófitos presentes en cada humedal,
aplicando la regla de tres simple (Garro Padilla, 2015; Rodríguez &
Vargas, 2019).
43
44
La grava de 3/8” – 1/2" fue obtenida de las canteras del distrito de
Cátac. En cuanto al sustrato orgánico, se empleó estiércol de oveja y
vaca, compost y tierra negra en las proporciones descritas en la Tabla 7.
Para determinar el volumen total de los diferentes componentes
que integraron los PHCA se tuvo en cuenta la dimensión superficial del
recipiente y el espesor de cada componente, como se describe en la Tabla
8.
Tabla 8.
Volumen total de los componentes utilizados en los prototipos de
humedales
Componente
Grava (3/8” – 1/2")
Estiércol de vaca
Estiércol de oveja
Sustrato orgánico
Compost
Tierra negra
Espejo de agua (DAR)
Espesor (m)
0.15
0.20
0.25
Volumen (m3)
0.91
0.26
0.26
0.09
0.09
1.13
En la Figura 9, se presenta el esquema de las actividades
desarrolladas para la implementación de los PHCA, que abarca desde la
excavación para la captación y línea de conducción del agua, hasta la
puesta en marcha del sistema.
44
45
Figura 9.
Esquema de las actividades desarrolladas para la implementación de los
PHCA
Además, para verificar la operación de cada PHCA se realizó la
medición de caudales y regulación mediante el método volumétrico, 2
veces por semana.
Periodo de adaptación de los PHCA
La adaptación de los prototipos fue de 6 meses, en el cual se
verificó su operación y se realizaron actividades de mantenimiento para
asegurar su correcto funcionamiento y comprensión; asimismo, se tuvo
este periodo de tiempo por temas logísticos y de presupuesto. Al finalizar
la fase de adaptación se inició con la etapa de monitoreo.
Figura 10.
Adaptación de los PHCA
45
46
Estaciones de monitoreo en los PHCA
Las estaciones de monitoreo principalmente se ubican en el
afluente (muestra compuesta de los prototipos de humedal) y efluentes de
cada prototipo, como se muestra en la Tabla 9.
Tabla 9.
Estaciones de monitoreo en los PHCA
Estación de monitoreo
Afluente *
PH0
Efluente control
PH01
Efluente prototipo 1
PH02
Efluente prototipo 2
PH03
Efluente prototipo 3
PH04
Nota. * Muestra compuesta del afluente de los PHCA.
3.5.3. Análisis de la eficiencia de la remoción de metales y sulfatos, y
comparación de parámetros fisicoquímicos en los PHCA
Para analizar la eficiencia de remoción de metales pesados y
sulfatos, así como también comparar el pH, conductividad eléctrica (CE),
sólidos disueltos totales (TDS), potencial óxido-reducción (ORP) y
temperatura en los PHCA se consideraron las siguientes actividades:
Monitoreo del PHCA
El monitoreo se realizó durante 6 meses (11.06.23 al 03.12.23),
dentro de este periodo se analizó la calidad de agua cada 15 días, para
ello se tomaron muestras del afluente y efluente de los prototipos. Se
midieron los parámetros fisicoquímicos de pH, CE, TDS, ORP y
temperatura en campo, mediante el método de potenciometría empleando
un Multiparámetro Portátil Hach Sension 156.
Para el análisis de la concentración de metales, las muestras
fueron preservadas con ácido nítrico (HNO3) a un pH < 2, antes de su
envío al laboratorio SGS del Perú S.A.C, el cual empleó el método ICPMS; mientras que, el sulfato se analizó mediante la determinación de
aniones inorgánicos por cromatografía iónica.
46
47
Figura 11.
Monitoreo de la calidad del agua en PHCA
Comparación de los parámetros fisicoquímicos de campo
Se analizaron los datos de los parámetros fisicoquímicos como
pH, CE, ORP, TDS y temperatura, visualizándolos mediante gráficas
estadísticas en Excel versión 2019, posteriormente se llevó a cabo un
análisis estadístico descriptivo.
Una vez procesados los datos, se
compararon los resultados entre los prototipos de humedales: control,
prototipo 1, prototipo 2 y prototipo 3.
Determinación de la eficiencia del PHCA
La eficiencia de cada prototipo de humedal se analizó en base a
la remoción de metales totales (As, Cd, Fe, Mn, Pb, Al, B, Hg, Mg, Zn, Co,
Cu) y sulfato, como lo menciona (R. S. Hedin et al., 1994) empleando la
siguiente ecuación.
𝐸 (%) =
[𝐶0 − 𝐶1 ]
x 100
𝐶0
… Ec. (8)
Donde:
E: Eficiencia del prototipo de humedal (%).
𝐶𝑜 : Concentración inicial de metal en el afluente (mg/L).
𝐶1 : Concentración final de metal en el efluente (mg/L).
De igual manera se evaluó la eficiencia de la remoción de sulfato
en cada prototipo de humedal.
47
48
Por otro lado, un aspecto importante a considerar fue la
evaluación del prototipo control, teniendo en cuenta la variación de
parámetros fisicoquímicos, sulfato y metales totales en comparación con
el afluente contaminado por DAR. Esta evaluación nos permitirá
evidenciar el efecto de los macrófitos y agregados en la remoción de
contaminantes; así como también, entender la contribución del sustrato
orgánico en el humedal al comparar la eficiencia de los prototipos de
humedal.
3.6. Condiciones climáticas
El Centro Poblado de Canrey Chico, al ubicarse en la sierra, presenta un
clima frígido (SENAMHI, 2021).
Asimismo, durante el periodo (enero hasta diciembre 2023) de
adaptación y monitoreo de los PHCA se trabajó bajo las condiciones
climáticas que se presentan en la Tabla 10, donde la data de los parámetros
meteorológicos de temperatura, humedad relativa y precipitación fueron
recolectados de la estación meteorológica ubicada en Recuay (7960934.38N
15580371.00E), en el departamento de Áncash.
Resultando que, la temperatura máxima y mínima fueron 25.80 °C y 2.10 °C respectivamente y la humedad relativa promedio fue 64.53%. La
precipitación anual fue 490.30 mm; además, los meses de mayor precipitación
fueron diciembre, noviembre y octubre.
Tabla 10.
Condiciones climáticas durante la operación del PHCA
Año
Mes
Enero
Febrero
Marzo
Abril
2023 Mayo
Junio
Julio
Agosto
Septiembre
Estación meteorológica Recuay
Temperatura (°C)
Humedad
Máximo Mínimo Promedio relativa (%)
21,50
1,90
10,65
75,38
21,70
4,10
11,99
72,64
23,10
1,70
10,99
75,64
22,60
2,90
11,53
73,74
24,10
1,50
11,97
64,19
23,70
-2,10
10,54
47,65
25,00
-1,50
11,19
44,20
25,80
-1,60
11,64
45,05
24,40
1,50
12,29
58,08
Precipitación
(mm)
9,10
33,20
34,00
52,50
7,80
0,20
8,50
1,20
46,50
48
49
Octubre
Noviembre
Diciembre
22,50
23,50
23,60
2,50
1,90
5,70
12,20
11,89
12,64
71,41
69,56
76,80
81,00
83,80
132,50
Nota. SENAMHI
3.7. Participación comunitaria
La implementación, operación y monitoreo del sistema de PHCA se
realizó en conjunto con la participación de la CCCB y el Comité de
Investigación Agropecuaria Local (CIAL) “Alli Yacu, Alli Pastu”, con la finalidad
de contribuir en conocimientos y fortalecer sus capacidades para el
tratamiento del agua contaminada por drenajes ácidos de roca.
3.8. Población y muestra
3.8.1. Población
Agua del canal Chonta contaminada con drenaje ácido de roca
(DAR) con altas concentraciones de metales totales y valores de pH
ácidos, en la Comunidad Campesina Cordillera Blanca.
3.8.2. Muestra
La muestra fue representada por el caudal de ingreso (116.42 L/d)
al sistema de los prototipos de humedales construidos.
3.9. Instrumentos validados de recolección de datos
La recolección de datos para los parámetros fisicoquímicos, como pH,
conductividad eléctrica (µS/cm), solidos disueltos totales (mg/L), potencial
óxido-reducción (mV) y temperatura (°C) se tomaron muestras del afluente y
efluente y se analizaron en campo. Mientras que, para determinar las
concentraciones de metales totales (As, Cd, Fe, Mn, Pb, Al, B, Hg, Mg, Zn,
Co, Cu en mg/L) y sulfato (mg/L SO4-2) en el afluente y efluente se tomaron
muestras que fueron enviadas a laboratorio para su análisis.
Asimismo, para la caracterización química (lignina, celulosa y sustancias
fácilmente disponibles) del sustrato orgánico y su concentración de metales
pesados se recolectaron muestras en campo y fueron analizadas en
laboratorio. Los instrumentos utilizados se detallan en la Tabla 11.
49
50
Tabla 11.
Instrumentos de recolección de datos
Parámetro
Materiales e instrumentos
Contenido de lignina, celulosa,
solidos
volátiles,
sustancias
fácilmente disponibles, fracción
biodegradable y metales totales
del sustrato orgánico
Fichas de campo
Bolsa hermética con cierre
Horno mufla
Balanza analítica
Rotulador
Pala
Caudal del afluente de los
Jarra graduada de 0.5 L.
PHCA
Cronómetro
Fichas de campo
Parámetros fisicoquímicos (pH,
CE, TDS, ORP y temperatura)
del agua.
Multiparámetro Portátil Hach Sension 156
Cooler
Piseta
Vasos acrílicos.
Rotulador
Concentración
de
metales
totales en el afluente y efluente
Papel toalla
Guantes de nitrilo
Soluciones buffer de pH 4 y 7
Solución de conductividad eléctrica
Sulfato
Frascos estériles de 30 mL
Solución de ácido nítrico
Ice-pack
3.10. Procesamiento y análisis estadístico de datos
Para la gestión y procesamiento de los resultados obtenidos, se realizó
la visualización de datos mediante gráficas estadísticas en Excel versión
2019, posteriormente se realizó las estadísticas descriptivas, continuando con
la verificación de plausibilidad para determinar si la variación de los resultados
es razonable y coherente basándonos en el conocimiento bibliográfico previo.
50
51
El análisis estadístico se realizó para el pH, CE, TDS, ORP, , metales
totales (As, Cd, Fe, Mn, Pb, Al, B, Mg, Zn, Co, Cu) y sulfatos mediante el
RStudio.
Primero, se aplicó la normalidad para contrarrestar que los resultados
obtenidos provienen de poblaciones de muestras normalmente distribuidas o
no. Para ello, se utilizó Shapiro-Wilk-test la cual se puede aplicar cuando se
tienen muestras pequeñas (<50), lo que lo hace adecuado para aplicar en esta
investigación.
Se plantearon dos hipótesis:
H0: La población de muestras tomadas se distribuyen normalmente.
Ha: La población de muestras tomadas no se distribuyen normalmente.
Con un nivel de significancia (α) = 0.05, de lo cual podemos decir que:
p-value > 0.05: Existe distribución normal de la población de muestras.
p-value < 0.05: No existe una distribución normal de la población de
muestras.
Seguidamente, se analizó la homogeneidad de varianzas, para los que
cumplieron la normalidad se empleó el test de Bartlett; mientras que, para los
grupos que no cumplieron con la normalidad se analizó mediante el test
Levenne. Que se evaluó con un nivel de significancia (α) = 0.05, de lo cual
podemos decir que:
p-value > 0.05: Existe homogeneidad de varianza.
p-value < 0.05: No existe una homogeneidad de varianza.
Segundo, en base a la normalidad y la homogeneidad de varianza se
realizó el test paramétrico y no paramétrico, teniendo en cuenta la cantidad
de grupos analizados (04). Cuando la distribución fue normal y presentó una
distribución homogénea se empleó la prueba paramétrica ANOVA, debido a
la evaluación de más de 2 grupos. Para los casos que no presentaron una
distribución normal o no tuvieron una distribución homogénea se evaluó
mediante la prueba no paramétrica Kruskal-Wallis.
En todas las pruebas paramétricas y no paramétrica se utilizó α = 0.05,
y de acuerdo al p-value se puede decir que:
p-value > 0.05: No existe diferencia estadística significativa.
p-value < 0.05: Existe diferencia estadística significativa.
51
52
Finalmente, adicional a la pruebas paramétricas y no paramétricas que
presentaron diferencia estadística significativa para la comparación entre
grupos se emplearon las pruebas de Tukey y Dunn, de acuerdo al p-value se
puede decir que:
p-value > 0.05: No existe diferencia estadística significativa entre los
grupos.
p-value < 0.05: Existe diferencia estadística significativa entre los grupos.
El diseño estadístico explicado anteriormente para la presente
investigación, se resume en la Figura 12.
Figura 12.
Esquema del diseño estadístico de la investigación
52
53
CAPÍTULO IV
RESULTADOS
4.1. Determinación de la fracción biodegradable del sustrato orgánico
a)
Fracción biodegradable del sustrato orgánico
Previo a determinar la fracción biodegradable del sustrato
orgánico se analizó su composición química, donde la concentración
de lignina (% w/w) fue mayor en la tierra negra respecto a los demás
sustratos, la celulosa (% w/w) es mayor en el compost; mientras que,
las Sustancias Fácilmente Disponibles (EAS) presentan un mayor valor
en el estiércol de oveja y la de Solidos Volátiles (SV) en el estiércol de
vaca, como se indica en la Tabla 12.
Finalmente, al calcular la fracción biodegradable (B) en base a la
concentración de la lignina (ecuación 4), se observó que el estiércol de
oveja presentó el mayor valor, respecto a los otros sustratos como son
el estiércol de vaca, compost y tierra negra.
Tabla 12.
Caracterización química del sustrato orgánico utilizado en los PHCA
Unidad
Lignina
Celulosa
EAS
% w/w
% w/w
% w/w
Estiércol
Oveja
Vaca
8,01
9,42
8,37
9,62
43,64
40,94
Compost
Tierra negra
14,01
34,92
34,07
20,83
17,64
29,05
53
54
SV
B
b)
% w/w
-
78,26
0,61
89,36
0,57
37,33
0,44
80,00
0,25
Concentración de metales totales en el sustrato orgánico
El análisis de la concentración de metales totales en el sustrato
orgánico empleado en los PHCA, revela una variabilidad significativa.
El estiércol de vaca presenta las mayores concentraciones de K, Ca,
Mg, P, Fe y Mn, lo que sugiere un alto contenido de estos nutrientes.
Por otro lado, el compost destaca por tener una mayor
concentración de Zn y B, además de niveles notables de P y Al. El
estiércol de oveja, muestra una alta concentración de K y Mg, siendo
comparables con las concentraciones observadas en la tierra negra,
que contiene niveles elevados de Ca y K.
En general, en la Tabla 13, se observa que el sustrato orgánico
(estiércol de vaca y oveja, compost y tierra negra) presenta
concentraciones significativas de varios metales pesados, lo que podría
influir en la dinámica y efectividad de los PHCA.
Tabla 13.
Concentración de metales totales en el sustrato orgánico
Sustrato orgánico
Metales
totales
Unidad
L.D.M.
Potasio
Calcio
Magnesio
Fósforo
Hierro
Aluminio
Manganeso
Sodio
Estroncio
Zinc
Boro
Cobre
Plomo
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
mg/kg
3,50
2,40
3,70
0,30
0,24
1,40
0,08
3,90
0,07
0,23
0,20
0,07
0,08
Estiércol
Oveja
Vaca
15334,20
18586,80
12344,40
9928,70
2774,30
3305,60
2405,40
2747,40
1814,09
1920,85
863,90
858,20
748,22
1006,55
471,60
541,40
88,18
92,99
88,02
82,17
26,50
21,90
13,80
11,67
7,77
3,52
Compost
Tierra negra
1602,70
34786,00
3163,50
4872,70
11667,67
4820,70
354,39
3403,90
195,91
243,32
19,10
131,48
29,87
5817,30
11207,00
2604,60
3413,20
8697,04
4114,10
962,05
181,60
97,07
177,27
15,00
26,43
16,07
54
55
mg/kg
Mg/kg
mg/kg
mg/kg
Arsénico
Cobalto
Cadmio
Mercurio
0,17
0,05
0,03
0,10
3,94
1,96
0,86
<0,10
2,59
2,17
0,66
<0,10
16,32
3,79
7,01
<0,10
12,44
2,13
2,70
<0,10
Nota. L.D.M.: Límite de detección del método.
4.2. Diseño e implementación de los prototipos de humedales
Las condiciones de operación en la que trabajaron los PHCA fueron a
una carga hidráulica de 102.58 L/m2.d obtenido a partir de la Ecuación 5, en
el cual se empleó una carga de acidez de 0.068 g/L.
El caudal de diseño para la operación de los prototipos fue 0.12 m3/d o
116.42 L/d (empleando Ec. 6); sin embargo, mediante el análisis de la Tabla
14, podemos mencionar que el prototipo control operó en promedio a 110.8
L/d de DAR a flujo continuo; mientras que el prototipo 1 a 111.8 L/d, el
prototipo 2 a 118.4 L/d y finalmente el prototipo 3 a 109.8 L/d.
Los prototipos de humedal tuvieron un TRH de 5.85 d (con Ec. 7),
considerándose un margen de tiempo de tratamiento alto, donde se estima
que los componentes de los prototipos (grava, sustrato orgánico, macrófitos y
agua) interactúen de manera eficiente, permitiendo así evaluar las diferencias
entre los resultados de cada humedal. Los diseños de los prototipos de
humedales construidos anaerobios se presentan en la Figura 14.
Tabla 14.
Variación de caudal de operación de los PHCA
Caudal (L/d)
N° Campaña
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prototipo control
Prototipo 1
Prototipo 2
Prototipo 3
129,6
129,6
115,2
72,0
100,8
115,2
100,8
115,2
115,2
105,6
129,6
110,4
103,2
115,2
115,2
100,8
115,2
115,2
110,4
115,2
129,6
129,6
115,2
112,8
115,2
129,6
115,2
110,4
127,2
100,8
100,8
72,0
112,8
108,0
124,8
115,2
55
56
10
11
12
Promedio
SD*
120,0
115,2
100,8
110,8
15,6
120,0
115,2
96,0
111,8
9,2
120,0
115,2
112,8
118,4
7,1
115,2
115,2
115,2
109,8
14,3
Nota. * SD: Desviación estándar
Respecto a los macrófitos trasplantados en los prototipos de humedales
se identificó principalmente a la especie Juncus arcticus Willd. Y según Garro
Padilla (2015) tiene una alta capacidad de bioacumular metales; además, es
una especie de la zona facilitando su adaptación y desarrollo.
La cobertura inicial del Juncus arcticus Willd. fue muy similar en el
prototipo control, 1, 2 y 3 que tuvieron un área superficial de 1.135 m2, cada
mata trasplantada tuvo en promedio un área de 0.055 m2, considerando que
se tuvieron 6 individuos, podemos decir que la cobertura de macrófito en cada
prototipo de humedal fue 0.33 m2, que representa el 29.07% de cobertura
inicial.
Ap = 1.135 m2 (área de prototipo)
Am = 0.055 m2 (área promedio de cobertura de mata en el prototipo)
Nm = 6 (número de matas en el prototipo)
Atm = 0.055 m2 x 6 = 0.330 m2 (área total de macrófito)
1.135 m2 → 100%
0.330 m2 → X0
X0 = 29.07 % (porcentaje de cobertura de macrófito en el prototipo)
Finalmente, la cobertura alcanzada por el Juncus arcticus Willd. al
finalizar la etapa de monitoreo en el prototipo control fue de 28.55%; mientras
que, en el prototipo 1 fue del 75.07%, en el prototipo 2 de 54.45% y el prototipo
3 de 73.48%.
a) Determinación de la cobertura alcanzada en el prototipo control
Ap = 1.135 m2 (área de prototipo)
Am = 0.054 m2 (área promedio de cobertura de mata en el prototipo)
56
57
Nm = 6 (número de matas en el prototipo)
Atm = 0.054 m2 x 6 = 0.324 m2 (área total de macrófito)
1.135 m2 → 100%
0.324 m2 → XPC
XPC = 28.55 % (porcentaje de cobertura de macrófito en el prototipo
control)
b) Determinación de la cobertura alcanzada en el prototipo 1
Ap = 1.135 m2 (área de prototipo)
Am = 0.142 m2 (área promedio de cobertura de mata en el prototipo)
Nm = 6 (número de matas en el prototipo)
Atm = 0.142 m2 x 6 = 0.852 m2 (área total de macrófito)
1.135 m2 → 100%
0.852 m2 → XP1
XP1 = 75.07 % (porcentaje de cobertura de macrófito en el prototipo 1)
c) Determinación de la cobertura alcanzada en el prototipo 2
Ap = 1.135 m2 (área de prototipo)
Am = 0.103 m2 (área promedio de cobertura de mata en el prototipo)
Nm = 6 (número de matas en el prototipo)
Atm = 0.103 m2 x 6 = 0.618 m2 (área total de macrófito)
1.135 m2 → 100%
0.618 m2 → XP2
XP2 = 54.45 % (porcentaje de cobertura de macrófito en el prototipo 2)
d) Determinación de la cobertura alcanzada en el prototipo 3
Ap = 1.135 m2 (área de prototipo)
Am = 0.139 m2 (área promedio de cobertura de mata en el prototipo)
Nm = 6 (número de matas en el prototipo)
57
58
Atm = 0.139 m2 x 6 = 0.834 m2 (área total de macrófito)
1.135 m2 → 100%
0.834 m2 → XP3
XP3 = 73.48 % (porcentaje de cobertura de macrófito en el prototipo 3)
Figura 13.
Cobertura de macrófito en el prototipo 3
58
59
Figura 14.
Diseño de los prototipos de humedal construido anaerobio: a) Control, b) Prototipo 1, c) Prototipo 2 y d) Prototipo 3
59
60
4.3. Análisis y comparación de la eficiencia en la remoción de metales
totales, sulfato y parámetros fisicoquímicos en los PHCA
A continuación, se presentan los resultados obtenidos de las campañas
de monitoreo a lo largo de los 6 meses (junio a diciembre) en el año 2023, tras
un periodo de adaptación de 6 meses de los prototipos de humedal construido.
Se tuvo en cuenta el análisis de parámetros de campo como pH,
conductividad eléctrica (CE), sólidos disueltos totales (TDS), potencial de
óxido-reducción (ORP) y temperatura. Mientras que, los parámetros
analizados en laboratorio fueron: sulfato y metales totales (Fe, Mg, Al, Mn, Zn,
Co, B, Cu, Cd, As, Pb y Hg).
a)
Características del Drenaje Ácido de Roca
La Tabla 15, muestra el promedio y la desviación estándar de los
parámetros fisicoquímicos, concentración de metales totales y sulfato
del afluente (PH0) durante los seis meses de monitoreo de la
investigación.
El valor de pH promedio del agua contaminada por DAR fue de
3.29±0.21 indicando que es moderadamente ácida, y la temperatura
promedio fue de 11.54±1.88 °C. El valor promedio de ORP fue de
227.28±11.37 mV; asimismo, los valores promedios de CE y TDS
fueron 381.55±172.10 µS/cm y 205.27±111.79 mg/L respectivamente,
estos dos últimos parámetros presentan una alta desviación estándar;
es decir, los datos están dispersos con respecto al promedio.
En cuanto a los metales totales notamos que el Fe (12.63 ± 5.24
mg/L) presenta una mayor concentración, seguido de Mg (9.13 ± 3.45
mg/L) y Al (2.82 ± 0.88 mg/L); mientras que las concentraciones de As
(0.00053 ± 0.0 mg/L), Cd (0.00023 ± 0.0 mg/L), Mn (0.64 ± 0.22), B
(0.017 ± 0.01 mg/L), Zn (0.14 ± 0.05 mg/L), Co (0.033 ± 0.01 mg/L) y
Cu (0.0034 ± 0.0 mg/L) son cercanos a cero; sin embargo, el Pb (0.0039
± 0.0 mg/L) y el Hg (0.00009 ± 0.0 mg/L) resultaron menor al límite de
cuantificación del método analizado en laboratorio.
60
61
Tabla 15.
Características del afluente contaminado con drenaje ácido de roca
Unidad
Afluente - PH0
Promedio
SD**
3
3
3
3
3
3,29
11,54
227,28
381,55
205,27
0,21
1,88
11,37
172,10
111,79
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
0,00053
0,00023
12,62778
0,63683
0,00390
2,82258
0,01700
0.00009
9,13758
0,13663
0,03321
0,00345
121,93583
0,00
0,00
5,24
0,22
0,00
0,88
0,01
0,00
3,45
0,05
0,01
0,00
44,19
NC NR
Parámetros de campo
pH
12
T
°C
12
ORP
mV
12
CE
µS/cm
12
TDS
mg/L
12
Parámetros de laboratorio
As
mg/L
12
Cd
mg/L
12
Fe
mg/L
12
Mn
mg/L
12
Pb*
mg/L
12
Al
mg/L
12
B
mg/L
12
Hg*
mg/L
12
Mg
mg/L
12
Zn
mg/L
12
Co
mg/L
12
Cu
mg/L
12
Sulfato
mg/L
12
Nota. *: Valor promedio menor al límite de cuantificación del método (L.C.). SD**:
Desviación estándar. NC: Número de campañas de monitoreo. NR: Número de
réplica.
b)
Evaluación del Prototipo control
La Tabla 16, muestra el promedio y la desviación estándar de los
parámetros fisicoquímicos del efluente del prototipo control (PH01)
durante los seis meses de monitoreo de la investigación.
El valor de pH promedio del efluente PH01 fue de 3.22±0.12,
manteniéndose similar de ácida que el afluente; y la temperatura
promedio fue de 12.41±2.28 °C, resultando un leve incremento que
puede estar relacionado con la exposición ambiental. El valor promedio
de ORP fue de 231.77±7.03 mV, incrementándose ligeramente en
comparación al afluente; asimismo, los valores promedios de CE y TDS
fueron 426.36±162.88 µS/cm y 226.11±96.96 mg/L respectivamente.
61
62
En general, los resultados comparativos entre el afluente (PH0) y
el efluente (PH01) del prototipo control indican que no hay una variación
significativa en los parámetros fisicoquímicos del agua; por lo tanto, el
efecto del macrófito y agregado en el tratamiento de aguas
contaminadas por DAR es baja.
Tabla 16.
Características del efluente del prototipo control
Unidad
Efluente - PH01
NC NR
Promedio
SD**
Parámetros de campo
pH
12
T
°C
12
ORP
mV
12
CE
µS/cm
12
TDS
mg/L
12
Parámetros de laboratorio
As
mg/L
12
Cd
mg/L
12
Fe
mg/L
12
Mn
mg/L
12
Pb
mg/L
12
Al
mg/L
12
B
mg/L
12
Hg*
mg/L
12
Mg
mg/L
12
Zn
mg/L
12
Co
mg/L
12
Cu
mg/L
12
Sulfato
mg/L
12
3
3
3
3
3
3,22
12,41
231,77
426,36
226,11
0,12
2,28
7,03
162,88
96,96
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
0,00027
0,00052
2,19312
0,71189
0,00497
4,14683
0,01033
0.00009
9,54458
0,19283
0,03629
0,05444
124,25583
0,0002
0,0003
1,6443
0,2326
0,0019
1,5791
0,0066
0,0000
3,3528
0,0678
0,0117
0,0288
45,4126
NC: número de campañas. NR: número de réplicas. SD**: desviación estándar.
Por otro lado, los resultados de la concentración promedio en el
efluente del prototipo control (PH01) para sulfato fue 124.26±45.41
mg/L, con una eficiencia promedio de remoción de -3.24±12.70 %. En
cuanto a los metales totales, se obtuvo una eficiencia promedio de
remoción positiva para Fe (85.06±7.81 %) y B (1.63±6.97 %); mientras
que los demás metales resultaron con una eficiencia negativa como:
Mg (-7.42±16.51 %), Al (-40.86±17.65 %), Mn (-8.28±7.14 %), Zn (62
63
46.31±28.32 %), Co (-4.21±5.78 %), Cu (-1328.41±754.95 %), Cd (84.35±17.09 %) y Pb (-673.59±274.65 %), indicando que el prototipo
control podría estar liberando ciertos metales al efluente o que la
remoción no es efectiva en estos casos. Finalmente, la concentración
del Hg en el efluente no presenta ninguna variación respecto al
afluente, presentando siempre una concentración <0.00009 mg/L
durante el periodo de monitoreo.
c)
Comparación de los parámetros fisicoquímicos de campo en los
PHCA con sustrato orgánico
Los parámetros fisicoquímicos analizados en campo fueron: pH,
ORP, CE, TDS y T.
Respecto al pH (Figura 15), se evidenció el mayor valor promedio
en el efluente PH04 (6.37±0.15) del prototipo 3, indicando una mejora
en la calidad del agua; asimismo, los efluentes PH03 (6.27±0.11) y
PH02 (6.24±0.15) presentan un comportamiento similar, mostrando
valores cercanos a la neutralización. Además, en la Tabla 17 se
muestran las medidas descriptivas del análisis del pH en los PHCA con
diferente composición de sustrato orgánico.
Figura 15.
Variación del pH en el afluente y efluentes de los PHCA
63
64
Tabla 17.
Medidas descriptivas del pH en los efluentes del PHCA con diferente composición de sustrato orgánico
Prototipo 1
Campaña
Media
Prototipo 2
Prototipo 3
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Mediana
Media
Mediana
Media
Mediana
estándar
25
75
estándar
25
75
estándar
25
75
01
6,13
0,17
6,22
6,08
6,23
6,24
0,02
6,25
6,24
6,26
6,25
0,09
6,26
6,21
6,30
02
5,89
0,18
5,97
5,83
6,00
6,10
0,03
6,12
6,10
6,12
6,17
0,01
6,17
6,17
6,18
03
6,19
0,17
6,22
6,12
6,29
6,18
0,03
6,19
6,17
6,20
6,38
0,11
6,34
6,32
6,42
04
6,43
0,06
6,43
6,40
6,46
6,39
0,04
6,40
6,37
6,41
6,58
0,05
6,58
6,56
6,60
05
6,44
0,01
6,44
6,44
6,45
6,46
0,02
6,47
6,46
6,48
6,64
0,07
6,64
6,61
6,68
06
6,38
0,09
6,39
6,34
6,43
6,35
0,12
6,31
6,29
6,40
6,54
0,06
6,56
6,52
6,58
07
6,30
0,04
6,32
6,29
6,33
6,32
0,01
6,32
6,32
6,33
6,40
0,04
6,38
6,38
6,42
08
6,27
0,04
6,29
6,26
6,30
6,30
0,01
6,30
6,30
6,31
6,32
0,03
6,32
6,31
6,33
09
6,24
0,07
6,21
6,20
6,27
6,28
0,02
6,27
6,27
6,29
6,25
0,03
6,26
6,24
6,27
10
6,15
0,05
6,17
6,14
6,18
6,24
0,03
6,25
6,23
6,26
6,34
0,02
6,33
6,33
6,35
11
6,16
0,06
6,17
6,14
6,19
6,12
0,03
6,12
6,11
6,14
6,20
0,02
6,19
6,19
6,21
12
6,22
0,02
6,21
6,21
6,23
6,23
0,04
6,23
6,21
6,25
6,37
0,03
6,38
6,36
6,39
64
65
En términos de ORP (Figura 16), se registró un valor promedio
menor en el efluente PH04 (57.91±6.84 mV) del prototipo 3,
evidenciando las condiciones de reducción que atraviesa el agua.
Además, se obtuvieron valores ligeramente cercanos en los efluentes
PH03 (63.45±5.43 mV) y PH02 (65.38±7.25 mV); esta reducción se
debe a las condiciones anóxicas en las que se encontraron los
prototipos de humedal con sustrato orgánico.
Además, en la Tabla 18 se muestran las medidas descriptivas del
análisis de ORP en los PHCA con diferente composición de sustrato
orgánico.
Figura 16.
Variación del ORP en el afluente y efluentes de los PHCA
65
66
Tabla 18.
Medidas descriptivas del ORP (mV) en los efluentes del PHCA con diferente composición de sustrato orgánico
Prototipo 1
Campaña
Media
Prototipo 2
Prototipo 3
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Mediana
Media
Mediana
Media
Mediana
estándar
25
75
estándar
25
75
estándar
25
75
01
62,50
9,20
57,80
57,20
65,45
56,67
1,03
56,40
56,10
57,10
56,13
4,85
55,90
53,65
58,50
02
82,53
9,86
78,30
76,90
86,05
71,10
1,30
70,40
70,35
71,50
67,13
0,40
67,20
66,95
67,35
03
65,53
9,27
64,20
60,60
69,80
65,80
1,55
65,70
65,00
66,55
55,30
6,07
57,70
53,05
58,75
04
52,77
3,25
52,80
51,15
54,40
55,30
2,14
54,60
54,10
56,15
44,83
2,70
44,90
43,50
46,20
05
61,27
2,63
59,80
59,75
62,05
59,00
1,21
58,30
58,30
59,35
49,37
3,30
49,50
47,75
51,05
06
60,70
4,97
60,20
58,10
63,05
62,20
6,44
64,60
59,75
65,85
52,17
3,52
51,10
50,20
53,60
07
63,43
2,22
62,20
62,15
64,10
62,17
0,25
62,20
62,05
62,30
58,10
2,55
59,10
57,15
59,55
08
63,00
2,19
62,10
61,75
63,80
61,23
0,55
61,20
60,95
61,50
60,57
1,56
60,40
59,75
61,30
09
63,10
4,04
64,70
61,60
65,40
61,13
0,99
61,60
60,80
61,70
62,63
1,69
62,20
61,70
63,35
10
70,40
2,67
69,50
68,90
71,45
65,47
1,85
64,50
64,40
66,05
59,73
1,00
60,10
59,35
60,30
11
70,30
3,18
69,80
68,60
71,75
72,33
1,55
72,80
71,70
73,20
67,90
1,04
68,40
67,55
68,50
12
69,07
1,37
69,70
68,60
69,85
69,03
1,82
68,70
68,05
69,85
61,03
1,76
60,50
60,05
61,75
66
67
En cuanto a la CE (Figura 17) y los TDS (Figura 18), se observó
que la CE promedio disminuyó en los efluentes de las estaciones PH03
(208.50±57.05
µS/cm),
PH04
(194.59±58.83
µS/cm)
y
PH02
(186.88±53.52 µS/cm), donde el efluente de esta última estación
presentó menor concentración. Este patrón se repite en los resultados
de TDS, donde la menor concentración promedio se registra también
en el efluente de PH02 (99.61±41.25 mg/L), seguido por PH04
(102.88±42.81 mg/L) y finalmente el PH03 (111.50±48.20 mg/L).
Estos resultados se deben a que la concentración de iones
disminuye por los procesos químicos y biológicos que ayudan a retener
los iones (metales, sulfatos, etc.) en los prototipos de humedal, por ello,
hay una menor concentración en los efluentes. Además, realizando una
comparación entre las Figuras 17 y 18, podemos mencionar que, a
mayor CE, mayor es el TDS, debido a que una mayor concentración de
iones en el agua aumenta tanto la conductividad como la cantidad de
sólidos disueltos, por lo que resultan directamente proporcionales.
Asimismo, en la Tabla 19 y 20 se muestran las medidas
descriptivas del análisis de CE y TDS en los PHCA con diferente
composición de sustrato orgánico.
Figura 17.
Variación de la CE en el afluente y efluentes de los PHCA
67
68
Figura 18.
Variación del TDS en el afluente y efluentes de los PHCA
Por otra parte, los resultados de la variación de temperatura
(Figura 19) demuestran que el efluente del prototipo 3 (PH04) presenta
mayor temperatura de 13.08±3.05 °C, seguida por el efluente en la
estación PH03 (12.62±3.93 °C) y PH02 (12.38±2.57 °C). El incremento
de temperaturas en los efluentes puede estar relacionado a los
procesos internos que ocurre en los prototipos de humedal.
Figura 19.
Variación de la temperatura en el afluente y efluentes de los PHCA
68
69
Tabla 19.
Medidas descriptivas de la CE (µS/cm) en los efluentes del PHCA con diferente composición de sustrato orgánico
Prototipo 1
Campaña
Media
Prototipo 2
Prototipo 3
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Mediana
Media
Mediana
Media
Mediana
estándar
25
75
estándar
25
75
estándar
25
75
01
216,33
6,35
220,00
214,50
220,00
263,67
5,13
265,00
261,50
266,50
223,67
6,81
226,00
221,00
227,50
02
249,00
2,00
249,00
248,00
250,00
294,67
1,53
295,00
294,00
295,50
266,00
2,65
265,00
264,50
267,00
03
206,67
2,08
206,00
205,50
207,50
228,00
1,73
229,00
227,50
229,00
219,67
2,52
220,00
218,50
221,00
04
223,00
5,57
222,00
220,00
225,50
231,00
6,00
231,00
228,00
234,00
243,33
3,06
244,00
242,00
245,00
05
238,00
3,00
238,00
236,50
239,50
242,67
3,51
243,00
241,00
244,50
231,67
2,52
232,00
230,50
233,00
06
204,00
2,65
203,00
202,50
205,00
222,00
3,00
222,00
220,50
223,50
221,67
0,58
222,00
221,50
222,00
07
226,00
4,00
226,00
224,00
228,00
238,00
3,00
238,00
236,50
239,50
236,67
2,31
238,00
236,00
238,00
08
152,43
2,04
153,30
151,70
153,60
176,77
1,86
175,90
175,70
177,40
159,23
0,87
159,00
158,75
159,60
09
124,80
1,93
125,60
124,10
125,90
144,87
0,45
144,90
144,65
145,10
122,63
1,33
122,30
121,90
123,20
10
186,90
0,00
186,90
186,90
186,90
208,50
0,00
208,50
208,50
208,50
194,60
0,00
194,60
194,60
194,60
11
118,00
0,20
118,00
117,90
118,10
137,67
0,96
137,50
137,15
138,10
121,27
0,32
121,40
121,15
121,45
12
97,43
0,15
97,40
97,35
97,50
114,17
0,51
114,30
113,95
114,45
94,70
0,60
94,70
94,40
95,00
Tabla 20.
Medidas descriptivas del TDS (mg/L) en los efluentes del PHCA con diferente composición de sustrato orgánico
Prototipo 1
Campaña
Media
Desviación
Mediana
estándar
Prototipo 2
Prototipo 3
Percentil
25
Percentil
75
Desviación
Media
Mediana
estándar
Percentil
25
Percentil
75
Media
Desviación
Mediana
estándar
Percentil
25
Percentil
75
01
156,00
1,73
157,00
155,50
157,00
187,33
4,51
187,00
185,00
189,50
155,33
5,51
155,00
152,50
158,00
02
179,67
7,23
176,00
175,50
182,00
209,00
2,65
208,00
207,50
210,00
187,00
4,00
187,00
185,00
189,00
03
98,97
1,07
98,40
98,35
99,30
109,30
0,95
109,80
109,00
109,85
105,20
1,10
105,20
104,65
105,75
69
70
04
106,73
2,61
106,10
105,30
107,85
110,77
2,95
110,80
109,30
112,25
116,73
1,68
117,10
116,00
117,65
05
114,00
1,35
113,90
113,30
114,65
116,40
1,70
116,40
115,55
117,25
111,00
1,25
110,90
110,35
111,60
06
97,70
1,25
97,30
97,00
98,20
106,23
1,45
106,20
105,50
106,95
106,10
0,40
106,10
105,90
106,30
07
108,23
2,06
108,40
107,25
109,30
114,03
1,60
114,10
113,25
114,85
113,43
1,17
113,90
113,00
114,10
08
72,70
0,96
73,10
72,35
73,25
84,47
0,90
84,00
83,95
84,75
75,97
0,40
75,90
75,75
76,15
09
59,37
0,93
59,80
59,05
59,90
69,07
0,25
69,10
68,95
69,20
58,30
0,62
58,10
57,95
58,55
10
99,60
0,00
99,60
99,60
99,60
111,50
0,00
111,50
111,50
111,50
102,90
0,00
102,90
102,90
102,90
11
56,10
0,10
56,10
56,05
56,15
65,60
0,46
65,50
65,35
65,80
57,67
0,15
57,70
57,60
57,75
12
46,20
0,10
46,20
46,15
46,25
54,27
0,25
54,30
54,15
54,40
44,90
0,30
44,90
44,75
45,05
Tabla 21.
Medidas descriptivas de la temperatura (°C) en los efluentes del PHCA con diferente composición de sustrato orgánico
Prototipo 1
Campaña
Media
Prototipo 2
Prototipo 3
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Desviación
Percentil Percentil
Mediana
Media
Mediana
Media
Mediana
estándar
25
75
estándar
25
75
estándar
25
75
01
9,70
0,20
9,70
9,60
9,80
10,37
0,23
10,50
10,30
10,50
9,57
0,06
9,60
9,55
9,60
02
9,13
0,35
9,10
8,95
9,30
8,97
0,21
8,90
8,85
9,05
8,90
0,10
8,90
8,85
8,95
03
8,90
0,26
8,80
8,75
9,00
8,10
0,10
8,10
8,05
8,15
8,63
0,25
8,60
8,50
8,75
04
12,13
0,25
12,10
12,00
12,25
11,60
0,53
11,40
11,30
11,80
13,03
0,42
12,90
12,80
13,20
05
10,83
0,25
10,80
10,70
10,95
11,83
0,45
11,80
11,60
12,05
12,30
0,26
12,40
12,20
12,45
06
10,83
0,49
10,60
10,55
11,00
11,20
0,10
11,20
11,15
11,25
12,40
0,36
12,30
12,20
12,55
07
12,60
0,46
12,50
12,35
12,80
11,83
0,15
11,80
11,75
11,90
11,83
0,12
11,90
11,80
11,90
08
13,30
0,20
13,30
13,20
13,40
14,17
0,21
14,10
14,05
14,25
14,93
0,25
14,90
14,80
15,05
09
13,87
0,12
13,80
13,80
13,90
14,00
0,17
13,90
13,90
14,05
15,43
0,76
15,60
15,10
15,85
10
15,13
0,46
15,40
15,00
15,40
15,20
0,53
15,40
15,00
15,50
15,33
0,90
15,40
14,90
15,80
11
16,60
0,20
16,60
16,50
16,70
17,50
0,36
17,40
17,30
17,65
17,57
0,06
17,60
17,55
17,60
12
15,50
0,30
15,50
15,35
15,65
16,67
0,35
16,70
16,50
16,85
17,07
0,21
17,00
16,95
17,15
70
71
d)
Comparación de los parámetros de laboratorio en los PHCA con
sustrato orgánico
Los parámetros analizados de calidad de agua en laboratorio
fueron: sulfato y metales totales como hierro (Fe), aluminio (Al),
manganeso (Mn), cadmio (Cd), arsénico (As), plomo (Pb), boro (B),
mercurio (Hg), magnesio (Mg), zinc (Zn), cobalto (Co) y cobre (Cu).
De acuerdo a los resultados obtenidos, los parámetros de
laboratorio de mayor concentración en el afluente de los prototipos de
humedales fueron: sulfatos > Fe > Mg > Al, en una concentración
promedio que varía de 2.82 mg/L a 121.94 mg/L, como se muestra en
la Tabla 15.
En la Figura 20 a) se compararon los resultados del sulfato,
mostrando una disminución de su concentración a partir de la campaña
7 en todos los efluentes. La concentración promedio de sulfato fue
menor en PH02 (86.96±36.09 mg/L), seguida del PH04 (89.61±34.46
mg/L) y finalmente el PH03 (92.84±32.94 mg/L). Asimismo, en la
estación PH03 se registró la concentración máxima de sulfato (139.89
mg/L) en la campaña 5; sin embargo, la menor concentración de sulfato
(35.05 mg/L) se registró en la estación PH02 durante la campaña 12.
En la Figura 20 b) se observa la comparación entre los resultados
obtenidos del Fe, lo cual indica que los efluentes de las estaciones
PH02, PH03 y PH04 mantuvieron sus concentraciones bajas,
permaneciendo por debajo de 3.4 mg/L durante todo el periodo de
monitoreo, con variaciones mínimas. La concentración promedio del Fe
fue menor en PH04 (1.21±0.45 mg/L), seguida del PH02 (1.23±0.71
mg/L) y finalmente el PH03 (1.75±0.76 mg/L). Asimismo, en la estación
PH03 se registró la concentración máxima de Fe (3.33 mg/L) en la
campaña 7; sin embargo, la menor concentración de Fe (0.50 mg/L) se
registró en la estación PH02 durante la campaña 11.
En la Figura 20 c) se presenta los resultados obtenidos del Mg,
donde los efluentes de las estaciones PH02, PH03 y PH04 mostraron
tendencias similares entre sí, con niveles de Mg que fluctúan entre 5 y
71
72
14 mg/L, mostrando un patrón de aumento y disminución a lo largo del
periodo de monitoreo. La concentración promedio de Mg fue menor en
PH03 (9.26±2.82 mg/L), seguida del PH02 (9.52±3.26 mg/L) y
finalmente el PH04 (9.62±3.36 mg/L). Asimismo, en la estación PH02
mencionada se registró la concentración máxima de Mg (14.33 mg/L)
en la campaña 5; sin embargo, la menor concentración de Mg (5.11
mg/L) se registró en la estación PH04 durante la campaña 12.
En la Figura 20 d) se compararon los resultados obtenidos del Al,
donde los efluentes de las estaciones PH02, PH03 y PH04 mantuvieron
concentraciones bajas, cercanas a 0 mg/L a lo largo de todas las
campañas, sin variaciones significativas. La concentración promedio
del Al fue menor en PH04 (0.055±0.009 mg/L), seguida por PH03
(0.065±0.009 mg/L) y finalmente PH02 (0.083±0.029 mg/L). Asimismo,
en la estación PH02 mencionada se registró la concentración máxima
de Al (0.152 mg/L) en la campaña 7; sin embargo, la menor
concentración de Al (0.044 mg/L) se registró en la estación PH04
durante la campaña 01.
En general, en los efluentes (PH02, PH03 y PH04) se muestran
concentraciones significativamente más bajas y más estables, con
menor variabilidad en el tiempo; añadiendo a ello, la estación PH04
presenta una
menor concentración en Fe y Al, principales
contaminantes presentes en el agua con DAR.
72
73
Figura 20.
Variación del sulfato y metales de mayor concentración en los efluentes del PHCA: a) Sulfato, b) Fe, c) Mg y d) Al
73
74
Mientras
que,
los parámetros de
laboratorio
de
menor
concentración estuvieron en un rango promedio entre 0.64 mg/L a
0.0006 mg/L, ordenados de mayor a menor como sigue: Mn > Zn > Co
> B > Cu > Cd > As > Pb > Hg. Estos fueron detectados tanto en el
afluente como en los efluentes de los prototipos de humedal, según se
observa en la Tabla 15 y la Figura 21 y 22.
En la Figura 21 a) se compara los resultados obtenidos del Mn,
mostrando que los efluentes de las estaciones PH02, PH03 y PH04
presentan concentraciones más elevadas en comparación con el
afluente, oscilando entre 0.46 y 1.56 mg/L, con un aumento inicial
seguido de una disminución notable a partir de la campaña 7 y
estabilizándose en niveles más bajos hacia el final del monitoreo. Las
concentraciones promedio de Mn en los efluentes fue 0.96±0.26 mg/L
en PH02, seguida del PH04 (0.97±0.31 mg/L) y finalmente el PH03
(1.04±0.31 mg/L).
En la Figura 21 b) se presentan los resultados de Zn, donde los
efluentes de las estaciones PH02, PH03 y PH04 mantienen
concentraciones significativamente más bajas y estables, cercanas a 0
mg/L durante todo el periodo de monitoreo. La concentración promedio
de Zn en los efluentes fue uniformemente bajo (0.003 mg/L), con
variaciones mínimas en la desviación estándar. Asimismo, en la
estación PH02 mencionada se registró la concentración máxima de Zn
(0.0076 mg/L) en la campaña 2; sin embargo, la menor concentración
de Zn (0.0026 mg/L) se registraron mayormente en la estación PH04
desde la campaña 05 en adelante.
En la Figura 21 c) se muestra la comparación entre los resultados
obtenidos del Co, lo cual indica que los efluentes de las estaciones
PH02, PH03 y PH04 tienen concentraciones mucho más bajas,
manteniéndose cerca de 0 mg/L durante toda la campaña de
monitoreo. La concentración promedio de Co fue menor en PH04
(0.0003±0.0001 mg/L), seguida del PH03 (0.0005±0.0001 mg/L) y
finalmente el PH02 (0.0006±0.0005 mg/L).
74
75
En la Figura 21 d) compara los resultados obtenidos para B,
indicando que los efluentes de las estaciones PH02, PH03 y PH04
muestran concentraciones
un poco
elevadas y variables en
comparación con el afluente, con picos que oscilan entre 0.006 y 0.25
mg/L; y un patrón de aumento y disminución a lo largo del monitoreo,
estabilizándose hacia el final con proyección a continuar disminuyendo.
La concentración promedio de B fue menor en PH04 (0.014±0.006
mg/L), seguida del PH02 (0.015±0.007 mg/L) y finalmente el PH03
(0.016±0.007 mg/L). Asimismo, en la estación PH03 mencionada se
registró la concentración máxima de B (0.025 mg/L) en la campaña 1;
sin embargo, la menor concentración de B (0.006 mg/L) se registró en
la estación PH03 y PH02, ambos en la campaña 12.
En
general,
en
la
estación
del
afluente
se
presentan
concentraciones más bajas de Mn y B, pero más altos de Zn y Co en
comparación con los puntos de monitoreo en los efluentes, con
tendencia a disminuir gradualmente en la mayoría de los casos.
Además, en las estaciones de efluentes PH02, PH03 y PH04 se
muestran las concentraciones más altas y variables de Mn y B, pero
niveles consistentemente bajos de Zn y Co, con menor variabilidad a lo
largo del tiempo.
75
76
Figura 21.
Variación de metales de menor concentración en los efluentes de los PHCA: a) Mn, b) Zn, c) Co y d) B
76
77
En la Figura 22 e) se muestra la comparación entre los resultados
obtenidos del Cu, lo cual indica que los efluentes de las estaciones
PH02, PH03 y PH04 presentan concentraciones mucho más bajas y
estables, manteniéndose alrededor de 0.001 mg/L o menor a este valor
durante todo el periodo de monitoreo. La concentración promedio de
Cu en los efluentes PH02 y PH03 son de 0.00013 mg/L, habiendo una
diferencia entre el PH04 (0.00035 mg/L). Asimismo, en la estación
PH04 mencionada se registró la concentración máxima de Cu (0.00088
mg/L) en la campaña 4; además, en esta misma estación se registró la
menor concentración (0.00009 mg/L) a partir de la campaña 8.
En la Figura 22 f) se muestra la comparación entre los resultados
obtenidos del Cd, lo cual indica que los efluentes de las estaciones
PH02, PH03 y PH04 presentan concentraciones más bajas, con valores
menores al límite de cuantificación (0.00003 mg/L) durante la mayoría
de las campañas de monitoreo. La concentración promedio de Cd en
los efluentes PH02 y PH03 fue 0.00013 mg/L, habiendo una diferencia
entre el PH04 (0.00035 mg/L).
En la Figura 22 g) se muestra la comparación entre los resultados
obtenidos del As, lo cual indica que los efluentes de las estaciones
PH02, PH03 y PH04 presentaron concentraciones un poco más altos y
variables en comparación con el afluente, con picos que oscilan entre
0.001 y 0.009 mg/L; estas estaciones muestran un patrón de aumento
y disminución a lo largo del monitoreo, con una tendencia de
estabilización hacia el final. La concentración promedio de As fue
menor
en
PH02
(0.0040±0.0015
mg/L),
seguida
del
PH04
(0.0047±0.0024 mg/L) y finalmente el PH03 (0.0053±0.0012 mg/L).
77
78
Figura 22.
Variación de metales de menor concentración en los efluentes de los PHCA: e) Cu, f) Cd y g) As
78
79
En el caso particular del Pb y Hg, los resultados reflejan que no
hubo diferencia en la concentración entre el afluente y los efluentes de
PH02, PH03 y PH04, manteniéndose constante a un valor < 0.0006
mg/L
y
<
0.00009
mg/L,
respectivamente;
en
general
las
concentraciones se mantienen por debajo del límite de cuantificación.
e)
Eficiencias de remoción de sulfato y metales totales de los PHCA
con sustrato orgánico
Los parámetros analizados para determinar la eficiencia de
remoción de contaminantes en los PHCA fueron: Sulfatos y metales
totales (Fe, Al, Mn, Cd, As, Pb, B, Hg, Mg, Zn, Co y Cu).
De acuerdo a la data generada, los parámetros que resultaron con
mayor eficiencia de remoción (+) de contaminantes en los prototipos de
humedales fueron: Co > Zn > Al > Cu > Fe > Cd > Sulfato, en orden de
mayor a menor eficiencia, como se muestran en la Figura 22 y 23.
En la Figura 22 a) se observa la variación de la eficiencia para la
remoción del Co, con la mayor eficiencia promedio registrada en la
estación PH04 (99.13±0.25 %) en el prototipo 3, su eficiencia se
mantuvo alta y consistente, cercana al 100% a lo largo de las
campañas; seguida por PH03 (98.36±0.25 %), en el cual hubo
variaciones pequeñas que no bajan del 90% en ninguna de las
campañas; y finalmente PH02 (98.16±0.25 %), que presentó una
pequeña fluctuación en la 6ta campaña. En general, comparando las
eficiencias de los 3 prototipos de humedal resultaron tener una baja
desviación estándar, por lo que son estables a lo largo del monitoreo.
La Figura 22 b) muestra la variación de la eficiencia para la
remoción del Zn, donde PH03 destacó con la eficiencia promedio más
alta (97.54±1.34 %); esta estación mantuvo altos niveles de eficiencia,
cercanos al 100% en la mayoría de las campañas, aunque con una
ligera reducción en la 11va campaña. Mientras que, el PH04 presentó
una eficiencia promedio de 97.41±1.36 %, en el cual se presentaron
pequeñas variaciones, pero siempre por encima del 95%; y finalmente
PH02 (97.18±1.37 %), que presentó una pequeña fluctuación en la
79
80
11va campaña. En general, comparando las eficiencias de los 3
prototipos de humedal resultaron tener una baja desviación estándar,
por lo que se observan estables a lo largo del monitoreo.
En la Figura 22 c) se observó la variación en la eficiencia de
remoción del Al, donde la mayor eficiencia promedio resultó en la
estación PH04 (97.82±0.94 %) del prototipo 3, su eficiencia se
mantiene alta y cercana al 100% en la mayoría de las campañas;
seguida por PH03 (97.41±1.05 %), en el cual se presentan ligeras
variaciones, pero siempre por encima del 95%; y finalmente PH02
(96.77±1.39
%),
que
presenta
eficiencias
altas
con
ligeras
fluctuaciones. En general, comparando las eficiencias de los 3
prototipos de humedal resultan tener una baja desviación estándar, por
lo que se observan estables a lo largo del monitoreo.
En la Figura 22 d) se muestra la variación de la eficiencia para la
remoción del Cu, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse en
la estación PH03 (95.86±2.76 %), su eficiencia varía con una reducción
moderada en la 12va campaña; seguida por PH02 (95.01±2.52 %), en
el cual se presenta una fluctuación del 89 al 98%; y finalmente PH04
(87.71±12.71 %) que muestra una variabilidad significativa, con caídas
en la 4ta, 9na y 11va campaña, además, es la estación en la que se
encuentra la menor eficiencia de todo el periodo de monitoreo. En
general, se observa que la eficiencia de remoción del Cu es más
estable hasta la 8va campaña y posterior a ello presentan mayores
fluctuaciones; sin embargo, tienden a recuperarse en la 12va campaña.
En la Figura 23 e) se refleja la variación de la eficiencia para la
remoción del Fe, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse en
la estación PH02 (90.01±4.01 %), su eficiencia se mantiene
consistentemente alta, oscilando entre el 80 y 95%, los picos más altos
se observan en la 3ra y 4ta campaña; seguida por PH04 (89.47±3.44
%), en el cual se evidencia una variación similar a la estación anterior
y mantiene su eficiencia por encima del 85%, con picos en la 3ra y 9na
campaña; y finalmente PH03 (84.68±5.99 %), que presenta una
80
81
pequeña fluctuación en la 11va campaña. En general, comparando las
eficiencias de los 3 prototipos de humedal resultan tener una alta
eficiencia de remoción de Fe durante todas las campañas de
monitoreo, con picos particularmente altos en la 3ra y 9na campaña.
La Figura 23 f) muestra la variación de la eficiencia para la
remoción del Cd, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse en
la estación PH02 (85.49±5.81 %), su eficiencia de remoción se
mantiene alta, oscilando alrededor del 70 y 90%, con picos más altos
en la 4ta y 8va campaña; seguida por PH04 (84.82±6.14 %), en el cual
se evidencia una variación similar a la estación anterior y mantiene su
eficiencia por encima del 70%, con picos máximos en la 4ta y 8va
campaña; y finalmente PH03 (84.33±6.43 %), que muestra una
fluctuación hasta la 9na campaña y posteriormente tiende a disminuir.
En general, comparando las eficiencias de los 3 prototipos de humedal
demuestran una alta eficiencia de remoción de Cd durante hasta la 9na
campaña para luego a disminuir progresivamente.
En la Figura 23 g) se comparó la variación de la eficiencia para la
remoción del sulfato, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse
en la estación PH02 (28.64±11.54 %), su eficiencia es variable,
iniciando alrededor del 41.31% en la primera campaña, con
fluctuaciones significativas a lo largo del monitoreo y observando los
picos más altos en la 1ra, 6ta y 9na campaña. Un comportamiento
similar se da en PH04 (25.35±12.68 %), en el cual la eficiencia tambien
presenta fluctuaciones importantes, con picos en la 1ra, 6ta y 9na
campaña; y finalmente PH03 (21.39±14.67 %), que presenta picos más
altos en la 2ra y 6ta campaña; sin embargo, hay una caída negativa en
la 11va campaña (-11.60%). En general, la eficiencia de remoción del
sulfato en los 3 prototipos de humedal es mucho más variable y menos
consistente que la de los otros metales, con picos significativos en las
primeras campañas y una disminución drástica en la 7ma y 11va
campaña.
81
82
Figura 23.
Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de metales: a) Co, b) Zn, c) Al y d) Cu
82
83
Figura 24.
Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de sulfato y metales: a) Fe, b) Cd y c) Sulfato
83
84
Por otro lado, los parámetros que resultaron con menor eficiencia
de remoción (-) de contaminantes en los prototipos de humedales
fueron: Mg > B > Mn > As, en orden de mayor a menor eficiencia, como
se muestra en la Figura 24.
En la gráfica a) se muestra la variación de la eficiencia para la
remoción del Mg, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse en
la estación PH03 (-1.64±20.59 %), su eficiencia es variable, iniciando
con valores positivos entre 27.66% a 11.52% desde la 1ra hasta la 6ta
campaña, a excepción de la 5ta campaña siendo negativa (-2.34%),
posteriormente de la 7ma a la 12va campaña se aprecia eficiencias
negativas con un valor máximo negativo en la 7ma campaña (-35.77%).
Un comportamiento similar se da en PH02 (-3.69±20.11 %), en el cual
las eficiencias positivas se encuentran entre la 1ra (máx. 29.56%) y 4ta
campaña,
incluyendo
la
6ta
campaña,
para
luego
disminuir
progresivamente alcanzando eficiencias negativas. Finalmente, en el
PH04 (-3.83±17.47 %), se presenta la mayor eficiencia negativa en la
7ma campaña (-41.40%). En general, comparando las eficiencias de
los 3 prototipos de humedal resultan tener una eficiencia positiva hasta
6ta campaña y continúan disminuyendo progresivamente hasta
alcanzar valores negativos.
En la gráfica b) se observa la variación de la eficiencia para la
remoción del B, donde la mayor eficiencia promedio resulta darse en la
estación PH04 (-39.24±52.73 %), su eficiencia es variable, iniciando
con un valor máximo positivo en la 1ra campaña (17.39%) para luego
disminuir progresivamente alcanzando una máxima deficiencia de
remoción en la 6ta campaña (-166.67%); además, se observa una
eficiencia nula en la 5ta y 7ma campaña. Un comportamiento similar de
deficiencia se da en PH03 (-47.08±40.85 %), en el cual se encuentran
eficiencias nulas en la 2da, 7ma y 12va campaña, para luego disminuir
progresivamente alcanzando eficiencias negativas. Finalmente, en el
PH02 (-54.21±68.27 %), la mayor eficiencia de remoción se da en la
1ra campaña (8.70%), en contraste el pico más negativo ocurre en la
84
85
8va campaña (-216.67%). En general, comparando las eficiencias de
los 3 prototipos de humedal resultan tener una eficiencia positiva o nula
únicamente hasta la 2da campaña, para posteriormente disminuir hasta
alcanzar valores negativos.
En la gráfica c) se refleja la variación de la eficiencia para la
remoción del Mn, donde la eficiencia promedio negativa más cercana
al 0% resulta darse en la estación PH04 (-46.28±9.87 %), su eficiencia
es variable, el pico menos negativo se observa en la 6ta campaña (31.63%) y su máximo en la 9na campaña (-59.07%). El comportamiento
es similar en la estación PH02 (-58.64±35.76 %), en el cual las
eficiencias fluctúan entre -21.02% y -146.85%, presentando la mayor
deficiencia en comparación a las demás estaciones de monitoreo.
Finalmente, en el PH03 (-62.09±18.23 %), se presenta el pico menos
negativo en la 6ta campaña (-38.18%) y su máximo en la 7ma campaña
(-101.64%). En general, comparando los 3 prototipos de humedal
resultan tener una eficiencia negativa en todo el periodo de monitoreo.
En la gráfica d) se muestra la variación de la eficiencia para la
remoción del As, donde la eficiencia promedio negativa más cercana al
0% resulta darse en la estación PH04 (-2077.77±1931.43 %), su
eficiencia es variable, el pico menos negativo se observa en la 12va
campaña (-327.27%) y su máximo en la 3ra campaña (-5900.00%). El
comportamiento es similar en la estación PH02 (-2038.57±1963.32 %),
en el cual las eficiencias fluctúan entre -256.36% y -5650.00%.
Finalmente, en el PH03 (-2496.22±2198.81 %), se presenta el pico
menos negativo en la 11va campaña (-476.14%) y su máximo en la 3ra
campaña
(-6570.00%),
presentando
la
mayor
deficiencia
en
comparación a las demás estaciones de monitoreo. En general,
comparando los 3 prototipos de humedal resultan tener una eficiencia
negativa en todo el periodo de monitoreo, que llega a su pico máximo
en la 3ra campaña para después disminuir progresivamente
acercándose a la nulidad.
85
86
Figura 25.
Variación de la eficiencia en los PHCA para la remoción de metales: a) Mg, b) B, c) Mn y d) As
86
87
4.4. Análisis estadístico de datos
Para el análisis estadístico de los datos de efluentes obtenidos de los
parámetros de campo (pH, ORP, CE, TDS, temperatura) y los parámetros de
laboratorio como metales totales (Fe, Mg, Al, Mn, Zn, Co, B, Cu, Cd, As, Pb y
Hg) y sulfato se tuvo en cuenta la metodología estadística del apartado 3.10,
donde se realizó un análisis de la normalidad y de homogeneidad de
varianzas, seguido de la contrastación de hipótesis.
Se
realizó
la
prueba
de
normalidad
Shapiro-Wilk
para
las
concentraciones de los efluentes en términos de parámetros de campo y
laboratorio en los PHCA, donde se obtuvo una distribución normal en los
efluentes de Mn y sulfato; además, presentan una distribución homogénea de
varianza. Mientras que, en los efluentes de Fe, Al, As, Cd, Pb, B, Mg, Zn, Co,
Cu y los parámetros de pH, ORP, CE y TDS no presentaron una distribución
normal.
El análisis de la prueba de hipótesis mediante ANOVA para los datos
paramétricos indica solamente una diferencia significativa en el Mn. Mientras
que, para los datos no paramétricos mediante el análisis de la prueba de
Kruskal-Wallis resultaron con diferencia significativa los efluentes de Al, As,
Cd, Pb, Zn, Co, Cu, además, de los parámetros de pH, ORP, CE y TDS.
Añadiendo a ello, mediante el análisis del test de Tukey para pruebas
paramétricas resulta una diferencia significativa para el Mn entre el prototipo
control y prototipo 2. Mientras tanto, para la prueba no paramétrica por medio
del test de Dunn se obtuvo diferencia significativa para Al, As, Cd, Pb, Zn, Co,
Cu, pH, ORP, CE y TDS entre el prototipo control y los prototipos 1, 2 y 3. Sim
embargo, al comparar los prototipos con diferente composición de sustrato
orgánico no presentan diferencia significativa entre ellos.
87
88
Tabla 22.
Resultados del análisis estadístico de los efluentes en los PHCA
Análisis de normalidad
Parámetro Prototipo
Shapiro - Wilk
p-value Distribución
Análisis de homogeneidad
de varianzas
Levenne
ANOVA
Test
Bartlett
pvalue
Kruskal - Wallis
Diferencia
pDiferencia
significativa value significativa
Comparación por parejas
Test
P1
P2
P3
Parámetro de laboratorio
P2
Fe total
Al total
P3
0,0004
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
0,346
-
-
0,271
No existe
Dunn
1
0,5253
Control
0,4718
1
P2
0,832
P3
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
-
-
0,000
Si existe
Dunn
Control
P2
As total
Cd total
Mn total
Pb total
P3
0,0119
No normal
0,0123
-
No
paramétrico
0,645
0,0066*
0,0001* 0,0000*
0,387
-
-
0,000
Si existe
Dunn
1,000
0,0017*
P2
1,000
0,0000
No normal
0,0019
-
No
paramétrico
-
-
0,000
Si existe
Dunn
0,0000* 0,0001*
1,000
1,000
Control
0,0000*
0,0000* 0,0000*
P2
0,8889
P3
0,9950
Normal
-
0,7766
Paramétrico
0,035
Si existe
-
-
Tukey
0,9990
0,9377
Control
0,1584
0,0321
P2
1,000
P3
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
-
-
0,000
Si existe
Dunn
Control
P2
B total
0,060
Control
P3
0,6956
P3
Control
0,0000
No normal
0,4513
-
No
paramétrico
0,1199
1,000
1,000
0,0000*
0,0000* 0,0000*
1,000
-
-
0,142
No existe
Dunn
1,000
1,000
0,209
0,090
88
0,420
89
P2
Mg total
P3
0,0083
No normal
0,8172
-
No
paramétrico
1,000
-
-
0,989
No existe
Dunn
Control
P2
Zn total
P3
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
P2
P3
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
-
-
0,000
Si existe
Dunn
Cu total
P3
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
-
0,000
Si existe
Dunn
-
-
0,000
Si existe
Dunn
P2
P3
Normal
-
0,7086
P2
P3
Paramétrico
0,066
No existe
-
-
Tukey
0,0000
No normal
0,7548
-
No
paramétrico
P2
P3
-
-
0,000
Si existe
Dunn
0,0000
No normal
0,8710
-
No
paramétrico
P2
P3
-
0,000
Si existe
Dunn
0,0000
No normal
0,0000
-
No
paramétrico
P2
P3
Control
0,0000* 0,0000*
0,293
0,053
0,0003*
0,0045* 0,0000*
1,000
1,000
0,0001*
0,0000* 0,0002*
0,0000
No normal
0,0011
-
No
paramétrico
0,9981
0,9966
0,0855
0,1858
0,1231
0,3773
0,687
0,0010*
0,0003* 0,0000*
0,1281
0,4226
0,0025*
0,0003* 0,0000*
1,000
-
-
0,000
Si existe
Dunn
Control
TDS
0,0000*
1,000
-
Control
CE
1,000
1,000
Control
ORP
1,000
0,9805
0,0849
Control
Parámetros de campo
pH
1,000
1,000
Control
Sulfato
1,000
1,000
-
Control
P2
1,000
1,000
1,000
Control
Co total
1,000
1,000
1,000
0,0003*
0,0086* 0,0016*
1,000
-
-
0,001
Si existe
Dunn
1,000
1,000
0,0016*
0,0229* 0,0049*
89
90
CAPÍTULO V
DISCUSIÓN DE RESULTADOS
5.1. Fracción biodegradable del sustrato orgánico
El sustrato orgánico que presentó mayor fracción biodegradable según
la Tabla 12, es el estiércol de oveja (0.61), esto debido a que incluye en su
composición una menor cantidad de fracciones poco digeribles como la lignina
y celulosa que son resistentes a la descomposición microbiana, según lo
menciona Gibert et al. (2004). Asimismo, los demás sustratos como el
compost, tierra negra y estiércol de vaca contienen lignina menor al 21%, lo
cual beneficia su degradación a largo plazo (Baquerizo et al., 2016). Otro
aspecto importante a considerar es que, la velocidad de descomposición del
sustrato orgánico en los prototipos de humedal se incrementa con la
temperatura, independientemente del compuesto de que se trate (Santolaria,
2014) influyendo en la eficiencia de los PHCA.
Además, el estiércol de oveja (43.64%) y vaca (40.90%) presentaron
una alta proporción de EAS, que pueden ser usados por los microorganismos
como fuente de nutrientes y aporte de energía, para contribuir en la remoción
de contaminantes (Prasad et al., 1999). Mientras que, la mayor proporción de
SV resultó en el estiércol de vaca (89.36%) y tierra negra (80.00%).
Entonces podemos decir, que el prototipo 1 al presentar una alta
proporción de estiércol de oveja (75%), proporcionará una fuente adecuada
90
91
de carbono fácilmente biodegradable que puede favorecer la actividad
microbiana, especialmente en las primeras etapas del humedal; sin embargo,
el bajo % de celulosa y el moderado contenido de lignina pueden ralentizar la
eficiencia a largo plazo. En el caso del prototipo 2, el sustrato orgánico puede
proporcionar una mayor cantidad de carbono a largo plazo, lo que puede
mantener la actividad microbiana durante un período más extenso; a pesar de
ello, la proporción de lignina y celulosa sugiere que este sustrato será más
resistente a la degradación, lo que puede resultar en una liberación más lenta
de nutrientes. Finalmente, el sustrato orgánico del prototipo 3 al combinar el
estiércol de vaca (37.5%), oveja (37.5%), compost (12.5%) y tierra negra
(12.5%), proporciona una mezcla más equilibrada de materia orgánica de
rápida y lenta biodegradación; esta combinación optimiza el aporte de
nutrientes y favorece la actividad microbiana, mejorando el rendimiento del
prototipo de humedal tanto a corto como a largo plazo.
Realizando una comparación con la investigación desarrollada por
Gibert et al. (2004), el estiércol de oveja obtuvo un menor valor de fracción
biodegradable (0.56); sin embargo, presenta una mayor proporción de EAS
(44.84%). En el caso del compost la B es mucho menor (0.10) y la EAS es
ligeramente menor (33.95%). Estos cambios se deben principalmente a la
distinta procedencia del sustrato orgánico.
Por otro lado, según la Tabla 13, los diferentes sustratos orgánicos
utilizados en los PHCA presentan una alta concentración de metales como K,
Ca, Mg, P, Fe, Al, Mn, Na, Sr, Zn, B y As. El prototipo 3, tiene un compuesto
más balanceado entre el aporte de nutrientes y la capacidad de retener
metales, debido a la proporción de combinación del estiércol de vaca (37.5%),
oveja (37.5%), compost (12.5%) y tierra negra (12.5%). El prototipo 1, al tener
una mayor proporción de estiércol de oveja (75%), podría verse limitado en su
capacidad de retener ciertos metales, mientras que el prototipo 2, con más
estiércol de vaca (75%), podría liberar más metales solubles como el Mn en
el efluente (Kröpfelová et al., 2009). Las concentraciones de metales en el
sustrato orgánico pueden haber influido en los resultados de los efluentes de
91
92
los PHCA, debido a la liberación de estos metales por la variación de pH
(Singh & Chakraborty, 2022), principalmente de Mg, Mn, B y As.
5.2. Diseño e implementación de los prototipos de humedales
Los PHCA fueron diseñados en base a la carga de acidez aplicada,
obteniendo una carga hidráulica de 102.58 L/m2.d y un TRH de 5.85 d;
además, operaron bajo condiciones reales y a flujo continuo, a un caudal
promedio de 110.8 L/d en el prototipo control (PH01), 111.8 L/d en el 1er
prototipo (PH02), 118.4 L/d en el 2do prototipo (PH03) y 109.8 L/d en el 3er
prototipo (PH04), como se presenta en la Tabla 13.
Todos los PHCA estuvieron compuestos de grava, espejo de agua y
Juncus arcticus Willd. tal como se muestra en la Figura 14. La única diferencia
entre ellos fue el componente del sustrato orgánico, el prototipo control no lo
contuvo, ya que permitió evaluar el efecto de sus demás componentes en la
remoción de contaminantes, resultando ser baja. Mientras que, los prototipos
1, 2 y 3 si presentaron diferente composición de sustrato orgánico, como se
indica en la Tabla 7, lo cual contribuyó en obtener mejores eficiencias de
remoción de contaminantes en comparación al prototipo control.
Además, en relación con las investigaciones de Calle Galindo (2021),
Garro Padilla (2015), Licapa (2015), Sekarjannah et al. (2019), Sheoran
(2017) y Singh & Chakraborty (2020) optaron por emplear un humedal
anaerobio para el tratamiento de aguas ácidas. Este tipo de humedal está
compuesto principalmente por grava, macrófitos y sustrato orgánico, siendo
este último integrado en su mayoría por compost y estiércol de animales.
Según Sekarjannah et al. (2021), el estiércol, al contener BSR, propicia la
activación de los procesos microbianos en la primera fase de tratamiento;
mientras que, el compost presenta proporciones más altas de compuestos
poco biodegradables; lo cual, contribuyen y aseguran la eficiencia de los
humedales en un corto y largo plazo. Estas consideraciones fueron tomadas
en cuenta para el diseño e implementación de los prototipos de humedal bajo
condiciones climáticas altoandinas que implica la presente investigación.
92
93
5.3. Análisis de la eficiencia de la remoción de metales y sulfatos, y
comparación de parámetros fisicoquímicos en los PHCA
Evaluación del prototipo control
Según los resultados de los parámetros fisicoquímicos mostrados en la
Tabla 16, el prototipo control no presentó diferencia significativa entre el
afluente (PH0) y efluente (PH01); siendo el pH promedio incluso más ácida
(3.22±0.12) que el ingreso, esto se debe a la ausencia del sustrato orgánico y
escaza presencia de nutrientes para las BSR que generan alcalinidad para el
incremento del pH (Kuyucak, 2002; Neculita et al., 2007), por lo que el
prototipo control no cuenta con la suficiente capacidad de neutralización para
incrementar el pH. Mientras que, la temperatura promedio fue de 12.41±2.28
°C, resultando en un leve incremento que puede estar relacionado con la
exposición ambiental; de igual manera se percibió un incremento en el ORP
promedio (231.77±7.03 mV) debido a una mayor oxigenación en el prototipo.
Los valores promedios de CE y TDS fueron 426.36±162.88 µS/cm y
226.11±96.96 mg/L respectivamente, ligeramente menor que el afluente por
los procesos de sedimentación de los sólidos en el sistema (Hammer, 2014).
Asimismo, los resultados de eficiencia en el prototipo control para la
remoción de Fe (85.06±7.81 %), As (37.45±51.75 %) y B (1.63±6.97 %) fueron
positivos; esto principalmente por procesos de sedimentación y precipitación
donde se logra remover metales asociados a partículas del agua (Hammer,
2014; Matagi et al., 1998). Mientras que, los demás metales resultaron con
una eficiencia negativa, posiblemente por la saturación del sistema y
liberación hacia el efluente; así como también a la escasa presencia de
nutrientes para el desarrollo de las BSR que contribuyen en la eliminación de
metales pesados y sulfato (Neculita et al., 2007; Singh & Chakraborty, 2022;
Zhang et al., 2020).
Estadísticamente al comparar la calidad del efluente del prototipo control
con los efluentes de los prototipos que contienen sustrato orgánico podemos
ver que presentan diferencia significativa (p < 0.05) para los parámetros de Al,
As, Cd, Mn (solo con el prototipo 2), Pb, Zn, Co, Cu, pH, ORP, CE y TDS.
93
94
Comparación de parámetros fisicoquímicos de campo en los PHCA con
sustrato orgánico
Las características fisicoquímicas en términos de pH se muestran en la
Figura 15; resultando un mayor incremento en el efluente del prototipo 3
(6.37±0.15), seguido por los valores cercanos en el prototipo 2 (6.27±0.11) y
prototipo 1 (6.24±0.15); estos incrementos de pH se dan debido a la oxidación
del sustrato orgánico fácilmente disponible por las BSR para la formación de
especies carbonatadas (carbonatos y bicarbonatos) como se apreció en los
PHCA, además, las BSR que consumen iones de hidrógeno durante la
reducción del sulfato producen dióxido de carbono que genera alcalinidad;
esto se debe a la reducción de iones hidrógeno y al efecto amortiguador del
bicarbonato producido en la reducción (Kuyucak, 2002; Seervi. et al., 2017; J
Skousen et al., 1998).
Además, comparando el comportamiento del pH con las investigaciones
desarrolladas por Singh & Chakraborty (2020) y Torres (2015) los resultados
son muy parecidos a los obtenidos en la presente investigación; sin embargo,
en referencia a la investigación de Sekarjannah et al. (2019) nuestros PHCA
presentan mayor incremento de pH.
Según la Figura 16, en términos de ORP el valor promedio en el efluente
del prototipo 3 (57.91±6.84 mV) fue menor en comparación al prototipo 2
(63.45±5.43 mV) y prototipo 1 (65.38±7.25 mV). Estos valores son bajos en
relación al afluente ya que los PHCA se encontraron bajo condiciones
anóxicas, que se ha evidenciado por el ennegrecimiento de la superficie del
sustrato y la presencia de gases de sulfuro por el olor a huevo podrido (Lopez
& Fuentes, 2015).
Mientras que, la CE se reduce en mayor medida en el Prototipo 3
(194.59±58.83 µS/cm) y prototipo 1 (186.88±53.52 µS/cm), donde el efluente
de esta última presentó menor concentración. Del mismo modo con los
resultados de TDS en los efluentes del prototipo 1 (99.61±41.25 mg/L) y
prototipo 3 (102.88±42.81 mg/L), como se muestran en las Figuras 17 y 18.
La reducción de las concentraciones de CE y TDS se da por medio de
procesos como la dilución y dispersión, donde el flujo lento y el TRH
94
95
prolongado permiten la sedimentación, dilución y dispersión de sólidos,
disminuyendo la concentración de iones disueltos en el efluente (Younger et
al., 2002).
Asimismo, el incremento promedio de la temperatura en los efluentes es
mayor en el prototipo 3 con 13.08±3.05 °C; seguido por el prototipo 2
(12.62±2.93 °C) y prototipo 1 (12.38±2.57 °C), en comparación al afluente
como se representa en la Figura 19. Según Denegri-Muñoz & Iannacone
(2020) y Gómez (2023), este comportamiento puede explicarse por la
actividad microbiana y por la descomposición de la materia orgánica, que al
ser reacciones exotérmicas liberan calor al ambiente, elevando de esta
manera la temperatura en los efluentes del humedal; además, la temperatura
juega un rol muy importante en la actividad de las BSR, disminuyendo la
eficiencia en los meses más fríos, ya que la velocidad de reacción es más
lenta.
Con lo mencionado, al realizar la comparación de los parámetros
analizados en los efluentes de los PHCA con sustrato orgánico, podemos
decir que no existen diferencias significativas (p > 0.05) entre los efluentes de
PH02, PH03 y PH4 para todos los parámetros. Sin embargo, si hay diferencia
significativa entre el prototipo control y los prototipos 1, 2 y 3.
Comparación de las eficiencias de remoción del sulfatos y metales en
los PHCA con sustrato orgánico
Para la remoción de sulfato y metales pesados del agua contaminada
por DAR un componente importante es el sustrato orgánico, ya que la materia
orgánica realiza la retención de metales pesados por medio de la adsorción y
precipitación. Mediante la adsorción los metales pesados se adhieren en las
partículas de arcilla y colides húmicos presentes en la materia orgánica
(Sheoran & Sheoran, 2006). Los metales una vez adsorbidos en colides
húmicos o arcillosos, permanecen como átomos metálicos, permitiendo ser
eliminados del afluente (Groudev et al., 2007; Tipping & Hurley, 1992).
Asimismo, muchos de los metales a menudo sufren coprecipitación con
hidróxidos, óxidos u oxihidróxidos de Fe, Mn y sulfuros metálicos producidos
95
96
por bacterias, posteriormente se retienen en el sistema (Jong & Parry, 2003;
Metcalf et al., 2002); otro factor importante es el TRH y la velocidad del flujo,
que influyen en la actividad general de los microorganismos para neutralizar
la acidez y precipitar los metales Younger et al. (2002).
Considerando ello, podemos realizar la comparación de las eficiencias
de remoción del sulfato y metales. De acuerdo a los resultados, los parámetros
con mayor eficiencia de remoción (+) son el: Co > Zn > Al > Cu > Fe > Cd >
sulfato, en orden de menor a mayor eficiencia, como se muestran en las
Figuras 22 y 23.
En relación a los metales de Co y Al, el prototipo 3 (PH04) presenta la
mayor eficiencia promedio de remoción, siendo 99.13±0.25 % y 97.82±0.94
%, respectivamente. Mientras que, en el Zn y Cu destaca la mayor eficiencia
de remoción en el prototipo 2 (PH03), siendo 97.54±1.34 % y 95.86±2.76 %,
respectivamente. Finalmente, el Fe, Cd y sulfato se remueve en mayor medida
en el prototipo 1 (PH02), obteniendo eficiencias de 90.01±4.01 %, 85.49±5.81
% y 28.64±11.54 %, respectivamente.
La remoción de metales pesados como Cu, Zn, Fe y Cd se realiza
principalmente por precipitación química y adsorción en los sedimentos y
sustratos del humedal; la precipitación inicia por la neutralización del pH y la
formación de hidróxidos metálicos insolubles, y la adsorción que se da en la
superficie de los materiales del humedal como arcilla, materia orgánica, óxidos
e hidróxidos (Bhuyan et al., 2022; Pat-Espadas et al., 2018; Sasaki et al.,
2003; Sheoran & Sheoran, 2006; Sobolewski, 1999). Además, los macrófitos
intervienen produciendo sinergia con otros componentes para la eliminación
de metales, mediante mecanismos de retención sobre los tejidos vegetales y
procesos de precipitación con interacción de bacterias en la raíz, lo que
permite la formación de una capa de oxihidroxidos de Fe, que tambien podría
absorber otros metales (Marchand et al., 2010). Asimismo, la remoción del Al
es por medio de la hidrólisis u oxidación a pH superior a 5 para formar óxidos
insolubles, (oxi)hidróxidos e hidróxidos (Falagán et al., 2017). En el caso del
sulfato, las BSR realizan el proceso de reducción de sulfato a sulfuro de
96
97
hidrógeno para la formación de precipitados (Kieu et al., 2015; Kuyucak, 2002;
Xu & Chen, 2020).
Por otro lado, los PHCA presentaron una menor eficiencia de remoción
(-) para: As < Mn < B < Mg, de acuerdo a los resultados mostrados en la Figura
24.
En relación a los metales de As, Mn y B, el prototipo 3 presenta la menor
eficiencia promedio de remoción, siendo -2077.77±1931.43 %, -46.28±9.87 %
y -39.24±52.73 %, respectivamente. Mientras que, que el prototipo 2, tuvo la
menor eficiencia en Mg (-1.64±20.59 %). Esto puede deberse a la liberación
de los metales concentrados en el sustrato orgánico por la variación de pH o
por procesos de descomposición o mineralización de dicha materia orgánica
(Sheoran & Sheoran, 2006; Singh & Chakraborty, 2022), lo cual influyó en la
dinámica y efectividad de los PHCA. Según mencionan Hallberg & Johnson
(2005b), a un pH < 9.0 la precipitación del Mn como (oxi)hidróxidos es más
lenta que la del hierro ferroso; por tanto, es difícil de eliminar biológicamente
mediante las BSR, ya que los efluentes de los PHCA presentan un pH entre
6.24 a 6.37.
Comparando las eficiencias de los PHCA para el tratamiento de DAR
con la investigación desarrollada por Singh & Chakraborty (2020), vemos que
hay una similar eficiencia para Fe y sulfato; mientras que, en Al la presente
investigación obtuvo mejores eficiencias. Sin embargo, en términos de Mn
Choudhary & Sheoran (2011) y Sheoran (2017), obtuvieron eficiencias
positivas para su remoción, lo cual no fue el caso para nuestra investigación.
Asimismo, comparando con la investigación local de Garro Padilla (2015),
vemos que los resultados de las eficiencias de remoción en Fe y Cd son
menores que la presente investigación; sin embargo, él obtiene eficiencia
positiva en As, contrario a nuestros resultados descritos en la Figura 24 d).
Añadiendo a ello, para el caso particular del Pb y Hg, los resultados
reflejan que no hubo diferencia en la concentración entre el afluente y los
efluentes de PH02, PH03 y PH04, manteniéndose constante a un valor <
0.0006±0.0 mg/L y < 0.00009±0.0 mg/L, respectivamente; e incluso se
97
98
mantienen por debajo del límite de cuantificación, por lo que no fue posible
hallar su eficiencia.
Finalmente, las eficiencias para la remoción de metales totales se supera
el 70% para el Cd, Fe, Pb, Al, Co, Zn y Cu en los prototipos 1, 2 y 3, que
contienen sustrato orgánico; mientras que, para el sulfato solo se alcanza una
eficiencia máxima del 47.6%¨mediante el prototipo 1. Para los demás metales
no se llegó a alcanzarlo.
98
99
CAPÍTULO VI
CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
6.1. Conclusiones
• La mayor fracción biodegradable en el sustrato orgánico se presenta en el
estiércol de oveja (0.61), seguida del estiércol de vaca (0.57), compost
(0.44) y tierra negra (0.25); además, la concentración más alta de lignina
se encuentra en la tierra negra; mientras que en celulosa en el compost y
hay una mayor cantidad de sustancias fácilmente disponibles en el estiércol
de oveja.
• Se diseñaron los PHCA en base a la carga de acidez aplicada, obteniendo
una carga hidráulica de 102.58 L/m2.d y un TRH de 5.85 d. Considerando
el área superficial de 1.14 m2, los prototipos operaron a un caudal de flujo
continuo de 111.8 L/d en el 1er prototipo (PH02), 118.4 L/d en el 2do prototipo
(PH03) y 109.8 L/d en el 3er prototipo (PH04). Cada uno estuvo compuesto
por grava, espejo de agua y Juncus arcticus Willd., con la única diferencia
en la composición del sustrato orgánico (compost, tierra negra, estiércol de
vaca y oveja). Los PHCA han demostrado funcionar con normalidad bajo
condiciones climáticas frígidas y promovieron las condiciones necesarias
(pH) para la remoción de metales y sulfato.
• El prototipo 3 presentó mejores resultados promedios en términos de pH
(6.37), ORP (57.91 mV) y T (13.08 °C) en comparación con los demás;
99
100
mientras que, el prototipo 1 mostró mejores resultados en CE (186.88
µS/cm) y TDS (99.61 mg/L). Asimismo, el efluente del prototipo 3 presentó
una menor concentración promedio para Fe (1.21 mg/L), Al (0.055 mg/L),
Co (0.0003 mg/L) y B (0.014 mg/L), en comparación con los demás. En
contraste, el efluente del prototipo 1 obtuvo mejores resultados para sulfato
(86.96 mg/L), Mn (0.96 mg/L) y As (0.0040 mg/L). En los casos de Zn y Cd
no hubo variaciones entre los efluentes, similar para Pb y Hg que se
encontraron por debajo del límite de cuantificación.
• El prototipo 3 presentó la mejor eficiencia de remoción para Co y Al
(99.13%, 97.82% resp.), el prototipo 2 para Zn y Cu (97.54%, 95.86% resp.)
y el prototipo 1 para Fe, Cd y sulfato (90.01%, 85.49% y 28.64% resp.);
entre estos podemos determinar que en 6 de los parámetros se superando
el 70% de eficiencia. Además, los PHCA presentaron una eficiencia
negativa de remoción para Mg, B, Mn y As. Inferimos, que hay diferencia
estadística significativa entre el prototipo control y los prototipos que
contienen sustrato orgánico; sin embargo, al analizar los prototipos con
sustrato orgánico no se encontraron diferencia significativa.
6.2. Recomendaciones
• Se recomienda continuar con investigaciones en los prototipos de humedal
construido para optimizar el diseño antes de su implementación definitiva
en campo, con la finalidad de adaptar estos sistemas a zonas altoandinas
con condiciones climáticas frías, que pueden afectar las reacciones
químicas y procesos de remoción de contaminantes del drenaje ácido de
roca. Además, sería útil fomentar nuevas investigaciones sobre la
aplicabilidad de las Soluciones Basadas en la Naturaleza (SbN) en distintas
regiones con características similares.
• Se recomienda continuar con el monitoreo de los prototipos de humedal
construido para generar una base sólida y consistente para entender mejor
el comportamiento a largo plazo de estos sistemas, lo cual permitirá
ahondar en su sostenibilidad.
100
101
• Investigar la acumulación y distribución de metales en los sedimentos de
los prototipos para evaluar la cantidad generada en un periodo de tiempo y
posteriormente proponer una estrategia de gestión. La recopilación de esta
información permitirá estudiar la vida útil de los sistemas, ayudando a
prever cuántos años pueden mantenerse en operación eficiente antes de
requerir intervención o mejoras.
• Establecer controles regulares en la operación de los prototipos de
humedales, especialmente en la regulación de caudales, para asegurar su
funcionamiento eficiente. Sugerir estas acciones a os encargados de la
operación y mantenimiento en campo, como comunidades locales o
autoridades responsables del recurso hídrico (gobierno local, gobierno
regional, ONGs, empresas privadas y otros).
• Proponer la complementariedad del tratamiento con otros sistemas para
asegura la reutilización del agua en actividades agrícolas y ganaderas. Esta
recomendación debe presentarse a los responsables de la gestión de
recursos (gobierno local, gobierno regional, ONGs, empresas privadas y
otros) en las comunidades donde se implementen estos sistemas,
asegurando que se consideres aspectos como viabilidad económica,
impacto ambiental y aceptación social.
101
102
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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Minero de España, 140.
Alakangas, L., Andersson, E., & Mueller, S. (2013). Neutralization/prevention of acid rock
drainage using mixtures of alkaline by-products and sulfidic mine wastes.
Environmental
Science
and
Pollution
Research,
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114
115
115
116
ANEXOS
116
117
Anexo 1: Figura de la generación de drenajes ácidos de roca en la parte alta de la
subcuenca Río Negro.
Anexo 2: Figura de la etapa inicial de los prototipos de humedal construido
anaerobio para el tratamiento de DAR.
Anexo 3: Figura de la etapa de adaptación de los prototipos de humedal construido
anaerobio para el tratamiento de DAR.
117
118
Anexo 4: Figura de la posible generación de carbonatos y bicarbonatos en los
prototipos de humedal construido anaerobio con diferente composición de sustrato
orgánico.
Anexo 5: Monitoreo de la calidad de agua en campo
118
119
Anexo 6: Resultados de la caracterización química del sustrato orgánico.
119
120
Anexo 7: Informe de ensayo MA2330810 de los resultados del análisis de sulfato y
metales totales en el afluente y efluentes del PHCA.
120
121
Anexo 8: Proceso del análisis estadístico mediante el software RStudio.
a) Lectura e inducción de los datos en el software RStudio
b) Análisis de normalidad de datos
121
122
c) Homogeneidad de datos mediante el test Bartlett y Levenne
d) Análisis de prueba paramétrica y no paramétrica
122
123
e) Análisis de datos paramétricos mediante el test Tukey
f) Análisis de datos no paramétricos mediante el test Dunn
123