DISEÑO Y DIAGNÓSTICO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES MEDIANTE HUMEDALES (WETLANDS)

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1 DISEÑO Y DIAGNÓSTICO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES MEDIANTE HUMEDALES (WETLANDS) Armando Rivas Hernández, Antonio Ramírez González, Juventino Balderas Castrejón y Juan Gabriel García Maldonado Instituto Mexicano de Tecnología del Agua Paseo Cuauhnahuac # 8532 Col. Progreso, Jiutepec, Morelos CP Tel-Fax: (73) arivas@tlaloc.imta.mx RESUMEN Los humedales son una tecnología reciente para el tratamiento de aguas residuales. En este estudio se pretende obtener experiencia del funcionamiento de estos sistemas y se tienen como objetivos el obtener las eficiencias de tratamiento, global y por proceso de dos sistemas, obtener las listas de especies vegetales, identificar los principales problemas de operación y mantenimiento y generar alternativas de solución de estos problemas. En estos dos sistemas se realizó la medición de parámetros de campo, la toma de muestras y los análisis microbiológicos y fisicoquímicos. Las eficiencias de remoción de contaminantes fueron en la mayoría de los casos más altas que las citadas en la bibliografía, por lo que se concluye que esta tecnología puede encontrar una amplia aplicación en México. Se colectaron e identificaron 17 especies vegetales, de las cuales Typha sp resultó ser la especie dominante. En las dos plantas de tratamiento los problemas de operación y mantenimiento más relevantes, para los cuales se propusieron alternativas de solución, fueron: falta de control en la distribución del gasto, el gasto de operación no corresponde al de diseño, se operó el sistema bajo un modelo diferente al de diseño y falta de poda y de disposición de la vegetación. INTRODUCCIÓN En los últimos 10 años el uso de los humedales han tomado importancia en Europa, África y Norteamérica. En Estados Unidos su número incrementó de 150 (Sherwood et al 1992) a más de 1800 en los últimos 7 años. En México actualmente se estima que operan 20, considerando los de propiedad privada y los operados por los municipios. Estos sistemas no requieren energía eléctrica ni equipos costosos para su funcionamiento cuando las condiciones topográficas lo permiten, demandan poca capacitación para sus operadores y por ser un sistema natural sus costos de tratamiento son más bajos que los de cualquier tecnología convencional. En los humedales la materia orgánica es transformada en gases, agua, biomasa bacteriana y vegetal. Los sólidos suspendidos son filtrados por las raíces y por el lecho

2 de grava y arena, con lo que se obtiene agua tratada apta para diferentes tipos de reúso. Se diseñan básicamente para el tratamiento de caudales pequeños (comunidades menores de 5,000 habitantes o gastos entre 3 y 6 lps por módulo) por lo que puede aprovecharse esta tecnología para el tratamiento de las aguas residuales generadas en áreas rurales. No es muy amplia la información que se tiene en el país de la evaluación y el funcionamiento de los humedales. En este trabajo se realiza la evaluación de dos de estos sistemas en el que se tienen como objetivos obtener sus eficiencias de remoción de contaminantes, obtener sus listas de especies vegetales, identificar los principales problemas de operación y mantenimiento y generar alternativas de solución. MÉTODO Selección de los sistemas de tratamiento. Se visitaron 11 sistemas de los cuales se seleccionaron dos tomando como base los siguientes criterios: ser de interés para el organismo operador, encontrarse en operación y en buen estado y que el agua residual fuera de tipo municipal o doméstica. Los sistemas seleccionados fueron el de Cementos Apasco, Planta Orizaba en Ixtaczoquitlán, Veracruz (aguas residuales de tipo doméstico) a la que en lo sucesivo se le llamará planta Orizaba, y el de San José de Quilehtla, Tlaxcala (aguas residuales de tipo municipal) que se nombrará como planta Quilehtla. Muestreo e identificación de especies. Las muestras se tomaron, preservaron y analizaron con base en las técnicas descritas en los métodos estandard (Cleseceri, et al.1998), se tomaron en las entradas y salidas de los procesos para evaluar sus eficiencias. Los parámetros de campo fueron: gasto, ph, conductividad, temperatura del agua y oxígeno disuelto. Los parámetros de laboratorio fueron los que se indican en la tabla 2. La frecuencia de muestreo fue de cada cuatro horas (seis muestras por día para formar la muestra compuesta) durante cinco días. Se colectaron e identificaron las especies vegetales de ambos sistemas y se determinó su densidad con la técnica de cuadrantes (Mueller-Dombois, 1974). RESULTADOS Con el objeto de facilitar la presentación, se incluyen los datos del proyecto, descripción del sistema, ubicación de los puntos de muestreo, análisis de resultados, listas de especies, análisis del diseño y problemas de operación y mantenimiento para cada uno de los dos sistemas evaluados.

3 Planta Orizaba Los datos de proyecto de la planta Orizaba son los siguientes: Población del proyecto 350 personas, aportación 100 l/hab/d, 81.4 l/hab/d, gasto promedio 28.5 m 3 /d, temperatura promedio del mes más frío 17 C, coliformes fecales 10E08 NMP/100 ml, DBO 5 (considerando 45 g/ hab d = 45/81.43 l/hab d) 550 mg/l. No se presentan condiciones para el efluente ni en DBO ni en CF. Descripción del sistema y ubicación de los puntos de muestreo. La planta de tratamiento está integrada por cuatro procesos: Fosa séptica y dos módulos, cada uno formado por una celda purificadora con plantas enraizadas y flujo libre de caudal, una laguna y una segunda celda purificadora con características idénticas a la anterior. El agua tratada (puntos 5 y 8) es descargada en un estanque con peces. En la figura 1 se ubican los puntos de muestreo (entradas y salidas de los procesos). 1 Influente (agua cruda), entrada a la fosa séptica 2 Entrada a la primer a celda purificadora de los dos módulos Módulo A 3 Salida de la primera celda purificadora y entrada a la laguna. 4 Salida de la laguna y entrada a la segunda celda purificadora. 5 Efluente del módulo A Módulo B 6 Salida de la primera celda purificadora y entrada a la laguna. 7 Salida de la laguna y entrada a la segunda celda purificadora. 8 Efluente del módulo B Figura 1 Ubicación de los puntos de muestreo. Planta Orizaba

4 Resultados de mediciones de campo. El caudal medido varió de 0.48 lps a 1.6 lps. El promedio del gasto del sistema fue de 1.25 lps, el cual es más de tres veces el gasto de diseño (0.33 lps), por lo que la planta se encontró operando por encima de su capacidad de tratamiento. Una razón del incremento del gasto durante el periodo de muestreo fue la presencia de lluvia. Al obtener un promedio por módulo se tiene que por el módulo A pasa un gasto de lps (56 m 3 /d) y por el B lps (52.7 m 3 /d), es decir, ligeramente mayor por el módulo A, debido a que el vertedor de distribución de gasto se encuentra ligeramente desnivelado. Los resultados de ph, oxígeno disuelto, temperatura y conductividad se presentan en la tabla 1. En la figura 2 se presentan las gráficas de ph y oxígeno disuelto. Tabla 1 Resultados de ph, oxígeno disuelto, temperatura y conductividad de la planta Orizaba. Punto de muestreo ph Oxígeno disuelto (mg/l) Temperatura ( C) Conductividad Eléctrica (ds/m) P P Módulo A P P P Módulo B P P P ph Puntos de muestreo 8 5 O.D. mg/l Puntos de muestreo 8 5 Módulo A Módulo B Módulo A Módulo B Figura 2 Resultados de ph y oxígeno disuelto de la planta Orizaba.

5 Los resultados mayores promedio de ph y oxígeno disuelto se encuentran en los puntos 4 y 7, los que equivalen a las salidas de las lagunas de los dos módulos. La razón de estos valores se debe a la producción de oxígeno por las algas existentes en las lagunas. Goldman et al (1974) cita que este efecto se debe a que la velocidad de asimilación de CO 2 como fuente de carbono por parte de las algas, para realizar la fotosíntesis, es mayor que la de su producción, dejando libres los iones oxhidrilos, los que al acumularse aumentan el ph. La concentración menor de oxígeno se encuentra en la entrada del sistema, mientras que en los efluentes finales la concentración es menor de tres mg/l. La temperatura promedio durante el muestreo fue de 24 C la cual es favorable para el tratamiento. Los resultados obtenidos de conductividad eléctrica para los efluentes son menores de 350 ds/m y por ser menor que 1200 ds/m el agua tratada no restringe su reúso por salinidad. Se aprecia que los valores del módulo B son más altos que los del A, lo que significa que en el módulo B se ha tenido una mayor acumulación de sales. Resultados de los parámetros de laboratorio y eficiencias de remoción. Los resultados de los parámetros de laboratorio se presentan en la tabla 2, en la tabla 3 sus eficiencias de remoción por sistema y en la tabla 4 el porcentaje de tratamiento por proceso. El análisis de algunos de los parámetros de estas tablas es el siguiente. La remoción de SST varía entre 12 y 15% (tabla 3) la cual es aparentemente baja ya que la remoción esperada varía entre 70 y 80% para este parámetro (Rivas 1997). La razón se debe a que se tienen problemas hidráulicos en la segunda celda, en la que por sus márgenes pasa una cantidad de algas proveniente de las lagunas, siendo descargadas en el efluente final incrementando el valor esperado de SST. La remoción de coliformes fecales esperada es del orden de 99.99%, la obtenida varió de a % (tabla 3), lo que indica que la eliminación de patógenos fue bastante buena, lo cual puede deberse a los valores de ph mayores que 9 medidos en las lagunas. La eficiencia de tratamiento esperada para la eliminación de nitrógeno amoniacal es de 45 a 65%, la obtenida fue prácticamente del 90% (tabla 3) el cual es también un valor alto. Una razón probable es que además de las hidrófitas, las algas participan en la remoción de este compuesto, lo que pudo contribuir en el resultado obtenido. El mismo caso se presenta para la degradación del nitrógeno total, ya que se contemplaba una remoción entre el 65 y 70%, y el valor obtenido fue del 85%. El fósforo removido varió de 60 a 66%, el valor esperado es de 60 a 80% (tabla 3) por lo cual la eficiencia obtenida se encuentra dentro del rango teórico. Dos de los parámetros estudiados presentaron una eficiencia negativa, los cloruros y el potasio, lo cual puede deberse a la acumulación de estos compuestos en las unidades de tratamiento durante los años de su operación. En la tabla 2 el valor de cloruros es de mg/l en el agua cruda (punto 1), de mg/l en el punto 5 y mg/l en el

6 punto 8, que son los puntos de salida del sistema. El resultado es que se tiene un incremento de la concentración de cloruros del 4.73% y 7.22% respectivamente. El potasio incrementa en un 3.4%. El porcentaje de remoción de DBO total es prácticamente del 90% (tabla 3) el cual es bastante bueno considerando que se esperaría remover entre un 70 y un 80% de materia orgánica. La dilución que la lluvia provocó es un aspecto que pudo haber influido en este valor alto de remoción. Análisis de la DBO por proceso. Al hacer un análisis del comportamiento de la DBO en cada uno de los procesos de tratamiento se tiene que se obtuvo una remoción del 32.7% entre los puntos 1 y 2 (tabla 4). No obstante, es conveniente señalar que la concentración de DBO del agua residual típica es de 250 mg/l, y el valor obtenido fue de 45.4 mg/l (tabla 2, punto 1), es decir, un agua bastante diluida. Entre los puntos dos y tres, que corresponden a la primera celda con plantas, se mejora la calidad del agua en un 81.8% (tabla 4). Este es el proceso en el que se realiza la mayor remoción de contaminantes. Posteriormente entre los puntos tres y cuatro, es decir en la laguna, se disminuye a la materia orgánica en un 7%. En la segunda celda de plantas (puntos 4 y 5) la remoción es de tan sólo 0.77%, una remoción muy baja comparada con la de la primera celda. Hasta aquí se analizó el módulo A. Para el módulo B se tiene que entre los puntos 2 y 6, que corresponden a la primer celda con hidrófitas se remueve el 85.4% de DBO, valor similar al de la primer celda del módulo A. Entre los puntos 6 y 7 se presenta un valor negativo de remoción (-17.75%), sin embargo, si se consideran los valores de la DBO de estos dos puntos 4.46 mg/l y 5.25 mg/l (tabla 2) la diferencia es poco significativa para fines prácticos. De igual modo, hay una pequeña variación de DBO entre los puntos 7 y 8 con una muy leve remoción de 4%. Del análisis anterior se puede deducir que la mayor parte del tratamiento se realiza hasta la primera celda purificadora, y que las unidades posteriores contribuyen con muy poco en la mejoría de calidad del agua en cuanto a la remoción de la DBO.

7 Tabla 2 Promedios de los parámetros de laboratorio. Planta Orizaba. PARÁMETROS (mg/l, excepto si se indica otra unidad) PUNTOS DE MUESTREO P1 P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8 Sólidos Totales Sólidos Suspendidos Totales Sólidos Suspendidos Volátiles Sólidos Suspendidos Fijos Sólidos Disueltos Totales Demanda Bioquímica de Oxígeno t Demanda Bioquímica de Oxígeno s Demanda Química de Oxígeno t Demanda Química de Oxígeno s Nitrógeno Amon. N-NH 3, KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Fosfatos Totales P-PO Ortofosfatos O-PO Detergentes SAAM Cloruros Cl Nitratos N-NO Nitritos N-NO Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites * * * 24.9 * * Coliformes fecales, NMP/100 ml 223E07 630E07 134E03 284E02 111E03 230E04 665E03 622E02 Coliformes totales, NMP/100 ml 166E11 282E10 516E03 800E04 894E04 224E03 243E04 243E03

8 Tabla 3 Eficiencia global de remoción de contaminantes. Planta Orizaba. PORCENTAJES DE REMOCIÓN PARÁMETROS MÓDULO A MÓDULO B (mg/l, excepto si se indica otra unidad) Punto 5 Punto 8 Sólidos Totales Sólidos SuspendidosTotales Sólidos Suspendidos Volátiles Sólidos Suspendidos. Fijos Sólidos Disueltos Volátiles Demanda Bioquímica de Oxígeno t Demanda Bioquímica de Oxígeno s Demanda Química de Oxígeno t Demanda Química de Oxígeno s Nitrógeno Amoniacal N-NH 3, KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Fosfatos Totales P-PO Ortofosfatos O-PO Detergentes SAAM Cloruros Cl Nitratos N-NO Nitritos N-NO Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites Coliformes fecales, NMP/100 ml Coliformes totales, NMP/100 ml

9 Tabla 4 Eficiencia de remoción de contaminantes por proceso. Planta Orizaba. PARÁMETRO % DE REMOCIÓN POR PROCESO P2 P3 P4 P5* P6 P7 P8** Sólidos Totales Sólidos Suspendidos Totales Sólidos Suspendidos Volátiles Sólidos Suspendidos Fijos Sólidos Disueltos Volátiles Demanda Bioquímica de Oxígeno t Demanda Bioquímica de Oxígeno s Demanda Química de Oxígeno t Demanda Química de Oxígeno s Nitrógeno Amoniacal N-H3,KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Fosfatos Totales P-PO Ortofosfatos O-PO Detergentes SAAM Cloruros Cl Nitratos N-NO Nitritos N-NO Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites Coliformes fecales Coliformes totales Se analizó la concentración de clorofila "a", en los puntos 4 y 7 (salida de las lagunas). La concentración de clorofila a de una laguna facultativa, que es similar a la laguna existente en el tren de tratamiento, debe variar entre 500 y 2000 µg/l. Los valores obtenidos variaron entre 90 y 180 µg/l los que se encuentran por debajo del mínimo de 500 µg/l para este tipo de laguna, lo que se debió a que la carga orgánica que recibe es muy baja, es decir, ante lo limitado de los nutrientes se desarrolla poca población algal y consecuentemente el color es de un verde tenue. Lo anterior afecta la remoción de patógenos, ya que si se desarrollara una mayor población de algas incrementaría el ph y con ello la mortandad de bacterias patógenas. Lista de especies. En la tabla 5 se presentan las especies vegetales identificadas en el lecho de plantas acuáticas de Orizaba.

10 Tabla 5 Lista de especies. Planta Orizaba NOMBRE COMÚN NOMBRE CIENTÍFICO PLANTAS EMERGENTES Tule Typha dominguensis Pers Tule Thypa latifolia L. Tulillo Scirpus validus Carrizo Phragmites spp (existen varías especies) Junco Juncus eleocharis Alcatraz Zantedeschia aethiopica Gingibre Hedychium coronarium PLANTAS FLOTANTES Lentejuelas, lentejilla de agua, chilicastle Lentejilla de agua Lirio acuático Ninfa Lemna spp. Wolffia spp. Eichhornia crassipes Nymphaea spp, Durante el tiempo de muestreo la distribución de las especies se encontró del siguiente modo: hacia el cabezal de los lechos de plantas acuáticas se desarrolla el alcatraz ( Zantedeschia aethiopica), sin embargo es el tule (Thypa Latifolia L.) la especie que presenta mayor dominancia (aproximadamente un 98 % del área). Las demás especies representan un valor cuantitativo poco significante para el tratamiento, incluyendo las especies flotantes que sólo se encuentran en pequeños manchones sobre las lagunas. Evaluación del diseño teórico En función de que no se obtuvo la memoria de cálculo de la planta de tratamiento de Orizaba se calculó el área con la ecuación de Kadlek (1996) para un sistema de flujo superficial. Las áreas obtenidas para evaluar el sistema son las siguientes: Con base en los resultados de laboratorio se tiene que el área actual del sistema (0.164 ha) es mucho mayor que el área calculada con los resultados de laboratorio (0.07 ha). De hecho, de acuerdo con las ecuaciones de diseño de lagunas facultativas, el tratamiento podría realizarse con solamente este proceso, lo que significa que el sistema se encuentra sobredimensionado. Problemas de operación El sistema se estaba operando de un modo diferente con respecto al criterio con el que fue diseñado. El promedio del gasto medido fue de 1.25 lps, el cual es más de tres veces el gasto de diseño. Se está realizando una distribución incorrecta del gasto hacia los módulos por dos razones: 1) El vertedor que distribuye el caudal se encuentra desnivelado. 2) El tubo de

11 llegada del agua está ubicado marcadamente hacia la caja del módulo B provocando el paso de una mayor caudal. El sistema no incluye pretratamiento. No se cuenta con una unidad de medición de caudal. Problemas de mantenimiento Falta de extracción de las natas flotantes generadas en la fosa séptica las que pudieran producir malos olores. Falta de limpieza del tubo de distribución en los cabezales. Falta de poda y disposición del material podado. Planta Quilehtla Los datos de proyecto de la planta Quilehtla son los siguientes: población del proyecto 5,0000 personas, aportación 104 l/hb, gasto diario 320 m 3 /d, temperatura promedio del mes más frío 13 C, coliformes fecales 10E10 NMP/100 ml, contribución de DBO 5 * (considerando 45 g/ hab d = 45/104 l/hab d) 433 mg/l. No se presentan condiciones para el efluente ni en DBO ni en CF. Descripción del sistema y ubicación de los puntos de muestreo. El agua cruda pasa por un pretratamiento compuesto por rejillas (de limpieza manual), pasa a una estructura que funciona como desarenador, de aquí al cárcamo de bombeo el cual envía el agua hasta una unidad con rejillas, las que funcionan como pretratamiento hacia el biodigestor (figura 3). Del biodigestor se generan dos líneas de tratamiento: 1) El sobrenadante es distribuido en partes más o menos iguales a las tres celdas ubicadas en paralelo, las que tienen como especie dominante al tule (Thypa sp). El modelo hidráulico de estas celdas es de flujo subsuperficial con su variante de flujo horizontal. Finalmente los efluentes de las tres celdas se unen en una sola caja colectora para pasar por un filtro de arena, el que está ubicado dentro de un estanque que contiene lirio acuático para complementar el tratamiento. El efluente final es descargado al un arroyo. 2) Los lodos pasan por dos celdas tratadoras de lodos instaladas en paralelo. Estas celdas fueron diseñadas para funcionar con flujo subsuperficial tipo vertical. Por último, el efluente es descargado al arroyo. En la figura 3 se muestra la ubicación de los puntos de muestreo.

12 1 Influente. 2 Agua proveniente de pretratamiento por rejillas, desarenador, y bombeo. 3 Agua proveniente del biodigestor. 4 Celda purificadora 1. 5 Celda purificadora 2. 6 Celda purificadora 3. 7 Efluente de las celdas 1,2 y 3. 8 Lodos del biodigestor. Celdas de lodos. 9 Efluente de las celdas de lodos. Figura 3 Tren de tratamiento y ubicación de los puntos de muestreo. Planta de Quilehtla, Tlax. Resultados de mediciones de campo. El gasto promedio medido fue de 2.26 lps. Los gastos más pequeños se presentaron principalmente por taponamiento de la bomba con basuras. El gasto medio de diseño es de 3.7 lps y un máximo de 5.8 lps, por lo que el sistema operó durante el muestreo con gasto menor. En la tabla 6 se presentan los resultados de ph, oxígeno disuelto, temperatura y conductividad de la planta Quilehtla, en la figura 4 las gráficas de ph y oxígeno disuelto.

13 Tabla 6 Resultados de ph, oxígeno disuelto, temperatura y conductividad de la planta Quilehtla. Punto de muestreo ph Oxígeno disuelto (mg/l) Temperatura ( C) Conductividad Eléctrica (ds/m) P P P P P P P P P ph Puntos de muestreo Celda I Celda II Celda III C. lodos 7 9 O.D. mg/l Puntos de muestreo Celda I Celda II 9 7 Celda III C. lodos Figura 4 Resultados de ph y oxígeno disuelto de la planta Quilehtla. De manera general el ph se encuentra en valor cercano al neutro. Los valores más bajos se presentan en la salida del biodigestor, prácticamente un logaritmo menor, lo cual es normal por la formación de ácidos grasos que ahí se generan (punto de muestreo 3 de la figura 4). En los puntos 5 y La temperatura promedio medida fue de 17 C. La conductividad eléctrica esperada en las celdas de tratamiento es de aproximadamente 400 ds/m. La obtenida es mayor desde el agua cruda con un valor promedio mínimo de 692 ds/m. El valor de este parámetro es alto desde el agua cruda y aumenta en los efluentes del sistema. La razón del incremento está relacionada con la acumulación de sales que durante la operación se va obteniendo. Desde el punto de vista de su reúso el agua tratada puede aprovecharse en riego agrícola por ser menor de 1200 ds/m, es decir, no restringe su uso por salinidad, sin

14 embargo, la presencia de sales puede afectar el desarrollo de las plantas ya que puede acumularse en la zona de las raíces, las plantas gastan más energía en tratar de resolver el problema de ajuste osmótico en sus tejidos para obtener el agua que requiere y consecuentemente queda menos energía disponible para su desarrollo (Metcalf & Eddy, 1979). La concentración de oxígeno más baja se encuentra en el punto dos (0.942 mg/l)). En los efluentes (puntos 7 y 9) se obtuvo una concentración similar a la existente en el agua cruda. Tabla 6 Resultados de los parámetros de laboratorio y eficiencias de remoción. En la tabla 7 se presentan los resultados promedio obtenidos de los diferentes contaminantes en la Planta Orizaba, en la tabla 8 sus eficiencias de remoción por sistema y en la tabla 9 el porcentaje de tratamiento por proceso. El valor de DBO total obtenido fue de 423 mg/l (tabla 7). La eficiencia de remoción de la DBO fue de % para las celdas purificadoras (punto 7) y de % para las celdas de lodos (tabla 8). Wood (1995) refiere un valor esperado de remoción de materia orgánica del 70 %, Rivas (1997) menciona una remoción entre 70 y 80 %, la remoción obtenida fue mayor a los valores esperados. Crites (1994), cita que la carga de DBO debe ser menor que 0.2 kg/ha.d, el valor obtenido fue de 0.1 kg/m 2.d, el cual por ser menor que el recomendado no colmatará el sistema en un futuro próximo. De igual modo, el mismo autor refiere que la carga de sólidos suspendidos no debiera exceder de 0.08 Kg/m 2.d para evitar taponamientos. La carga obtenida fue de kg/m 2.d. Con respecto a este parámetro el riesgo de taponamientos es bastante alto, sin embargo no se observaron problemas de colmatación durante la toma de muestras. Los sólidos totales obtenidos, de 1131 mg/l en el agua cruda (punto 1) son mayores que la concentración típica del agua residual, que varía entre 700 y 800 mg/l. La eficiencia de remoción de sólidos suspendidos, la cual varió entre 84 y 87 % (tabla8), fue mayor a la esperada ( 70 % de acuerdo con Wood, 1995). La DQO total obtenida es casi tres veces mayor que el de la DBO, lo que indica que el agua residual tiene un componente bastante grande de compuestos no orgánicos, los que son generados en alguna industria, de echo el agua residual incluye componentes de granjas porcícolas y de industria textil. La eficiencia de remoción de DQO esperada varía entre 70 y 80 % (Rivas, 1997), la obtenida varió entre 86 y 92 %, por lo cual el sistema está removiendo de manera eficiente este contaminante. La remoción de nitrógeno amoniacal en las celdas purificadoras fue de 29.35% la cual es considerablemente menor a la esperada que varía entre 45 y 65%. Es probable que se tenga un déficit de tiempo de retención y de oxigenación para realizar la nitrificación en estas celdas, sin embargo la remoción de las celdas de lodos es del 85 %, la cual es bastante buena, aunque si se desea remover un porcentaje mayor de este contaminante se tendría que construir una celda adicional para

15 incrementar el tiempo de retención, o bien, construir un sistema de flujo superficial para pulir el agua tratada. El nitrógeno total obtenido para los efluentes finales (puntos 7 y 8) fue de y mg/l, respectivamente, los cuales de acuerdo con la NOM-001 ECOL-96, cumplen con los límites máximos establecidos para los usos en riego agrícola y urbano, los cuales son de 40 mg/l como promedio mensual y 60 mg/l como promedio diario. Algunas de las eficiencias son negativas, lo cual puede tener diferentes razones: En el caso de los cloruros se tiene una eficiencia positiva, aunque pequeña (5.84) en las celdas purificadoras, sin embargo en las celdas de lodos la eficiencia es negativa (-21.8 %), lo que puede deberse a su acumulación en las celdas de lodos. El mismo caso se presenta para el fósforo total en donde las eficiencias fueron negativas (tabla 8), con valores de - 57 % y - 66%, lo que indica que este nutriente se ha estado acumulando en el sistema. Con respecto a nitritos y nitratos la eficiencia es aparentemente negativa, ya que el incremento de estos compuestos es el resultado normal de la nitrificacióndenitrificación. La remoción de coliformes fecales es del % en las celdas purificadoras y % en las celdas de lodos(tabla 8). La remoción esperada es del 99.9 %, la que prácticamente se obtuvo en las celdas purificadoras, no así en las celdas de lodos en donde la eficiencia obtenida fue ligeramente menor. De acuerdo con las normas actualmente vigentes el agua tratada en el sistema de Quilehtla, por no tener una cantidad menor de 1000 NMP /100 ml, no es apta para los siguientes usos: NOM -003, ECOL 1997, para reúso urbano y NOM -001, ECOL 1996, para reúso agrícola, acuícola, servicios, descarga a aguas y bienes nacionales o a suelos. En la tabla 8 se observa que los coliformes fecales en ninguno de los casos el valor es menor de 1000 para los efluentes del sistema.

16 Tabla 7 Promedios de los parámetros de laboratorio. Planta de Quilehtla PARÁMETROS PUNTOS DE MUESTREOS P1 P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8 P9 Demanda Bioquímica de Oxígeno t * Demanda Bioquímica de Oxígeno s * Demanda Química de Oxígeno t * Demanda Química de Oxígeno s * Sólidos Totales Sólidos Susp. Totales Sólidos Susp. Volátiles Sólidos Susp. Fijos Sólidos Disueltos totales Nitrógeno Amoniacal -NH 3, KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Nitratos N-NO * Nitritos N-NO Fosfatos Totales P-PO * Ortofosfatos O-PO * Detergentes SAAM Cloruros Cl Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos * Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites Coliformes fecales 225E08 * 177E07 208E07 295E05 266E04 181E04 208E7 341E5 Coliformes totales 662E09 * 517E08 209E05 460E05 246E06 626E03 223E08 555E05 NOTA. Los promedios son de los cinco días del muestreo * Punto no muestreado

17 Tabla 8 Eficiencia global de remoción de contaminantes. Planta Quilehtla PARÁMETROS PORCENTAJES DE REMOCIÓN CELDAS P7 CELDAS DE LODOS P9 Sólidos Totales Sólidos Susp. Totales Sólidos Susp. Volátiles Sólidos Susp. Fijos Sólidos Disueltos Volátiles Demanda Bioquímica de Oxígeno t Demanda Bioquímica de Oxígeno s Demanda Química de Oxígeno t Demanda Química de Oxígeno s Nitrógeno Amoniacal N-NH 3, KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Fosfatos Totales P-PO Ortofosfatos O-PO Detergentes SAAM Cloruros Cl Nitratos N-NO Nitritos N-NO Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites Coliformes fecales Coliformes totales

18 Tabla 9 Eficiencia de remoción de contaminantes por proceso. Planta Quilehtla PARÁMETRO % DE REMOCIÓN POR PROCESO P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8 P9 Sólidos Totales Sólidos Susp. Totales Sólidos Susp. Volátiles Sólidos Susp. Fijos Sólidos Disueltos Volátiles Demanda Bioquímica de Oxígeno t Demanda Bioquímica de Oxígeno s Demanda Química de Oxígeno t Demanda Química de Oxígeno s Nitrógeno Amoniacal N-H 3, KJELDHAL Nitrógeno Orgánico, k Nitrógeno Total, k Fosfatos Totales P-PO Ortofosfatos O-PO Detergentes SAAM Cloruros Cl Nitratos N-NO Nitritos N-NO Alcalinidad Total CaCO Bicarbonatos Dureza Ca, CaCo Dureza Mg, CaCo Dureza Total, CaCO Sulfatos Potasio Grasas y aceites Coliformes fecales * Coliformes totales * Punto no muestreado Se realizó el análisis de los huevos de helmintos, de tal manera que en los procesos comprendidos por las celdas purificadoras el porcentaje de remoción fue del 100 %, no así en el efluente de las celdas de lodos en donde se removió el 91.2 %. Lista de especies. En la tabla 10 se presentan las 14 especies vegetales identificadas en el lecho de plantas acuáticas de Quilehtla. La especie dominante es Typha sp en las celdas purificadoras y Arundo donax en las celdas de lodos.

19 Tabla 10 Lista de especies. Planta Quilehtla NO FAMILIA GENERO Y ESPECIE 1 Araceae Zantedeshia aethiopica (l.,spreng) 2 Alismaceae Sagittaria Sagittifolia L. 3 Umbelliferae Hydrocotyle Umbellata 4 Cannaceae Canna L. 5 Amaryllidaceae Hymenocallis Sp. 6 Araceae Philodendron Sp. 7 Cyperaceae Scirpus Californicus (Mey, Stead) 8 Phytolaccaceae Phytolacca Icosandra L. 9 Typhaceae Thypa Latifolia L. 10 Typhaceae Typha Dominguensis Pers 11 Cyperaceae Cyperus Senmiochraceus BuecK 12 Cyperaceae Cyperus Odoratus L. 13 Gramineae Bromus Carrnatus Hoock 14 Gramineae Arundo Dorax L. Evaluación del diseño teórico El área real del sistema es de 0.75 h, el área calculada con datos obtenidos en campo es de 0.3 ha y el área calculada con datos del proyecto es de 0.40 ha. De acuerdo con lo anterior se tiene que el área real es mayor que las calculadas con los datos del proyecto y con los resultados obtenidos en campo, es decir, fue sobredimensionada poco menos que el doble, por lo cual funcionará de manera eficiente durante los próximos años, aún cuando incremente la generación de agua residual. Para el cálculo del área con los datos de campo se realizó con la ecuación de Kadleck (1996). Problemas del diseño físico No se cuenta con unidades de medición de caudal entre los procesos. Se cuenta con un medidor digital en el cárcamo de bombeo. Imposibilidad de tomar muestras en las salidas de las celdas de lodos. El agua proveniente de las celas de lodos llegan mezcladas a una sola caja receptora, por lo que no pueden analizarse por separado Deficiente distribución del gasto dentro de las celas. Los tubos recolectores del agua en la caja de distribución se encuentran desnivelados, enviando más agua a una celdas que a otras. El desarenador no se diseño como tal, aunque contribuye para la remoción de sólidos pesados. por lo que una cantidad de arenas y otros sólidos pesados llegan al cárcamo de bombeo donde generan problemas de obstrucción de las bombas

20 Problemas de la operación y mantenimiento. El caudal observado no siempre coincidió con el indicado en el medidor de gasto. Poda ineficiente de la vegetación. La vegetación al descomponerse reincorpora los nutrientes a la celda, incrementando la carga orgánica, disminuyendo la eficiencia de remoción de contaminantes. Áreas sin vegetación dentro de una de las celdas. Las plantas transfieren el oxígeno a los microorganismos existentes en las superficies del lecho. Sin plantas no se transfiere el oxígeno y disminuye la eficiencia de remoción de contaminantes. CONCLUSIONES Las eficiencias de remoción de contaminantes (DBO, DQO, patógenos, etc.) de los dos sistemas estudiados fueron en su mayoría más altos que los referidos en la literatura, por las mejores condiciones ambientales que se tienen en el país, por lo que se puede concluir que el uso de los humedales en México representan una importante alternativa para el tratamiento de las aguas residuales. Las especies dominantes en ambos sistemas fueron el tule (Typha sp) y Arundo donax (similar al carrizo). Sin embargo se pueden investigar y utilizar otras especies vegetales, dependiendo de sus tasas de transferencia de oxígeno. Ambos sistemas presentaron problemas en el diseño físico. En Quilehtla el desarenador fue mal diseñado y es necesario recircular el agua tratada en las celdas de lodos mediante un equipo de bombeo. En Orizaba no existe pretratamiento y la planta fue sobredimensionada. En ambas plantas no se cuenta con estructuras de derivación (bypass) ni con unidades de medición de gasto. La instalación de estos procesos pueden facilitar la operación e incrementar las eficiencias de tratamiento. Los problemas de operación y mantenimiento más relevantes de los dos sistemas fueron inexistencia o deficiencias en la poda y disposición de la vegetación, así como fallas en la distribución del gasto. Una poda y disposición de la vegetación, con una programación de 4 a 6 veces por año así como una eficiente distribución del caudal permitirán mejorar la calidad del agua tratada. La carga orgánica que reciben ambas plantas se encuentran por debajo de la carga orgánica recomendada para estos sistemas, lo que beneficia sus eficiencias de tratamiento. Los humedales requieren de 5 a 8 días de tiempo de retención para realizar la remoción de contaminantes. Validez de resultados. Los resultados obtenidos son válidos para las condiciones de operación encontradas durante las mediciones y tomas de muestras de campo. La

21 variación de caudal, modo de operación del sistema, concentración de contaminantes y estación del año pueden variar los resultados obtenidos. AGRADECIMIENTOS Se agradece a la Dra. Gabriela Mantilla Morales, al Ing. Fernando Pozo Román y a la Q.F.B. Maricarmen Espinoza Bourdet por su apoyo para la realización de los muestreos. Al Dr. Firdahus Jhabvala, Director del Centro de Estudios de Investigación del Sureste A. C., por su autorización y apoyo para realizar la toma de muestras en la planta de Quilehtla. Al Ing. Flavio Oriza, Coordinador del Medio Ambiente de Cementos Apasco, por su apoyo en la toma de muestras de la Planta Orizaba y al Ing. Claudio Sánchez Jiménez y sus alumnos del Instituto Tecnológico de Orizaba por su apoyo en el muestreo de esta planta. REFERENCIAS Clesceri L. S., Greenberg A. E. and Eston A. D. (1998). Standard Methods for the examination of water and wastewater. 20 th Edition. WEF, AWWA and APHA. Crites, Ronald W. (1994). Design Criteria and Practice for Constructed Wetlands. Water Science and Technology. Vol. 29, No. 4, pp Goldman J. C., Oseald W. J. and Jenkins. (1974). The kinetics of inorganic carbon limited algal growth. WPCF. Vol. 46, N 3 March. P 559. Kadlec, R. H., & Knight, R. L. (1996). Treatment Wetlands. Lewis Publishers. Boca Ratón. 896 pp. Metcalf & Eddy (1979). Wastewater engineering. Treatment, disposal, and reuse. Mc Graw. Hill, Inc. Third Edit. Mueller-Dombois & Ellemberg H. )1974) Aims and methods of vegetation ecology. John Wiley & Sons. 546pp. Rivas H. A. (1997). Lechos de plantas acuáticas (LPA) para el tratamiento de aguas residuales. Ingeniería Hidráulica en México. Vol. XII N 3, II Época. Septiembre - diciembre. Sherwood C. Reed and Donald S. Brown (1992). Constructed wetland design. The first generation. Water Environment Research, Vol. 64. N 6. Pp Wood, Andrew. (1995). Constructed Wetlands in Water Pollution Control: Fundamentals to their Undersatnding. Wat. Sci. Tech. Vol. 32. No. 3. Pp