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Las medidas que se aplican para disminuir la contaminación industrial adoptadas tradicionalmente, consisten en una serie de procesos químicos y físicos que logran disminuir las concentraciones de contaminantes que se verterán al ambiente. Para el tratamiento de efluentes líquidos industriales, las tecnologías de tratamiento que están actualmente en uso son costosas, relativamente ineficientes y en la mayoría de los casos generan una gran cantidad de desechos de difícil disposición. En los últimos años se han propuesto técnicas de bioremediación usando bacterias (Ohtake et al., 1990; Coleman y Paran, 1991), suelos (Losi et al., 1994), algas (Brady et al., 1994) y plantas (Jenssen et al., 1993; Vymazal et al., 1998; Kadlec et al., 2000; Maine et al., 2006). Los tratamientos basados en humedales o wetlands construidos se presentan como una opción altamente competitiva entre los métodos de tratamiento existentes. La empresa metalúrgica Bahco Argentina (actualmente Snap-on Tools), trata sus efluentes utilizando un wetland construido (WC) de flujo superficial, que se encuentra en operación desde 2003 de manera ininterrumpida. El efluente industrial contiene Cr, Fe, Ni y Zn, además presenta alta conductividad y alto pH. El efluente cloacal se trata en forma conjunta con el industrial, previo tratamiento primario de ambos. Inicialmente Eichhornia crassipes (camalote) fue la especie dominante, pero luego prevaleció Typha domingensis (totora). Durante esta etapa se reportó una eficiente retención de metales y nutrientes (Maine et al., 2007). A partir del 2006, T. domingensis se convirtió en la única especie del sistema, manteniendo prácticamente constante su porcentaje de cobertura, por lo que se consideró que el wetland se estabilizó como sistema. El presente trabajo evalúa la eficiencia del wetland en la retención de contaminantes y nutrientes luego de alcanzar su madurez como sistema, y la compara con la de la etapa inicial. MÉTODOS Sitio de Estudio: El WC es de tipo de flujo superficial, tiene 50 m de largo por 40 m de ancho y 0,3-0,6 m de profundidad. Se construyó un tabique central, paralelo al sentido de circulación del efluente, el cual divide al humedal en dos secciones de igual superficie y que obliga al efluente a recorrer el doble de distancia, obteniéndose una adecuada relación largo/ancho de 5:1. Se tratan 100 m3/día y el tiempo de residencia hidráulica varía entre 7 y 12 días. El humedal se impermeabilizó con bentonita, para lograr una conductividad hidráulica de 10-7 m/s (5 capas de bentonita compactadas, profundidad total aproximada: 60 cm). Sobre la misma se colocó 1 m de suelo excavado. Se transplantaron varias especies comunes de la zona, siendo Eichhornia crassipes (Mart.) Solms. (Pontederiaceae), Typha domingensis Pers. (Typhaceae) y Pontederia cordata L. (Pontederiaceae) las de mayor cobertura. La idea de tratar el efluente cloacal en forma conjunta con el industrial surgió del supuesto de que las altas concentraciones de nutrientes favorecerían el desarrollo de las macrófitas e incrementarían los límites de tolerancia a los metales (Manios et al., 2003). El efluente, después de atravesar el humedal, es conducido por un canal hacia una laguna de 1,5 ha localizada en el mismo predio. Diseño Experimental: Se muestreó el efluente y el sedimento a la entrada y a la salida del wetland mensualmente y se muestrearon las macrófitas. En agua se determinó pH, conductividad, OD, DBO, DQO, fósforo total (PT), fósforo reactivo soluble (PRS), NO3-, NO2-, NH4+, Ca2+, Cl-, SO42-, alcalinidad, Cr, Ni, Fe y Zn. Las determinaciones analíticas se realizaron de acuerdo a Standard Methods (APHA, 1998). La conductividad del agua se midió con conductímetro YSI modelo 33 y el pH con un pHmetro Orion. OD se midió utilizando un oxímetro Hanna HI 91-46. PRS y NO2- se determinaron mediante técnicas colorimétricas, utilizando un Espectrofotómetro UV-VIS Perkin Elmer Lambda 20. NO3- y NH4+ en agua se determinaron por potenciometría utilizando un electrodo Orion Ion plus 93-07 y Orion 9512 BN, respectivamente. La determinación de DQO se realizó por el Método de Reflujo Abierto y la DBO5 por el test de 5 días. La determinación de alcalinidad, Ca2+ y Cl- se realizó por titulometría y la de SO42- por turbidimetría. Las determinaciones de Fe, Cr, Ni y Zn en agua se realizaron por espectrofotometría Secuencial de Emisión Atómica con fuente de Plasma. En sedimentos y macrófitas (hojas y raíces) se determinaron las concentraciones de P, Ni, Cr y Zn. Las determinaciones se realizaron por espectrofotometría Secuencial de Emisión Atómica con fuente de Plasma, previa digestión con mezcla ácida de HCl:HNO3:HClO4 (5:3:2). En las mismas digestiones se determinó el fósforo total mediante la técnica colorimétrica de Murphy y Riley (1962). Se utilizó el test de a pares para comprobar si existía diferencia estadística entre las concentraciones de la entrada y la salida del wetland (p<0,05). RESULTados y discusion La Fig. 1 muestra la cobertura de las macrófitas en el wetland desde que comenzó a funcionar. Como se observa, E. crassipes se desarrolló rápidamente y fue la dominante, llegando a cubrir alrededor del 80 % de la superficie del agua desde marzo de 2003 hasta febrero de 2004, cuando comenzó a decaer. En octubre de 2005, el wetland se vació para su mantenimiento; se disminuyó el nivel de agua del wetland y se agregaron taludes de sedimento perpendiculares al sentido de circulación de corriente para favorecer el desarrollo de la especie enraizada T. domingensis. Desde entonces, la misma aumentó su cobertura, convirtiéndose en la dominante. A partir de abril de 2006, T. domingensis estabilizó su cobertura, por lo que podemos considerar que el wetland llegó a su estabilidad o madurez como sistema (Fig. 1). En junio de 2007, se realizaron tareas de mantenimiento de poda y limpieza del wetland. Debido a las condiciones climáticas (bajas temperaturas y heladas) que se produjeron en julio y agosto, las plantas tardaron en recuperarse. Las partes aéreas de T. domingensis son podadas anualmente para favorecer su crecimiento. La eficiencia de remoción de metales y nutrientes desde abril de 2006 a diciembre de 2008 se muestran en la Tabla 1, donde se compara con las eficiencias obtenidas con la primera etapa de operación del wetland. La concentración de OD fue baja en la entrada y menor aún en la salida del wetland. El pH disminuyó a la salida. Probablemente, la mineralización de la materia orgánica es la causa de la depleción de oxígeno y la disminución de pH observada. La DQO y DBO disminuyeron satisfactoriamente a la salida. La disminución de la concentración de Ca2+ y de la alcalinidad sugiere la precipitación de carbonato de calcio en la zona de entrada, lo cual a su vez favorece la retención de P y metales. La remoción de NO3- y NO2- es probablemente causada por su difusión a través de la columna de agua a las zonas anóxicas del sedimento. La denitrificación sería la causa principal de la disminución en la concentración de nitrato. La remoción de PRS y amonio fue baja debido a la baja concentración de OD. La reducción de Fe y SO42- en la zona de salida sugiere la formación de sulfuro de hierro en sedimento de fondo. Cr, Ni y Zn fueron retenidos eficientemente en el wetland. Los siguientes parámetros mostraron un porcentaje de remoción significativamente más alto en la última etapa: PT, NH4+, Ca2+, SO42-, Cr, Fe y Zn. Mientras que NO3-, NO2-, Cl-, DBO, DQO y Ni no presentaron diferencia estadísticamente significativa entre las dos etapas. Estos resultados nos indicarían que la eficiencia mejoró en esta etapa final. Las concentraciones de metales y P en el sedimento de fondo fueron mayores en la entrada que en la salida (Fig. 2), denotando su retención. Estas concentraciones en el sedimento de la zona de salida no mostraron diferencias estadísticamente significativas con los valores iniciales, lo que demuestra que la capacidad de retención del wetland no se ha saturado, ya que no hay aún retención en la zona de salida. Utilizando técnicas de fraccionamiento de metales y de P, pudo comprobarse que estos contaminantes quedaron retenidos en fracciones químicas del sedimento que no los liberarán al agua aunque cambien las condiciones ambientales. El P fue acumulado especialmente en la parte aérea de las macrófitas. La concentración de metal en la biomasa no mostró un incremento significativo en los últimos años de operación (Fig. 3). Esto es probablemente debido a que T. domingensis mostró un abundante crecimiento alcanzando una biomasa máxima mayor que en ambientes naturales cercanos (8 kg/m2), como puede observarse en la Fig. 4. Las macrófitas acumularon metales, especialmente en raíces y rizomas, lo que sugiere escasa translocación a la parte aérea. Esto es deseable ya que los metales quedan inmovilizados en el wetland. Si bien el sedimento fue el principal acumulador tanto de P como de metales, no hay que dejar de tener en cuenta que las macrófitas emergentes además de acumular contaminantes en sus tejidos, influyen en los ciclos biogeoquímicos del sedimento a través de efectos en el potencial redox, debido a su capacidad para transportar oxígeno desde la raíz a la zona rizosférica (Barko et al., 1991; Sorrel y Boon, 1992). Cuantitativamente esta capa oxigenada puede visualizarse por el color rojo asociado a las formas oxidadas del hierro en la superficie de las raíces y el sedimento circundante. La cobertura de T. domingensis en los dos últimos años varió entre el 55% (porcentajes que coincidieron con heladas y cosechas) a fin del invierno hasta 95% en verano (Fig. 1). Estos resultados son consistentes con estudios previos que informaron que un completo desarrollo del sistema raíz-rizoma de la vegetación requiere entre 3 y 5 años. Kadlec et al. (2000) propusieron que la eficiencia del wetland aumenta cuando éste alcanza su madurez. Vymazal y Kròpfelovà (2005) reportaron que para Phragmites sp., usualmente son necesarios 3 o 4 años para alcanzar su desarrollo completo, pero en algunos sistemas se necesita aún más tiempo. Este WC ha sido dominado por T. domingensis desde hace 4 años y como pudimos comprobar su eficiencia en la retención mejoró a largo del tiempo. La composición química del efluente de entrada (alto pH, y altas concentraciones de Fe, Ca y carbonatos) provee las condiciones adecuadas para la remoción de contaminantes, por lo que el humedal continuará reteniéndolos, mientras se mantenga la composición del mismo. La eficiencia de retención para los parámetros monitoreados fue significativamente mayor o no mostró diferencia estadísticamente significativa cuando el wetland alcanzó su madurez respecto a las eficiencias reportadas en la etapa previa. La cobertura de la vegetación y la biomasa mostraron variaciones estacionales, lo que no influyó significativamente en la eficiencia del sistema. Las concentraciones de metales en el sedimento de fondo de la salida no presentaron diferencias estadísticamente significativas con los valores iniciales, ya que los contaminantes quedan retenidos fundamentalmente en la zona de entrada. Los resultados obtenidos sugieren que la eficiencia en la retención de contaminantes podría mantenerse a lo largo del tiempo si se mantienen las actuales prácticas de manejo de este wetland.

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