Humedales artificiales

Los humedales artificiales (HA) son áreas saturadas por aguas superficiales o subterráneas que mantienen especies de plantas adaptadas a suelos saturados con lecho rocoso y sedimentos finos, y con vegetación emergente que facilita la formación de biopelículas y la transferencia de oxígeno ^{Sierra-Pech y López-Ocaña (2013)}. Los HA se pueden clasificar en humedales de flujo libre (HAFL) y de flujo subsuperficial (HAFS) por el tipo de régimen de flujo de agua, y por el tipo de macrófitas instaladas en el humedal (emergentes, flotantes y sumergidas) (^{Solís-Silvan, López, Bautista, Hernández y Romellón, 2016}).

^{Saeed y Sun (2012)}, clasifican los humedales en dos categorías: de flujo vertical y flujo horizontal. Son más eficientes los sistemas de superficie en la eliminación de contaminantes (^{Araque-Niño, Britto, Cuellar, y Perico, 2018}) y evaluaron la eficiencia en eliminación de contaminantes, materia orgánica, nutrientes, fármacos y microorganismos patógenos en diferentes configuraciones de HA con el objetivo de destacar las características más innovadoras y los puntos deficientes.

Los HAFS han sido ampliamente utilizados en el tratamiento de aguas residuales para la eliminación de sólidos y materia orgánica lo que es comprobado analíticamente mediante la medición de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) y la demanda química de oxígeno (DQO) (^{López et al., 2015}). ^{Carballeira, Ruiz y Soto (2017)} mencionan este tipo de humedales son más simples y de baja tecnología mecánica en el tratamiento de aguas residuales por lo cual se adoptan en países en vías de desarrollo. Los HA presentan ventajas técnicas, económicas y socialmente aceptables, como bajos costos de implementación, operación y mantenimiento, y no presentan problemas de olores o plagas (^{Saeed y Sun, 2012}). Además, en casos de bajas temperaturas, pueden brindar protección térmica al sistema gracias a la vegetación y el sustrato (^{Arteaga-Cortez et al., 2019}). Por otro lado, ^{Witthayaphirom et al. (2020)} señalan que los humedales artificiales (HA) han sido efectivamente utilizados en el tratamiento de aguas residuales en climas tropicales. Esto se debe a diversos factores, como las altas temperaturas, la humedad, el crecimiento vegetal, la radiación solar y el incremento de la actividad microbiana. Según ^{Carballeira et al., (2017)}, uno de los problemas relacionados con la operación de los HAFS (vertical u horizontal) es la obstrucción de los medios granulares por la acumulación de distintos tipos de sólidos, lo que reduce la infiltración y porosidad del medio utilizado, lo que merma la eficiencia del tratamiento y reduce la vida útil del HA. A pesar de estos problemas, el tratamiento de aguas residuales mediante HA se ha convertido en una tecnología confiable en las últimas décadas debido a sus bajos costos y grandes beneficios para la eliminación de contaminantes de diferente naturaleza (^{Wu et al., 2015}).

Según ^{Wu et al. (2015)}, las técnicas aplicadas en humedales artificiales para el tratamiento de aguas residuales se basan en los siguientes principios: aislamiento térmico, operación de flujo de marea, paso de alimentación, recirculación de efluentes, suministro de fuentes de carbono externas, cosecha de biomasa, bioaumentación, adición de lombrices de tierra, torres híbridas, aireación artificial, corredor de flujo circular, flujo subterráneo desconcertado, celda de combustible microbiana acoplados, electrólisis integrada y reactor biológico combinado. Cada una de estas tecnologías conlleva ventajas y desventajas. De las primeras se anotan: aplicación a condiciones de masa, manejo y volumen, grado de contaminación, inversión económica y de tiempo de remediación, operación sostenida en invierno para zonas templadas, menores costos de capital y operación que los sistemas aireados, utilización más eficaz de toda la superficie de los humedales y evitar una rápida obstrucción, mejora del rendimiento especialmente para el tratamiento de aguas residuales de alta resistencia, mejora significativa de la desnitrificación, incrementar la diversidad ambiental y evitar la re-liberación de nutrientes de la vegetación en descomposición, acortamiento del período de adaptación y aceleración de las tasas de biodegradación, reducción del problema de las obstrucciones, eliminación efectiva de COD y TN al proporcionar sus respectivas ventajas de CW SSF y FWS, nitrificación eficaz con suficiente oxígeno y aumento de las cargas de aguas residuales aplicadas, evitar el efecto adverso de la baja temperatura y retrasar la obstrucción de los sistemas, proporcionar múltiples condiciones aeróbicas, anóxicas y anaeróbicas secuencialmente en el mismo sistema, producir energía renovable mediante la conversión de energía química en energía eléctrica durante el tratamiento de aguas residuales, eliminación de fósforo, control de olores, y reducir la obstrucción. Por otra parte, las desventajas en algunos casos de adoptar algunos principios tecnológicos son: la construcción del aislamiento aumentaría los costes de inversión, pueden ocurrir un problema de obstrucción, podría surgir la segunda contaminación del efluente tratado, más energía para bombear, incremento de los costos y el problema potencial de incrementar la concentración de orgánicos en el efluente, dificultad en la optimización de la estrategia de recolección, rendimiento variable en sistemas a gran escala, ineficaz bajo altas cargas de nutrientes influyentes, más espacio y adquisición de terrenos, más entradas de energía, variable eficacia a largo plazo, más energía para bombear, cambios en el diseño de la pendiente total debido a la ruta de flujo de agua más larga, altas tasas de carga orgánica podrían hacer que el sistema deje de funcionar y la aplicación a gran escala sigue siendo difícil.

Remoción de contaminantes

La eliminación de contaminantes en los humedales está influenciada por diversos parámetros, como la temperatura, pH, oxígeno disuelto, vegetación y la combinación de todos ellos (^{Papaevangelou, Gikas y Tsihrintzis, 2016}). De acuerdo con ^{Benny y Chakraborty (2020)}, los HA con vegetación son eficaces en la eliminación de contaminantes sin afectar negativamente la vegetación. La degradación de los contaminantes involucra mecanismos complejos, incluyendo la absorción, sorción, precipitación, hidrólisis y degradación microbiana (^{Tian et al., 2020}), que reducen los contaminantes orgánicos a compuestos inorgánicos (^{Benny y Chakraborty, 2020}).

Hay procesos de degradación de contaminantes en condiciones anóxicas y con oxígeno en la zona cercana a las raíces y rizomas asociado a la actividad microbiana (^{Witthayaphirom et al., 2020}). Las plantas macrófitas desempeñan diversas funciones beneficiosas en los lechos, como estabilizar su superficie, crear ambientes propicios para la filtración y proporcionar aislamiento térmico contra el frío. Además, favorecen la adsorción de contaminantes y liberan oxígeno y carbono orgánico en la zona de las raíces (^{Carballeira et al., 2017}). Tanto las plantas como los microorganismos trabajan en conjunto para degradar una amplia variedad de contaminantes. Esto ocurre gracias a la formación de consorcios microbianos en la rizosfera, la acción de los exudados de las raíces como sustratos suplementarios, la presencia de nitrógeno en el agua en diferentes formas, la transferencia de oxígeno hacia el suelo y la cinética de degradación realizada por los microorganismos (^{Ebrahimbabaie y Pichtel, 2021}).

Los microorganismos presentes en los HA desempeñan un papel importante en procesos de degradación de los principales contaminantes (^{Wang, Zhong y Bo, 2018}), como: filtración, sedimentación, agregación, adsorción, extinción natural por efecto de la temperatura; toxinas segregadas por las plantas como por otros microorganismos, la composición química del agua, oxidación e interacción de biopelículas (^{Rampuria, Gupta, Kulshreshtha y Brighu, 2021}). De acuerdo con ^{Sánchez (2017)}, los microorganismos presentes en los HA son vitales en los procesos y reacciones que se desarrollan durante la eliminación de nitrógeno y metales, la oxidación de sulfuros o, de manera más dinámica, a través de los ciclos biogeoquímicos del nitrógeno y el azufre.

En adición, ^{Semenov et al., (2020)} indican que la presencia de microorganismos autóctonos y alóctonos en las comunidades microbianas, especialmente los autóctonos, son los responsables de muchos procesos relacionados con la purificación de aguas residuales en HA. Los microorganismos alóctonos, incluyendo los patógenos, no pueden sobrevivir a las condiciones ambientales del humedal ni desempeñar ninguna función y, por lo tanto, mueren.

La profundidad, la materia orgánica y las propiedades del sustrato influyen en el proceso de degradación por las comunidades microbianas (^{Tian et al., 2020}). Mientras que la transferencia y disponibilidad de oxígeno influye en la biodegradación de contaminantes, reducir la obstrucción generada por la biomasa presente en los efluentes y mejorar la remoción de materia orgánica, nitrógeno y fósforo (^{Ilyas y van Hullebusch, 2020}).

Remoción de materia orgánica

Los humedales artificiales (HA) son una alternativa efectiva para abordar problemas ambientales relacionados con aguas residuales con altas concentraciones de materia orgánica y nutrientes (^{Angassa, Leta, Mulat, Kloos y Meers, 2018}); y funcionan mediante la eliminación de materia orgánica a través de mecanismos de separación, retención, degradación microbiana (^{Wang et al., 2018}).

Para lograr una eliminación eficiente de la materia orgánica, es esencial medir ciertos parámetros analíticos, como la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5), la demanda química de oxígeno (DQO), los sólidos suspendidos totales (SST) y los sólidos suspendidos volátiles (SSV) (^{López et al., 2015}). Por otro lado, ^{Wang et al. (2016)}, simularon el funcionamiento de un HAFSSH en “mesocosmos” y lograron una eficiencia de eliminación del 81% de la DQO en comparación con un humedal control en un período de operación de 8 meses.

En los últimos años, la remoción de nitrógeno y fósforo ha tomado especial atención en los HA. El fósforo puede ser atrapado en las partículas del suelo y sedimentos presentes en el humedal, lo que reduce su concentración en el agua. Las reacciones químicas entre el fósforo y los componentes del suelo pueden precipitarlo, inmovilizándolo. El nitrógeno, logra su eliminación principalmente a través de procesos de desnitrificación bacteriana. Las bacterias presentes en el suelo y en el agua convierten el nitrógeno amoniacal y nitrato en nitrógeno gaseoso, que es liberado a la atmósfera. Además, la vegetación acuática en los humedales también contribuye a la eliminación del nitrógeno al absorberlo y utilizarlo para su crecimiento. Estos procesos combinados hacen que los humedales artificiales sean efectivos en la reducción de los niveles de fósforo y nitrógeno en el agua, se mejora su calidad y ayuda a prevenir problemas de contaminación y eutrofización (^{Torres-Bojorges, Hernández, Fausto y Zurita, 2017}). ^{Saeed y Sun (2012)} explican los humedales de flujo subsuperficial utilizan rutas físicas, químicas y biológicas para eliminar contaminantes de los parámetros ambientales y operativos.

La eliminación eficiente del nitrógeno es esencial para evitar la eutrofización y la proliferación de algas en los cuerpos de agua receptores, lo que puede llevar a la degradación del agua (^{Zhou, Wu, Wang y Wu, 2019}; ^{Mustapha, van Bruggen y Lens, 2018}). La desnitrificación en zonas aeróbicas y anaeróbicas en la zona radicular de las plantas a través del uso de ha sido destacada como una estrategia para la eliminación de nitrógeno en aguas residuales (^{Wang et al., 2018}). ^{Aregu, Asfaw y Khan (2021)} mencionan que la exposición directa de las raíces a los efluentes tratados mejora la absorción de fósforo y nitrógeno, mientras que ^{Mustapha et al. (2018)} afirman que la presencia de plantas en los humedales artificiales mejora la remoción de nitrógeno. Los sistemas híbridos de HA, que combinan humedales de flujo horizontal y vertical, son efectivos para mejorar la eliminación de nitrógeno al proporcionar condiciones adecuadas para los procesos de nitrificación y desnitrificación (^{Ilyas y van Hullebusch, 2020}).

Otros contaminantes

Los contaminantes emergentes (CE) en las aguas superficiales ejercen una presión significativa sobre las plantas de tratamiento. Existe una falta de información sobre la relación entre los niveles de CE y los posibles efectos adversos en la salud de la vida silvestre y los seres humanos (^{Archer, Petrie, Kasprzyk-Hordern y Wolfaardt, 2017}). Entre estos CE, se encuentran fármacos como la cafeína, carbamazepina, diclofenaco, ibuprofeno, ketoprofeno y naproxeno (^{Rabello, Teixeira, Gonçalves y de Sá Salomão, 2019}), y los humedales artificiales (HA) han demostrado ser una opción viable para tratar estos contaminantes farmacéuticos presentes en las aguas residuales debido a sus características ecológicas y económicas (^{Li et al., 2016}).

Además de los fármacos, los productos de cuidado personal (PCP) también son considerados CE y están recibiendo mayor atención científica. Estos productos, utilizados en la vida cotidiana, contienen una amplia variedad de compuestos orgánicos que llegan a las corrientes de agua a través de diversas vías, como la excreción humana, la eliminación inadecuada, la filtración en basureros, el drenaje o los efluentes industriales (^{Archer et al., 2017}; Ren, Zhang, Wang, Dai y ^{Chen, 2021}). Los PCP pueden encontrarse en aguas residuales, ríos y aguas subterráneas, y pueden tener efectos adversos en la cadena alimentaria, lo cual, representa un riesgo para la salud (^{Rajapaksha et al., 2014}; ^{Ren et al., 2021}). Sin embargo, debido a sus bajas concentraciones, aún no se han establecido los daños que pueden causar en la salud y en los ecosistemas acuáticos. (^{Archer et al., 2017}).

Los sistemas de tratamiento de aguas residuales convencionales no tienen la capacidad de eliminar todos los nutrientes, ya que no fueron diseñados para eliminar micro contaminantes como los fármacos o PCP presentes en aguas superficiales, subterráneas y agua potable, lo que puede resultar en daños desconocidos a la salud de los seres humanos y del ecosistema (^{Archer et al., 2017}; ^{Ren et al., 2021}; ^{Sakurai et al., 2021}).

Evaluar el riesgo de los contaminantes emergentes puede ser complicado debido a las diferentes concentraciones presentes en aguas ambientales y a la falta de conocimiento sobre sus efectos dañinos (^{Archer et al., 2017}). En este sentido, en el trabajo de ^{Ren et al. (2021)}, se reportaron concentraciones en plantas de tratamiento en la escala de nano y microgramos por litro, aunque los autores indican que aún se desconoce su impacto. Referente a ello, los sistemas híbridos de hábitats acuáticos, en conjunto con los tanques de algas, se consideran pasos de pulido para el tratamiento de aguas residuales y la eliminación de contaminantes orgánicos persistentes, como los fármacos y los PCP, por mencionar un ejemplo (^{Rabello et al., 2019}).

Humedales artificiales de flujo subsuperficial horizontal (HAFSSH)

Se describen a continuación publicaciones relacionadas con los humedales artificiales de flujo subsuperficial horizontal (HAFSSH) y otras configuraciones en orden ascendente desde el año 2015 hasta el 2021. Se anota de la eficacia referidas de las tecnologías de saneamiento, se citan en valores relativos de porcentaje, y para detalles se deberá acudir a fuente bibliográfica original.

Se eliminó la concentración de Nitrobenceno (NB) para humedales aireados y no aireados un 71% y 82%; y con la adición de glucosa, la concentración de NB disminuyó significativamente en ambas condiciones (^{Kirui, Wu, Kizito, Carvalho y Dong, 2016}). En laboratorio con agua residual sintética se logró la remoción del 99% del nitrobenceno (NB) con la aireación intermitente y se obtuvo amonio derivado de la degradación (^{Kirui et al., 2015}).

En planta piloto de aguas residuales universitarias se removió MO de 72.5-86.2%, N (65.6-77.1%) y P (61.2-68.9%) en sitios plantados contra MO de 73.2-78.7%, N (30.2-38.2%) y P (17-34.7%) en sitios sin plantas. En la remoción de SST (58.4 a 73.1%) y CT (82.1 a 87.6%) existieron variaciones (^{Papaevangelou et al., 2016}).

En Planta piloto de vertedero la mejor remoción de DQO fue 67% y de metales pesados tuvo del orden de 10-80%. Las especies vegetales mostraron buena respuesta fisiológica al ambiente contaminado al que fueron expuestas (^{Madera-Parra, 2016}).

En ensayo en laboratorio con aguas residuales domesticas la eliminación de DQO, NH4+ y NT fueron del 95.6, 96.1 y 85.8%, respectivamente. La aireación intermitente aumentó la presencia de bacterias nitrificantes (^{Fan, Zhang, Guo, Liang y Wu, 2016}).

Residuos farmacéuticos en agua se observaron una gran diversidad microbiana en lechos construidos y no construidos, especialmente especies de familias Flavobacteriaceae, Methylococcaceae y el género Methylocystis; especies anaeróbicas de la familia Spirochaetaceae y el género Clostridium Sensu Stricto y del Ignavibacterium Y. (^{Li et al., 2016}).

En Planta funcional de tratamiento de aguas residuales, con tres sistemas se alcanzó a eliminar el NH4+ del orden de 75.75 a 80.5%, NT de 34.17 a 47.5%, y DQO de 71.43 a 81.07% con respecto al humedal control. La eficiencia de eliminación de NO₃ en los tres sistemas fue de 33%. En el análisis de la comunidad microbiana detectaron un total de 24 filos, Proteobacteria y Bacteroidetes como especies dominantes (^{Wang et al., 2016}).

En Planta funcional de descargas de granja porcina con obstrucción de filtro de medio poroso del sustrato, se observaron cambios en el rendimiento de la materia seca del humedal con la primera especie vegetal evaluada y con una segunda especie vegetal no la pudieron analizar por problemas operacionales (^{Baptestini et al., 2016}). Por otra parte, también se observó la obstrucción por sólidos en el medio poroso en Planta Piloto de aguas residuales universitarias y las diferencias en la acumulación de sólidos intersticiales en la grava y las características de los sólidos entre los humedales plantados y no plantados no fueron significativas. La tasa de acumulación de sólidos totales fue de 1.5 kg m^-2 año^-1. Las condiciones aeróbicas redujeron la acumulación de sólidos. Se observaron lixiviaciones excesivas de carbono orgánico (^{Carballeira et al., 2017}).

El químico fenantreno en planta piloto de escorrentía industrial; fue eliminado en su mayoría con otros contaminantes en la parte superior del humedal. Las eficiencias de purificación del efluente en el humedal se correlacionaron con la distribución temporal y espacial de los índices ambientales, la actividad enzimática y las comunidades bacterianas. El 93.1% de las secuencias obtenidas del análisis DGGE se clasificaron en bacterias no cultivadas. Los filos dominantes en las comunidades bacterianas fueron proteobacterias y bacteroidetes (Yi, Jing, Wan, Ma y ^{Wang, 2016}).

Aguas residuales industriales (efluente secundario de una PTAR) de Planta Piloto con Sistema de HA acoplados de flujo vertical y horizontal se obtuvieron eficiencias de remoción de 82.3, 69.8, 77.8 y 32.3% para NH4-, NT, PT y DQO, respectivamente. Se observó presencia de Proteobacterias, Bacteroidetes, y Actinobacteria. Los géneros dominantes de los sistemas VF y HF fueron Haliscomenobacter y Pseudomonas. Observaron gran abundancia de bacterias nitrificantes y desnitrificantes (^{Xu et al., 2016}).

Bajo condiciones de laboratorio se simulo un Humedal artificial de flujo subterráneo desconcertado y se observaron eficiencias significativas en la eliminación de especies de NT y DQO empleando astillas de madera con aireación intermitente. La aireación intermitente fue óptima para la eliminación de NT, facilitando una buena eficiencia de nitrificación mientras que no tuvo efecto negativo significativo sobre la eliminación de NO₃-. Las eficiencias de eliminación de DQO (97%), NH₄+ (95%) y NT (94%) se obtuvieron simultáneamente con sustrato combinado de grava-escoria-astillas de madera (^{Li et al., 2017}).

En planta piloto de aguas residuales universitarias se removió NH₄+ de 76-87% en el primer año, y de 79-97% en el segundo. Sin embargo, los efluentes se consideraron altamente nitrificados. La mayor remoción de NT se observó en el sistema de humedal de flujo horizontal acoplado a una laguna de estabilización. En el segundo año se incrementó la eficiencia de remoción por mayor densidad de vegetación (^{Torres-Bojorges et al., 2017}).

En Planta Piloto de efluentes de hidrocarburos totales de petróleo (TPH), se eliminó TPH en agua (84%) y arena (77%); y se aumentó la eliminación de TPH con la adición de bacterias rizosféricas. No se observaron diferencias significativas entre los parámetros evaluados (pH, OD, ORP) en cada efluente, con y sin la adición de rizobacterias (^{Al-Baldawi, Abdullah, Anuar y Mushrifah, 2017}).

Fue eficiente la remoción de Clorotalonil en aguas residuales domésticas, materia orgánica y nutrientes. El aumento en la concentración final del plaguicida (385 mg L^-1), puede explicar la disminución en el recuento, debido a procesos de adaptación posterior al plaguicida donde se generan cambios en la dinámica, estructura y función de biopelículas (^{Ríos-Montes, Casas, Briones y Peñuela, 2017}).

Con aguas residuales de cultivo bajo invernadero, el suplemento de las pajillas de flores como fuente de carbono hace eficiente la eliminación de nitratos. Se produjo una liberación de carbono orgánico inestable por las pajillas, lo cual bajó el rendimiento del sistema a 30 días de operación. Se produjeron amonio, nitrito y la lixiviación de N orgánico, resultando en una tasa de eliminación de NT más baja que la del NO₃- (^{Chang, Ma, Chen, Lu y Wang, 2017}).

En condiciones de laboratorio, se observó el aumento de la eficiencia de remoción de nitrógeno mediante la adición de biomasa vegetal. Las tasas de eliminación medias fueron de 2.64-3.24 y 2.15-2.80 g N m^-2 día^-1 para nitrato y NT en comparación con 0.30 y 0.27 g N m^-2 día^-1 para el control. Los valores de OD y ORP fueron favorables para la remoción de nitratos. Las actividades de las enzimas nitrato reductasa, deshidrogenasa, CM-celulasa, β-glucosidasa, ureasa y proteasa mejoraron significativamente por la adición inicial de biomasa (^{Chang et al., 2018}).

En aguas de desechos industriales y domesticas contenían altos niveles de indicadores bacterianos. Los humedales artificiales evaluados produjeron una eliminación significativa de coliformes durante el período de estudio (66-94%) (^{Kaushal, Patil y Wani, 2018}).

El tratamiento integrado de aguas residuales domésticas mostró un porcentaje de remoción de DQO y DBO5 (≈ 43%) y bacterias coliformes (> 45%). El sistema conservó nutrientes fertilizantes en el agua lo cual mantiene cierto potencial para el riego sostenible de cultivos. El cultivo de tomate no presentó sabores extraños y tuvo buena aprobación (^{Caselles Osorio et al., 2018}).

En Planta Piloto de aguas residuales universitarias se observó que después de un tiempo prolongado de operación (3 años), los humedales con sustrato multicapa promueven la eficiencia de eliminación de los contaminantes. Los humedales con sustrato multicapa pueden demorar la obstrucción al facilitar el desarrollo de biopelículas para la eliminación de orgánicos. Las eficiencias de remoción promedio de DQO, NH₄+, NT y PT fueron de aproximadamente 70, 78, 62 y 80% para CW6; 58, 60, 49 y 63% para CW3; y 29, 40, 30 y 41% para CW1, respectivamente (^{Ding et al., 2018}).

En Planta Piloto de aguas residuales de Refinería de Petróleo, el sistema híbrido evaluado presentó capacidad de tratamiento del efluente utilizado. El sistema híbrido plantado con T. latifolia reveló valores de descarga de acuerdo con lo establecido por la OMS y el gobierno de Nigeria. El sistema HAFV con T. latifolia demostró mejores resultados que con otras especies evaluadas. El sistema híbrido mostró eficiencias significativas de eliminación para DBO5 (94%), DQO (88%), NH₄+ (84%), NO₃- (89%), PO₄ ³ (78%), SST (85%) y turbidez (97%) (^{Mustapha et al., 2018}).

En planta piloto de aguas residuales municipales, el humedal mostró un alto rendimiento en la eliminación de contaminantes del efluente considerando la aireación y las especies plantadas. La aireación junto con especies vegetales incrementó la remoción de fósforo y nitrógeno. El rango de temperatura (22.4-26.7 °C) favoreció los procesos de nitrificación y desnitrificación. El humedal plantado con V. zizaniode eliminó más SST (92.3%) y DBO5 (92%) que P. karka (SST 91.3%, DBO5 90.5%), sin embargo, las diferencias no fueron significativas. El rango de eficiencia de remoción de NH₄ ⁺ en el humedal plantado con V. zizanioide varió entre 55.2 y 92.7%, para P. karka de 64.1 a 94% y para el control 37 a 70.3%; La remoción de NO_3- fluctuó de 51.7 a 92% para V. zizanioide, de 51.7 a 94.9% para P. karka y 34.5 a 63.6% para el control (^{Angassa et al., 2018}).

Se midieron los lixiviados de humedal plantado con H. psittacorum y se obtuvieron eficiencias de remoción significativas (DQO 64%; nitratos de 48%; fosfatos de 63%; plomo de 15%) en comparación con el humedal plantado con C. haspan. (^{Jiménez-Cerón et al., 2018}).

En planta funcional de tratamiento de aguas residuales municipales, el desempeño del humedal en la remoción de BPA, fue eficaz junto con efecto de las plantas seleccionadas. La TRH fue un factor importante en la remoción ya que el BPA mostró sensibilidad con un TRH prolongado. Uno de los antibióticos evaluados (CIP) mostró altas tasas de remoción en el humedal plantado en comparación con otro antibiótico (SMX). No se observó un aumento en la expresión de genes resistentes a antibióticos (^{Christofilopoulos et al., 2019}).

En laboratorio y agua sintética se simuló un humedal con biocarbón y mostraron mayor eficiencia de eliminación de amonio (49.7-63.5%) y nitrógeno total (81.8-86.4%), en comparación con humedales con grava pura con tasas de eliminación para amonio de 47.4% y nitrógeno total de 80.75%. El análisis de la comunidad microbiana reveló la abundancia de ciertas especies de bacterias con el aumento de biocarbón. Relación de biocarbón al 30% obtuvo mejores resultados en la eliminación de NH₄+ (63%), NT (86%) y DQO (89%) (^{Deng et al., 2019}).

Bajo condiciones de laboratorio y con aguas residuales porcinas el humedal parcialmente saturado logró una mejor eliminación de NH₄+-N y NT por flujo de marea. El humedal logró eficiencias de remoción correspondientes de 86, 61 y 57%, para DQO, NH₄+-N y NT respectivamente, incluso a bajas temperaturas. Los resultados de la secuenciación indicaron que los nitrificantes (Nitrospira y Rhizomicrobium) y los desnitrificantes (Rhodanobacter y Thauera) existían simultáneamente en la capa de zeolita (^{Han et al., 2019}).

Se evaluaron lixiviados de lodos en condición de laboratorio y se observó gran potencial a temperaturas de ~29°C en el tratamiento de lixiviados. Evaluando la eficiencia a diferentes TRH, se alcanzó con un TRH de 4 días las eficiencias de remoción de DQO (85.6%), NH₄+ (99.7%), NT (85.3%) y PT (91.5%). La concentración de los metales pesados evaluados se encontró por debajo del estándar de descarga de China (^{Hu et al., 2019}).

Con agua sintética en laboratorio se observó un aumento en remoción de nitrógeno en el humedal con la adición de biocarbón a diferentes relaciones C/N del efluente. La máxima eficiencia se obtuvo a una relación C/N de 3 en la eliminación para DQO (92%), NH₄+ (50%) y NT (50%). Se presentó una nitrificación deficiente en diferentes proporciones C/N del efluente en el humedal con y sin biocarbón debido a la falta de oxígeno (^{Zhou et al., 2019}).

En vertedero funcional, la absorción de la vegetación y la adsorción de los sustratos influyeron ligeramente poco a la eliminación de compuestos hidrófilos. El consorcio microbiano degradante de los compuestos hidrófilos que incluye a Sphingomonas sp. y Rhodococcus sp. estaban bien desarrollados en medios establecidos. (^{Witthayaphirom et al., 2020})

En agua sintética y laboratorio se midió la remoción del fenol (99%) y la DQO (93%) a temperatura ambiente. La eficiencia en la remoción del NT fue baja (7-28%). La alcalinidad en el sistema mejoró la eficiencia de remoción del tiocinato (91%). El crecimiento de la vegetación no se vio afectada por la toxicidad (^{Benny y Chakraborty, 2020}).

En agua residual de planta de tratamiento, no se eliminó totalmente el NT del efluente mediante el uso del relleno Fe0-C. El CW-Fe fue el sistema que mejor rendimiento mostró en la eliminación de fósforo (90%). Se pudo apreciar la presencia de Bacteroides, Firmicutes, Chlorofeli y Actinobacteria. El sistema CW-Fe mostró mayor presencia de enzimas que CW-C, permitiendo la transformación de nitratos a amonio (^{Huang, Yang, Zhu y Yu, 2020}).

En aguas residuales municipales las concentraciones de materia orgánica del suelo y NT aumentaron durante la operación a largo plazo, lo cual influyó en la composición de la comunidad microbiana. La comunidad microbiana en el humedal de manglar artificial cambió con las variaciones de la composición del sustrato (^{Tian et al., 2020}).

Aguas residuales de hospital se alcanzaron eficiencias altas de remoción de metilparabeno (Mp) (97%) y de sildenafil (Sil) en humedales plantados, en comparación con la remoción en los HA no plantados (~60%). La eliminación de carbamazepina (Cbz) fue inferior al 10%. El compuesto con mayor presencia en macrófitas fue Cbz, Sil y Mp. Se concluye que Cbz no se biodegrada. El Sil se degradó mediante la adsorción en el lecho de soporte mientras que la degradación bacteriana para el Mp (^{Delgado et al., 2020}).

En agua sintética y laboratorio se midió el Fe²⁺ a los humedales y se mostró que la eficiencia de remoción de DQO disminuía, en comparación con los que no estuvieron influenciados por Fe²⁺ con tiempos de retención similares. Por el contrario, la remoción de NT, NO₃- y NH₄+ se beneficiados con la adición de Fe²⁺ con diferentes concentraciones (^{Zhang et al., 2019}).

En aguas residuales concentradas domesticas segregadas el humedal híbrido mostró gran potencial en el tratamiento al reducir del orden de: DQO = 74 y 79%, y DBO5 = 70 y 93%, nutrientes NT = 45 y 49%, N amoniacal = 48 y 47%, PT = 64 y 60%, y ortofosfato = 65 y 62%; y microorganismos CT = 93.9 y 80%, y E. coli = 98.9 y 96%) (^{Sakurai et al., 2021}).

Se midió en aguas grises universitarias la dinámica de reducción y oxidación de C, S y N asociado a la población microbiana. Se identificaron grupos específicos de bacterias relacionados con la degradación del carbono orgánico. En el sistema se observaron zonas con microbiota específica primordial para la estabilidad del sistema. (^{Bernardes et al., 2021})

Se observó la obstrucción de filtros por algunos géneros bacterianos, los cuales pueden funcionar como indicadores de la presencia temprana en los HA (^{Zhang et al., 2021}).

En lixiviados de vertedero, la eficiencia de remoción para la DQO fue de 86.3%, para NH₄+ y PT fueron de 86.7 y 88.2%, respectivamente. La tasa total de eliminación de componentes similares al ácido húmico fue de un 61.5%. Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) y COV con mejor tasa de remoción fueron Indeno [123-cd] pireno (85.5%), benzo [a] antraceno (82%), criseno (75.9%), triclorometano (>63.5%) y 1,2-dicloroetano (61.6%) (^{Yang et al., 2021}).

La mejor configuración de humedales para la eliminación de hormonas y eficiencia de remoción para DQO, NH₃- y PT se alcanzó con el humedal de flujo vertical acoplado con un humedal de flujo horizontal, ambos con aireación asistida. Los esteroides fueron degradados por bacterias aeróbicas (^{Chen et al., 2021}).

En Planta piloto de tratamiento de aguas residuales de industria de curtiduría de pieles se encontró la piedra pómez brindó una mayor superficie para la vegetación y mejoró la remoción de contaminantes con un TRH de 5 días para DBO5, DQO y SST (58.67±6.5, 214.67±32.33 y 80±4.58, respectivamente). Así mismo el NH₄+, NO₃-, NT, PO₄- y PT (4.67±1.53, 0.37±0.15, 6.50±1.32, 2.67±1.26 y 5.53±0.5, respectivamente) (^{Aregu et al., 2021}).

En planta piloto de aguas residuales de granja porcina, se evaluaron nueve humedales con dos tipos diferentes de vegetación y con diferentes tasas de carga de nitrógeno. A menor carga adicionada, mayor eficiencia de remoción (44.9%). La alta concentración de NH₃- provocó un efecto inhibidor en el crecimiento de una de especie y en su capacidad de remoción de contaminantes (^{Fia et al., 2021}).

En planta piloto y aguas residuales sintéticas el tratamiento con álcali destruyó enlaces entre la lignocelulosa y otros componentes. Mejoró las tasas de eliminación de NT, NO₃- y NH₄+ en un 24.41%, 31.8% y 8.8%, respectivamente. Se concluye que ALH-C mejora la remoción de nitrógeno significativamente durante las temporadas de bajas temperaturas (^{Zheng et al., 2021}).

En agua continental, la vegetación emergente cambió significativamente la composición de las comunidades microbianas y los genes metabólicos, promoviendo la actividad metabólica y diversidad de las comunidades microbianas (^{Fang et al., 2021}).

En aguas residuales domesticas se midió en humedales de construcción profunda permiten una mejor eliminación de nutrientes debido a la presencia de las comunidades bacterianas. Diversidad en la presencia de bacterias fueron identificadas en humedales debido a diferentes concentraciones de antibióticos en las aguas residuales (^{Rampuria et al., 2021}).

Con aguas grises y Biorreactor de membrana (BRM), se evaluó en Humedal artificial de flujo vertical integrado (HAFVI). Resultados mostraron positivos indicadores en el tratamiento de aguas grises. BRM tuvo mejores eficiencias de remoción que el humedal (DQO de 20 mg L^-1, NH₃- de 0.2 mg L^-1). La ruta de eliminación de los PCP en el MBR se efectuó por medio de adsorción y biodegradación de lodos activados, pero variando por el tipo de sustrato (^{Ren et al., 2021}).