Hipótesis de optimización en humedales de flujo subsuperficial en el tratamiento de agua residual urbana – énfasis en la retención de metales

RESUMEN: Un humedal de flujo subsuperficial fue teóricamente optimizado. La hipótesis basada en los pro-cesos incorpora dos diferentes modificaciones. La primera sugiere un mejor desempeño al generar tres dife-rentes zonas: óxica, anóxica y anaerobia con el objetivo de enriquecer las reacciones dentro de la zona de tra-tamiento que permiten la transformación de los contaminantes. La segunda consistió en la incorporación de arcilla montmorillonita para utilizar su alta capacidad de intercambio iónico en la retención de metales pesa-dos. Se evaluó la remoción de materia orgánica, sólidos suspendidos, nitrógeno, fósforo y se comparó el des-empeño del humedal optimizado frente a los resultados arrojados por un humedal clásico. Los resultados mostraron que la eficiencia para todos los procesos fue mayor en el humedal optimizado. Se estudió separa-damente el comportamiento de tres macrófitas típicas de la sabana de Bogotá y el de la arcilla montmorilloni-ta en la retención de metales pesados.

1 INTRODUCCIÓN Clásicamente existen dos tipos de humedales artifi-ciales, los de flujo libre superficial (FS) y los de flujo subsuperficial (FSS). Los dos sistemas pueden compartir vegetación emergente. En el primero, el flujo de agua está expuesto a la atmósfera, mientras que el segundo mantiene el flujo debajo de un me-dio poroso, disminuyendo el riesgo en la salud pú-blica asociado a olores y al espejo de agua residual. Por otro lado, el sistema de tratamiento, protegido por el medio poroso, concede un beneficio de ais-lamiento térmico de manera que el rango de tempe-raturas es más amplio en el FSS que en el FS. EPA (1988, 2000, 2005).

Los sistemas de flujo subsuperficial logran clásicamente concentraciones de DBO residual menores a 20 mg/l en aguas residuales urbanas, independientemente del tiempo de retención hidráulica (mayor a un día). Las remociones más bajas se presentan con cargas menores y la tasa de eficiencia aumenta con-siderablemente con cargas cercanas a la mayor re-comendada (150 mg/l). No existe relación aparente entre la capacidad de remoción de DBO y la rela-ción largo ancho. La remoción de DBO en la mayo-ría de los casos no supero el 60%. (EPA 1993).

La remoción de sólidos suspendidos es eficiente, sin embargo la obstrucción de los poros en los pri-meros metros es uno de los mayores problemas.

Esta es una de las claras limitaciones de los hume-dales artificiales de flujo subsuperficial como sis-temas de tratamiento secundario ya que sólo el bajo contenido de sólidos suspendidos totales permitiría hacer un tratamiento directo, el valor limitante de sólidos suspendidos totales de 120 mg/L, para un efluente con menos de 20 mg/L de SST; en estos humedales se encuentran patrones comparables con la remoción de DBO. Así el diseño para la remo-ción de SST, se realiza esperando aproximadamente el mismo porcentaje de remoción de la DBO. (EPA 1993).

Los sistemas presentan un pequeño porcentaje de remoción de nitrógeno. De los catorce sistemas ana-lizados en el informe de la EPA sólo dos sistemas consiguen altas tasas de remoción. La diferencia pa-rece radicar en la ausencia de algas, la disponibili-dad del oxígeno y suficiente tiempo de retención hidráulica. En la remoción de fósforo los humedales no alcanzan porcentajes mayores a 40% después de los primeros meses de operación con 6 mg/l de en-trada. (EPA 1993).

Para los pilotos estudiados en la Universidad de los Andes los resultados fueron similares a los en-contrados en los sistemas de la EPA.como lo mues-tra la siguiente Tabla:

En metales pesados las concentraciones máximas reportadas por Kadlec & Knight (1996).son 246.6 mg/Kg de níquel en las raíces de la planta Cattail. La recopilación de estos estudios permitió evaluar las configuraciones de los diferentes humedales de FSS para el tratamiento de aguas residuales urbanas y discutir cada uno de los criterios de diseño dados en los documentos, para así plantear una hipótesis teórica para la optimización de los humedales artificiales basada en el mejoramiento de los mecanismos de tratamiento propios de un humedal.

Estos métodos de tratamiento que ocurren dentro de los humedales como fijar físicamente los contaminantes en la superficie del suelo y del medio, para luego utilizar y transformar los elementos por intermedio de los microorganismos, y de esta manera lograr niveles de tratamiento con un bajo consumo de energía y poco mantenimiento, fueron procesos que captaron el interés de la investigación.

De esta manera el diseño optimizado busca configuraciones de diseño (cambios en la altura del medio) y combinaciones de materiales que enriquecen las reacciones dentro del medio (medio poroso, macrófitas y medio de soporte e impermeabilización). El humedal artificial de flujo subsuperficial optimizado se construyó junto con un humedal de diseño clásico. Ambos fueron sometidos a las mismas condiciones climáticas y de agua residual. De está manera el análisis de los resultados se realizó de forma comparativa intentando establecer si existen verdaderas ventajas en el nuevo diseño que faciliten los procesos de eliminación del fósforo, del nitrógeno, de la materia orgánica, y de retención metales pesados.

2 ANTECEDENTES
2.1 Potencial de mejoramiento para el diseño clásico.

Algunos procesos que ocurren dentro de un hume-dal de FSS tienen ciertas deficiencias. La materia orgánica en estos sistemas esta limitada aproximadamente a 150 mg/l típicamente y mantiene una remoción de 60%. (EPA 1993).

La remoción de nitrógeno depende de diferentes factores. La descomposición del nitrógeno orgánico vía mineralización, el cuál se convierte en NH⁺₄ ó NH₃ ; la nitrificación del nitrógeno amoniacal que se alcance naturalmente da como resultado el nitrato disponible para la planta. Este proceso ocurre cuando hay presencia de oxígeno. Algunas investigaciones han establecido que son necesarios 4.6 g de oxígeno para oxidar 1 g de nitrógeno amoniacal (Metcalf & Eddy, 1991).

El oxígeno está asociado con la raíz de las plantas utilizadas en el sistema. Una vez se produce la nitrificación, los nitratos pueden ser removidos vía desnitrificación; este proceso requiere condiciones anóxicas, además requiere una fuente de carbono que no siempre es abundante para este proceso, pues ya se ha removido gran cantidad de material orgánico en los primeros metros del humedal (Orozco, 2003):

En el caso del fósforo las remociones son en su mayoría eficientes en el corto plazo hasta que el medio se satura. Sin embargo, en el largo plazo los procesos son más limitados y se reducen a la asimilación por parte de las plantas y la biomasa.

Los mecanismos de eliminación de los metales pesados en humedales son similares a los del fósforo, incluyendo la asimilación por parte de algunas plantas, adsorción, y precipitación (Karpiscak et al. 2000). Sin embargo las macrófitas flotantes como el buchón conocidas por concentrar gran cantidad de metales pesados no pueden ser usadas en humedales de FSS.

2.2 Hipótesis de optimización

Teóricamente los procesos de transformación de las sustancias de interés pueden llevarse a cabo en dife-rentes medios: aerobios, anóxicos y anaerobios. Garantizar los tres tipos de ambientes en el mismo me-dio podría aumentar el potencial de remoción de ciertos contaminantes como materia orgánica, ni-trógeno y fósforo. El diseño optimizado (Fig.1), contempla estas tres zonas con el propósito de mejorar la eficiencia del humedal clásico (Fig. 2).

La remoción de la materia orgánica particulada puede ser más o menos eficiente dependiendo de dos factores: de la sedimentación y de la filtración que pueda tener. Además, la tasa de descomposi-ción ya sea vía aerobia o anaerobia, permite que el medio no se sature pues este material particulado puede ir siendo hidrolizado. El consumo en estado disuelto de la materia orgánica es proporcional al requerimiento energético de las bacterias, hongos y microorganismos acuáticos que habitan el medio poroso (Zarate, 2001), por lo tanto, garantizar que existan al mismo tiempo reacciones químicas como la respiración, la fermentación y la metanogénesis podría aumentar la eficiencia de remoción de la materia orgánica y nutrientes.

El nitrógeno orgánico tiene tres formas de ser removido del agua residual que llega al sistema. Primero puede ser transformado a NH₃ y posteriormente volatilizado. Segundo el , el NH₄⁺ ; el NH₃ ó el NO^–₃ pueden incorporarse a las macrófitas. Tercero, después de la nitrificación los nitratos se pueden remover vía desnitrificación. Por lo tanto, garantizar las condiciones anóxicas en el humedal y la dispo-nibilidad del carbono podría potenciar los procesos de nitrificación y desnitrificación del humedal de FSS.

De forma similar para mejorar la remoción de fósforo se deben tener en cuenta los procesos por los cuales ocurre. Primero la incorporación de fosfatos a las macrófitas que varía según la clase y eta-pa de crecimiento de las plantas. Segundo la preci-pitación dentro del humedal en forma de sales insolubles. Con un bajo pH la precipitación de los fosfatos de hierro y aluminio se incrementa significativamente.

La hipótesis es soportada por la observación de eliminación de fósforo en medios artificiales que contenían óxidos de hierro los cuales mostraban remociones muy eficientes. (Brix 2000). Además un proceso biológico anaerobio (consumo de AGV que serán almacenados como PHA – PHB, la excreción de H+ y P y consumo de energía) seguido por una aerobiosis (oxidación de PHB, por las células que lo almacenaron y la reabsorción de P en cantidad superior) para así remover los polifosfatos, otra posi-bilidad biológica de remoción de fósforo. (Rodríguez 2004). De está manera utilizar macrófitas con alta demanda de nutrientes, óxidos que permitan la precipitación del fósforo y optimizar la incorpora-ción de fósforo a la biomasa por medio de un proce-so biológico potenciado proporcionando fases aerobias y anaerobias, podrían ser las posibilidades de optimización para el fósforo.

Por otro lado, materiales con cationes débilmente ligados podrían aceptar sustancias de interés ambiental. Este hecho hace atractivo incorporar estos materiales dentro del sistema de tratamiento como alternativa de mejoramiento. La hipótesis teórica asociada planteó usar una arcilla expansiva muy común en la sabana de Bogotá, con alto potencial de intercambio iónico y así aprovechar su capacidad de retención de metales pesados.

Además se evaluó el comportamiento de tres diferentes tipos de macrófitas emergentes de la zona, buscando determinar la especie más optima y así mejorar el rendimiento en retención de nutrientes y metales pesados. Para el estudio de metales pesados se decidió usar el níquel como indicador dentro de cada uno de los prototipos usados. Por último se cuantificó la eficiencia de sustancias tóxicas orgáni-cas en ambos sistemas por medio de la evaluación en la retención de fenol componente de importancia ambiental al ser un contaminante frecuente en los efluentes industriales.

3 MATERIALES Y MÉTODOS

3.1 Prototipo para humedales de FSS

Para el presente estudio se construyeron dos humedales de flujo subsuperficial. La estructura se construyó en lámina de hierro y vidrio templado con el objetivo de observar el crecimiento de las raíces de la macrófitas y la población asociada al medio. El primer humedal con un diseño clásico, tuvo una relación largo ancho 3:1 y 0.6 m de profundidad; utilizó como base arcilla caolinita, con una baja capacidad de intercambio iónico (3 a 5 meq/100 g) para impermeabilizar y material en el medio de soporte con una porosidad de 0.7 y un diámetro medio de 5 cm. La planta usada en este sistema fue Junco (Juncus effusus-scirpus).

El segundo con un diseño optimizado, tuvo una relación largo ancho 3:1 y diferentes profundidades escalonadas construidas con arcilla montmorillonita como material impermeabilizante de gran capacidad de intercambio iónico (80-200 meq/100 g); la distribución de la arcilla de la entrada a la salida fue 0.40, 0.30, 0.20, 0.10 m (Foto 1). El material del medio de soporte fue grava de río con una porosi-dad promedio de 0.5 y diámetro medio de 2.5 cms y se usaron en este humedal optimizado tres plantas Botoncillo (Bidens laveis), Barbasco del pantano (Polygonum hydropiperoides), y Junco simultáneamente.

3.2 Prototipo retención de metales por arcilla

Para la determinación de concentración de metales pesados usando níquel como indicador de este con-taminante en la arcilla se construyó un canal con una base de 0.1 m de arcilla que permitía el paso de un caudal de 12.5 cm3/cm2 con 50 ppm de níquel. El tiempo promedio de retención hidráulica en este sistema fue de tres días.

Se usó montmorillonita de la Sabana de Bogotá. Entre sus propiedades físico-químicas se destacó su pequeño tamaño de partícula, su morfología laminar (filosilicatos), sustituciones isomórficas, a la presencia de cationes débilmente ligados en el espacio interlaminar. (Herrmann 2001). En consecuencia cuenta con gran superficie activa, con enlaces no saturados, que permiten interacción con sustancias polares. Además de un alto potencial de intercambio iónico.

Se usó montmorillonita de la Sabana de Bogotá. Entre sus propiedades físico-químicas se destacó su pequeño tamaño de partícula, su morfología laminar (filosilicatos), sustituciones isomórficas, a la pre-sencia de cationes débilmente ligados en el espacio interlaminar. (Herrmann 2001). En consecuencia cuenta con gran superficie activa, con enlaces no saturados, que permiten interacción con sustancias polares. Además de un alto potencial de intercam-bio iónico.

3.3 Prototipo macrófitas emergentes

Durante cuatro meses se evaluó la concentración de níquel de tres diferentes tipos de plantas emergentes típicas de la Sabana de Bogotá: Junco, Barbasco del Pantano, Botoncillo sembradas en doce filtros verticales, cada uno con una especie; así se obtuvieron cuatro plantas de cada tipo para analizar la concen-tración mensual alcanzada por cada especie en raíz, hojas y tallos; cada prototipo fue alimentado sema-nalmente con un litro de agua con una concentra-ción de 50 ppm de níquel, y 5 kg de fertilizante.

3.4 Composición del agua residual de entrada

El agua residual sintética buscaba representar el a-gua residual urbana, para lo cuál se utilizaron diferentes elementos como agua destilada, 50 mg/l leche en polvo, 200 mg/l de cáscaras de fruta, 100 mg/l de urea y de fenol. De está manera se obtuvo la caracterización de la Tabla 2.

3.5 Análisis y muestreo

Los muestreos a la salida se tomaron cada quince días en ambos sistemas clásico y optimizado. Para realizar los análisis de DQO, fósforo, fenoles, SST, NTK y níquel fueron usados los protocolos del Standard Methods (1998).

Para la determinación de la concentración de níquel en la arcilla se tomaban muestras semanalmente y para la determinación del mismo metal en las plantas se tomaban muestras de las plantas cada treinta días. El oxígeno la temperatura y el pH fue-ron determinados mediante, oxímetro Hanna, termómetro Extech y Phmetro Hanna semanalmente.

4 RESULTADOS Y DISCUSIÓN

4.1 Trazadores

Para determinar la dispersión y las zonas muertas que tenían los humedales de flujo subsuperficial se realizaron dos ensayos de trazadores, uno con ro-damina y otro con sal.

El ensayo con cloruro de sodio, inició con una descarga instantánea en la entrada de cinco litros con una concentración de 200g/l de sal.

Con un caudal constante de 8 l/min, el pico se presento solo cinco minutos después de la descarga. No obstante luego de 180 minutos solo había pasado la mitad de la concentración evidenciando zonas muertas que dividían el comportamiento de flujo en el sistema en dos patrones flujo pistón y mezclado.

En el ensayo con rodamina la zona muerta se hizo evidente, en el fondo del humedal: la rodamina se acumuló y solo después de varias semanas el trazador desapareció. El gradiente de concentración de la rodamina en el sentido longitudinal mostró un patrón de flujo pistón dentro de los primeros 180 minutos como se muestra en la Figura 6, con una dispersión en el tiempo numerada consecutivamente.

Sin embargo, después de este comportamiento, la mitad de la concentración seguía dentro del humedal y solo disminuyó después de varias semanas. Este resultado permite plantear que el flujo total en humedal de flujo subsuperficial podría compartir dos comportamientos, el de flujo pistón en las primeras horas y un comportamiento de reactor completamente mezclado posteriormente.

4.2 Indicadores físicos

La turbidez ocasionada por la presencia de partículas sólidas en suspensión o coloidales, que impiden que la luz se transmita, así como el color que las sustancias en disolución, fruto del vertimiento de desperdicios daban información general sobre el grado de contaminación del agua influente (Foto 2).

Los efluentes obtenidos en el estudio, mostraron muy rápidamente la eficiencia alcanzada por los sis-temas mejorando el color y la turbidez del agua. Por otro lado al comparar los efluentes de cada sistema se encontró que el humedal optimizado era ligera-mente más traslúcido.

4.3 Oxígeno, pH y temperatura
4.3.1 Cambios de pH

El menor valor de pH en el efluente del humedal optimizado puede sugerir la presencia de ácidos procedentes de medio anaerobio, sin embargo sin tener una medición de metano no es posible asegu-rar la existencia de un proceso metanogénico (Fig.7). Lo cual corrobora el establecimiento de condi-ciones anaerobias dentro del humedal optimizado.

4.3.2 Concentración de Oxígeno

La Figura 8, muestra una disminución del oxígeno del efluente con el tiempo; este fenómeno puede darse como consecuencia de una mayor temperatura en el agua. Por otro lado una menor cantidad de oxígeno podría sugerir una mayor descomposición de la materia orgánica en el humedal optimizado.

4.4 DQO

El rendimiento para la DQO fue mayor en todos los casos para el sistema optimizado. La Figura 9 muestra que la eficiencia encontrada en ambos sistemas tiene una tendencia al mejoramiento. Las primeras eficiencias no superaron el 50%, no obstante la eficiencia aumento más de 40% sólo 15 días después del primer muestreo y se dio en forma mas rápida en el humedal optimizado. Las eficiencias del humedal optimizado a partir del segundo muestreo superaron el 80% de remoción en DQO, y aunque el humedal clásico sólo en una oportunidad superó el 80% de eficiencia, evidencia un acercamiento progresivo al rendimiento del humedal optimizado. Este hecho parece indicar que la optimización tiene una limitación en la efi-ciencia, que en largo plazo parece ser alcanzada por el acondicionamiento del humedal diseñado clásicamente.

El promedio de la DQO de salida de los sistemas clásico y optimizado fue de 116mg/l y 67mg/l res-pectivamente. Se experimentó con un influente que dobla la concentración de DQO típicamente reco-mendada, y aún así se obtuvieron buenos resultados que se pudieron observar en remociones mayores de 90% en los últimos muestreos. Estos resultados se dieron posiblemente a la gran cantidad y diversidad de microorganismos que se presentaron en las dis-tintas zonas generadas por la profundidad variable del humedal. Además, la diversidad de vegetación del humedal optimizado, ya que cada especie tiene distintas requerimientos nutricionales los cuales se complementarían entre sí, lo que podría haber in-fluenciado los resultados obtenidos. El penúltimo ensayo del humedal clásico muestra una disminu-ción de la eficiencia al 40%, este resultado se atri-buye a un error durante la práctica.

La remoción de DQO en la mayoría de las refe-rencias consultadas en Estados Unidos no supero el 60%. Las entradas de DBO5 pequeñas (menores a 30 mg/l), no permitieron gran eficiencia porque pa-ra este tipo de sistemas se esperan DBO5 residuales entre 2 y 7 mg/l. Adicionalmente el comportamien-to de los humedales con respecto al tiempo de residencia hidráulico, sugirió que con algo más de dos días podría mejorar la remoción hasta un 70%, al permitir un mayor contacto ente la materia orgánica y el medio. (EPA 1993). Esta hipótesis fue corrobo-rada por la remoción alcanzada en ambos humedales.

Para los sistemas estudiados en la Universidad de los Andes los resultados fueron 65% para el primer sistema (Amaya 1996, Arroyave, 1997 y Montenegro, 1997), y 50% para el segundo humedal (Rubiano 1999) para la DQO. Estos resultados tam-bién muestran una ventaja comparativa del humedal optimizado frente al diseño clásico y frente a otros sistemas estudiados anteriormente.

4.5 SST

La eficiencia en remoción de SST en todos los casos fue mayor para el humedal optimizado probablemente debido a la diferencia del diámetro del material utilizado, sin embargo las diferencias no son significativas.

El comportamiento uniforme de la gráfica en los primeros días parece indicar una remoción instantánea, dependiente de la filtración y la sedimentación físicas, procesos poco dependientes del acondicionamiento del sistema. Con una entrada de 94 mg/l de SST los sistemas mantuvieron en promedio una salida de 16 mg/l en el humedal clásico y 8 mg/l en el optimizado.

Por otro lado, el decaimiento significativo, en el largo plazo, del humedal clásico podría estar relacionado con la saturación que puede estar presentándose en el medio, hecho que a su vez podría estar vinculado con una menor descomposición de materia orgánica particulada y un menor consumo de la materia orgánica una vez soluble. El comportamiento de la DQO, que presentó diferencias importantes, respaldaría esta teoría dado que la remoción de DQO total en el humedal optimizado fue mayor, lo que podría estar asociado a una mayor remoción de DQO soluble. Resultado que se puede dar, debido a que este sistema está garantizando, por medio de sus diferentes profundidades, que exista una mayor cantidad de reacciones de respiración, fermentación y posible metanogénesis, dando como resultado una mayor variedad de microorganismos, bacterias y hongos, en el medio poroso que requieren un mayor consumo energético asociado a una mayor eficien-cia en la remoción de DQO soluble en comparación con el humedal clásico.

Una de las mayores limitaciones en humedales de flujo subsuperficial, como lo es la obstrucción de poros puede ser mitigada cuando se consigue una descomposición adecuada de los sólidos orgánicos y un consumo posterior de la materia hidrolizada.

En el sistema de Rubiano (1999) la eficiencia alcanzada fue de 80% de remoción con un influente máximo de 52 mg/l de SST, comportamiento similar al otro sistema de la Universidad de los Andes (Amaya 1996, Arroyave, 1997 y Montenegro, 1997).

La eficiencia del sistema optimizado en la remoción de sólidos suspendidos parece mantenerse en el tiempo a diferencia de otros sistemas estudiados que manejan valores influentes de SST similares.

4.6 NTK

Para el nitrógeno la Figura 11, muestra que la re-moción aumenta con el tiempo en el humedal optimizado, hasta lograr en los últimos muestreos 80% de remoción. Aunque el humedal clásico no alcanza las eficiencias del humedal optimizado, parece que en el largo plazo podría obtenerlas.

Teniendo en cuenta que la entrada de NTK fue de 92 mg/l, y las salidas promedio 15.5 mg/l en el sistema clásico y 6 mg/l en el optimizado la eficiencia parece ser bastante interesante para humedales de FSS. La nitrificación del nitrógeno amoniacal da como resultado el nitrato disponible para la planta, por lo que un mayor crecimiento de las macrófitas en el humedal optimizado pudo haber contribuido a demandar mayores cantidades de nutriente, por otro lado el nitrato formado en el humedal pudo ser desnitrificado efectivamente en las zonas anaerobias. Teniendo en presente que el humedal optimizado cuenta con gran diversidad de ambientes las condiciones son favorables para este tipo de procesos.

Los quince sistemas recopilados en el estudio de la EPA (1999) presentan un pequeño porcentaje de remoción de nitrógeno o en otros casos, el porcentaje de remoción resulta ser negativo, en muchos casos a pesar de largos tiempos de retención hidráulica. Los otros estudios desarrollados en la Universidad con influentes entre 15 y 35 mg/l pre-sentó remociones entre 70% y 80% (Amaya 1996, Arroyave, 1997 y Montenegro, 1997). En el caso del humedal optimizado el 70% de remoción es superado y parece aumentar su eficiencia paulatinamente.

4.7 Fósforo

Durante la toda la campaña la retención del fósforo fue bastante alta. En el humedal optimizado siempre superó el 80% de eficiencia, rendimientos que predominaron en todo el tiempo estudiado sobre el humedal de diseño clásico. El humedal clásico también logró buenos resultados con disminuciones hasta de 80% en fósforo.

Las pequeñas ventajas que presenta el sistema optimizado posiblemente tengan explicación en un medio más amplio de tratamiento como consecuen-cia de una mayor profundidad, además es posible que las macrófitas presentes en el humedal optimi-zado tengan un mayor requerimiento de fósforo. No obstante al no observar una ventaja significativa en la remoción de fósforo durante 120 días, podría evidenciar que un proceso facultativo para potenciar la remoción de fósforo funcionaría mucho mejor si las zonas anaerobias anteceden las zonas aerobias, sin embargo este tipo de configuración generaría zonas muertas dentro del sistema. Además sería más conveniente evaluar el potencial de un proceso facultativo en el largo plazo cuando el medió se encuentre saturado y la remoción de fósforo este restringida a la incorporación a la biomasa y las macrófitas.

En la remoción de fósforo los humedales del es-tudio de la agencia ambiental de Estados Unidos no alcanzan porcentajes mayores a 40% después de los primeros meses de operación con 6 mg/l de entrada. (EPA 1993).

4.8 Remoción de Fenol

El comportamiento de concentración de fenol en la salida del humedal mostró un aumento en la eficiencia con el tiempo, hasta alcanzar remociones mayores al 90% en aguas residuales con 0.5mg/l de fenol. Este parámetro como muestra la Figura 13, parece verse influenciado por el acondicionamiento del humedal y después de tres meses logra excelentes resultados en donde las concentraciones de fenol no lograron ser detectadas por el espectrofotómetro usado para el análisis de ese contaminante.

La degradación del fenol podría estar asociada a la acumulación y posterior degradación en el medio sobretodo en las raíces de las plantas y también a alguna pérdida por volatilización no muy importante debido rango de temperatura dentro del medio (15-18°C). Las diferencias presentadas entre los dos sistemas podrían relacionarse con la propiedades de las especies usadas en cada humedal promoviendo la desaparición del fenol en el efluente.

4.9 Concentración de níquel
4.9.1 Arcilla montmorillonita

El comportamiento de la retención de metales en la arcilla montmorillonita no permitió establecer un valor de saturación con exactitud porque después de cierta concentración retenida en la arcilla (mayor a 1000 mg/kg BS), la superficie activa podría encontrarse saturada y liberar cationes hacia el agua influente menos concentrada, interactuando así nuevamente con la sustancia en contacto pero de manera inversa, dando así como resultado un ciclo de retención y liberación de sustancias polares cada vez más cerrado como muestra la gráfica.

Sin embargo un valor medio de saturación fue establecido en 1300 mg/kg BS, después de 85 días y más de 0.2 m3 de agua circulados por la arcilla. La gráfica parece mostrar un patrón de amortiguamiento que permite dar esta concentración como un valor cercano de saturación de la montmorillonita en las condiciones del presente estudio.

Una excepción fue el cuarto punto que presento una saturación de 2500 mg/kg BS, el cuál podría estar asociado a la toma de una muestra en una zona muerta dentro del canal o a un error de la medición.

4.9.2 Macrófitas

La evaluación de las macrófitas emergentes durante 90 días, alimentadas semanalmente con un litro de agua que contenía 50 ppm de Ni, indicó el gran potencial de acumulación que pueden tener estas plan-tas dentro de los sistemas de tratamiento aguas residuales.

En metales pesados las concentraciones máximas reportadas son 246.6 mg/kg BS de níquel en las raí-ces de la planta Cattail. Kadlec & Knight (1996).

La evaluación del potencial de acumulación de metales pesados en diferentes especies dio como resultado al Junco, como la macrófita que menos concentraba níquel. Sin embargo, a pesar de presentar las concentraciones más bajas, estas no son despre-ciables. Inicialmente, el Junco contenía en hojas y tallos 1.3 mg/kg BS de Ni, un mes después la concentración alcanzó 19 mg/kg BS de Ni. Para el se-gundo mes esta concentración aumentó llegando a 49 mg/kg BS de Ni. Y finalmente en el tercer mes concentró 97 mg/kg BS. El Barbasco del pantano, fue la macrófita que presentó la segunda concentración más alta en hojas y tallos. En su humedal natural el Barbasco contenía 1.9 mg/kg BS, para el pri-mer mes ya alcanzaba 56 mg/kg BS, el segundo mes aumentó a 96 mg/kg BS y en el tercer mes sus hojas y tallos contenían 252 mg/kg BS.

Por último, el Botoncillo naturalmente contenía 2.2 mg/kg BS, después del primer mes alcanzó 575 mg/kg BS, para el segundo mes contenía 854 mg/kg BS y en el tercer mes alcanzó 794 mg/kg BS. Los valores muestran una gran capacidad de está última macrófita para retener níquel comparativamente con los otros tipos de macrófitas, aún cuando los valores de concentración del metal del Junco y el Barbasco del pantano no dejan de ser significativos.

Una de las hipótesis que podría dar explicación a los resultados, es que las plantas que presentan una mayor acumulación de metales pesados son las especies que cuentan con una raíz más frondosa y profunda. Es así que el largo y el volumen de la raíz del Botoncillo son mayores que hojas y tallos, consecuentemente el Barbasco del pantano cuenta con una raíz bastante frondosa aunque no cuenta con gran profundidad y por último el Junco en estos cuatro meses no alcanzo una raíz muy profunda. Sin embargo una planta como el Junco que en el largo plazo alcanza unas raíces bastante extensas podría llegar a concentrar grandes cantidades de metales pesados. El tamaño de las raíces de las plantas en el corto plazo, puede estar asociado también a la di-námica de crecimiento y de requerimientos nutricionales de la planta con el tiempo.

El estudio de concentración de níquel en las raíces de las macrófitas Junco y Barbasco, presentó concentraciones similares en ambas macrófitas. El Junco en el inicio tenía una concentración de 6.7 mg/kg BS, el primer mes aumentó a 21 mg/kg BS, en el segundo mes a 116 mg/kg BS y el tercer mes a 352 mg/kg BS. El Barbasco en su estado natural contenía 1.6 mg/kg BS, un mes después aumentó a 116 mg/kg BS, en el segundo mes a 136 mg/kg BS y en el tercero a 433 mg/kg BS. Para estas dos macrófitas la concentración en raíces fue mucho mayor a la encontrada en hojas y tallos. Sin embargo, el Botoncillo presentó el caso contrario. La concentreción en hojas y tallos fue mucho mayor a la que alcanzó su raíz, sin dejar de ser, como lo muestra la Figura16, la macrófita que más níquel puede retener en su raíz frente a otras especies del estudio. En el día cero del estudio la concentración en la raíz del Botoncillo era 5.6 mg/kg BS, el primer mes era de 119 mg/kg BS, el segundo mes era de 666 mg/kg BS y para el tercer mes era de 1143 mg/kg BS.

Las plantas, que fueron sembradas y abonadas en un principio, crecieron robustamente. No obstante, después del segundo mes el Botoncillo, que fue la planta que más concentró níquel, mostró un posible estado de intoxicación, que se evidenció por su deteriorado aspecto. Las otras dos especies parecen solo retener una concentración no tóxica para ellas mismas, ya que ambas especies al contrario del Botoncillo presentaron hasta el último día del estudio un excelente estado.

Otra hipótesis de los resultados, podría estar asociada con la afinidad molecular de cada especie y dentro de cada especie la existencia afinidad preferencial por ciertas partes de la planta (raíz-hojas y tallos) con el Níquel que explicaría porque una es-pecie puede acumular más metal que otra, así como también explicaría la preferencia del metal por acumularse en la raíz de especies como el Junco y el Barbasco y acumularse en hojas y tallos de una es-pecie como Botoncillo.

4.10 Mosquitos

La ventaja de los humedales de flujo subsuperficial de reducir los vectores y el riesgo de salud pública asociada en parte por los mosquitos (EPA, 1988, 2000, 2005) no pudo ser corroborada por está investigación. Gracias a estructura con vidrio templado fue posible observar gran cantidad de mosquitos y otras especies acuáticas dentro del medio. Las larvas de mosquitos lograban desplazarse hasta 40 cm por debajo del nivel del agua el cuál se encontraba protegido por 5 ó 10 cm del medio poroso.

5 CONCLUSIONES

La determinación de los diferentes parámetros de calidad del agua en los efluentes de los humedales, permitió evidenciar una eficiencia mayor en humedal optimizado para cada una de las sustancias de interés. La evaluación de parámetros como la DQO y los SST manifestó ventajas comparativas para el humedal teóricamente optimizado, principalmente por un consumo mayor de la materia orgánica soluble y una menor saturación en el medio.

Las eficiencias obtenidas para nitrógeno, fósforo y fenol fueron mayores o por lo menos iguales a las encontradas en otras referencias internacionales (EPA 1993) y en investigaciones similares realizadas en la Universidad de los Andes en los últimos diez años. Sin embargo la tendencia durante los 120 días del estudio dejo ver que el acondicionamiento de los humedales en el tiempo, concede mejores eficiencias en ambos sistemas, lo que haría muy interesante un estudio posterior para evaluar la satu-ración del medio con cada uno de los contaminantes y determinar si las ventajas presentadas por el humedal optimizado en el corto plazo perduran con el tiempo.

La incorporación de montmorillonita en un canal de agua con concentración de 50 ppm de ni, mostró gran eficiencia en la retención de metales. De igual forma, las plantas evaluadas mostraron gran capacidad de absorción de metales pesados, con diferencias acentuadas para cada especie, exhibiendo dos diferentes comportamientos. Por un lado el Junco y el Barbasco concentraron la mayor parte del níquel en la raíz mientras que el Botoncillo contenía en la mayoría de los casos una mayor concentración en hojas tallos. Durante los tres meses del estudio el Botoncillo tanto en raíz como en hojas tallos concentró la mayor cantidad de níquel, con valores de 854 mg/kg BS en hojas y tallos, 1143 mg/kg BS en raíz, el Botoncillo llegó a concentrar niveles de níquel que inhibieron su crecimiento, mientras que en las otras dos macrófitas no se vio afectado su desarrollo.

6 RECOMENDACIONES

El corto plazo del estudio hace conveniente dar varias recomendaciones que podrían mejorar la de optimización del diseño clásico y corroborar a largo plazo muchas de las hipótesis propuestas en este artículo.

La hipótesis de una eficiencia del sistema optimizado tanto en DQO como en SST a causa de un mayor consumo de la DQO soluble, como resultado de las diversas reacciones (respiración, fermentación y metanogénesis) y microorganismos que generan las diferentes profundidades, debe ser corroborado en el largo plazo.

Es necesario conocer con más detalle los requerimientos de nutricionales de las especies utilizadas a través del tiempo. También realizar mediciones intermedias en la zona de tratamiento que puedan brindar información sobre los procesos de nitrificación – desnitrificación.

Evaluar el proceso de facultativo para potenciar la eficiencia de fósforo en el largo plazo sería más fácil, una vez el medió se encuentre saturado y la remoción de fósforo este restringida a la incorporación a la biomasa y las macrófitas.

La degradación de sustancias orgánicas tóxicas como fenol podría evaluarse con influentes mayores que permitan establecer la eficiencia optima del sis-tema para estos componentes.

Realizar otro tipo de ensayos con arcilla mont-morillonita que permitan establecer los efectos del pH dentro del humedal y las cantidades máximas de retención de metales bajo esas condiciones y entender mejor la dinámica de intercambio iónico permi-tiría incorporar el material frecuentemente en los humedales para el tratamiento de aguas industriales.

La investigación de macrófitas de diferentes especies, mostró el gran potencial de acumulación de estas plantas. Por lo tanto la utilización de macrófitas en el tratamiento de aguas residuales con contenido importante de metales pesados, debe ser manejada con responsabilidad, por un lado no deben estar expuestas a los animales que hacen parte de la cadena alimenticia de los seres humanos y por otro lado cuando se evalúe la disposición de macrófitas que hicieron parte del tratamiento de aguas residuales con contenido de metales pesados se deben realizar ensayos que muestren la acumulación total que alcanzaron las macrófitas de cada especie tanto raíz como en hojas y tallos.

Continuar con el estudió de acumulación de me-tales de las macrófitas en el largo plazo, podría rati-ficar la hipótesis del tamaño de las raíces ó dar lu-gar a nuevas proposiciones para explicar los resultados obtenidos.

7 GLOSARIO

• DBO: Demanda Biológica de oxígeno
• DQO: Demanda Química de oxígeno
• EPA: Environmental Protection Agency – FS: Flujo Superficial
• FSS: Flujo Subuperficial
• SST: Sólidos Suspendidos Totales
• NTK: Nitrógeno Total Kjeldahl

8 REFERENCIAS

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• University of Florida.2000. Wetland Systems for Water Pollution Control. International Water Association.
• Zarate, E.M. 2001. Modelación de la degradación de materia orgánica en humedales de flujo vertical. Tesis: Uniandes

Por: Angarita Vargas, Sandra Milena, Rodríguez Susa, Manuel Salvador
Universidad de Los Andes, Bogotá, Colombia
Fuente: http://dspace.uniandes.edu.co