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